Nr 40 - Instytut Ochrony Środowiska
04.03.2014 • Views
Share Embed Flag

Nr 40 - Instytut Ochrony Środowiska

Nr 40 - Instytut Ochrony Środowiska

Nr 40 - Instytut Ochrony Środowiska

SHOW MORE
SHOW LESS
ePAPER READ
DOWNLOAD ePAPER
ios.edu.pl

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

YUMPU automatically turns print PDFs into web optimized ePapers that Google loves.

START NOW

CHRONA<br />

ŚRODOWISKA<br />

I ZASOBÓW<br />

NATURALNYCH<br />

nr <strong>40</strong><br />

Warszawa<br />

2009<br />

INSTYTUT<br />

OCHRONY<br />

ŚRODOWISKA

INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA<br />

INSTITUTE OF ENVIRONMENTAL PROTECTION<br />

OCHRONA<br />

ŚRODOWISKA<br />

I ZASOBÓW<br />

NATURALNYCH<br />

ENVIRONMENTAL PROTECTION<br />

AND NATURAL RESOURCES<br />

nr <strong>40</strong><br />

Warszawa 2009

Komitet Wydawniczy <strong>Instytut</strong>u <strong>Ochrony</strong> środowiska<br />

Prof. dr hab. Barbara Gworek – redaktor naczelny,<br />

prof. dr hab. Apolonia Ostrowska, prof. dr hab. inż. Jerzy Siepak,<br />

doc. dr hab. Grażyna Porębska, dr hab. Marzena Dudzińska<br />

Opracowanie edytorskie<br />

Marta Radwan-Röhrenschef, Maria Lackowska<br />

Korekta techniczna<br />

Monika Natunewicz, Maria Bucka<br />

© Copyright by INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA, Warszawa 2009<br />

Wydawca<br />

DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ<br />

00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11<br />

tel. (0-22) 625 10 05 w. 58; fax: (0-22) 629 52 63<br />

www.ios.edu.pl; e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl<br />

CZASOPISMO RECENZOWANE<br />

ISSN: 1230-7831-08-7<br />

Przygotowanie do druku i druk<br />

Studio 2000 Robert Lipski<br />

www.studio2000.pl

W czasopiśmie OCHRONA ŚRODOWISKA I ZASOBÓW NATURALNYCH prezentowane<br />

są interdyscyplinarne prace publikowane przez specjalistów z różnych dziedzin. W pracach<br />

tych są prezentowane wzajemne związki między reakcjami zachodzącymi w różnych<br />

elementach środowiska, związane z obiegiem składników w przyrodzie i odzwierciedlające<br />

zarówno procesy naturalne, jak i oddziaływanie człowieka. Tematyka tych prac poświęcona<br />

jest także zagadnieniom społeczno-ekonomicznym, technicznym na poziomie UE, krajowym,<br />

regionalnym oraz lokalnym w aspekcie zrównoważonego rozwoju kraju.<br />

RADA PROGRAMOWA:<br />

‣ Prof. dr hab. Elżbieta Biernacka – SGGW Warszawa<br />

‣ Prof. dr hab. Danuta Czępińska-Kamińska – SGGW Warszawa<br />

‣ Prof. dr hab. Halina Dąbkowska-Naskręt – ART Bydgoszcz<br />

‣ Prof. dr hab. Marek Degórski – PAN Warszawa<br />

‣ Prof. dr hab. Ryszard Dębicki – UMCS Lublin<br />

‣ Prof. dr hab. Stanisław Kalembasa – AP Siedlce<br />

‣ Dr hab. Liliana Kalisz – docent IOŚ Warszawa<br />

‣ Prof. dr hab. Alina Maciejewska – PW Warszawa<br />

‣ Prof. dr hab. Maciej Sadowski – IOŚ Warszawa (przewodniczący)<br />

‣ Prof. dr hab. Jan Siuta – IOŚ Warszawa<br />

‣ Prof. dr hab. Zbigniew Zagórski – SGGW Warszawa<br />

Wydawnictwo dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego

SPIS TREŚCI<br />

Maria Balcerzak ...................................................................................................................13<br />

METALE SZLACHETNE W ŚRODOWISKU NATURALNYM I METODY ICH<br />

OZNACZANIA<br />

Izabela Bojakowska.............................................................................................................22<br />

KADM W SUROWCACH MINERALNYCH POLSKI I JEGO POTENCJALNA<br />

EMISJA DO ŚRODOWISKA<br />

Marcin J. Małuszyński.........................................................................................................31<br />

Thallium in environment<br />

Piotr Malczyk, Jacek Długosz.............................................................................................39<br />

ZMIENNOŚĆ PRZESTRZENNA CAŁKOWITEJ ZAWARTOŚCI RTĘCI<br />

W POZIOMIE POWIERZCHNIOWYM GLEB WYBRANEGO OBSZARU RÓWNINY<br />

SĘPOPOLSKIEJ<br />

Józef Chojnicki, Magdalena Kowalska..............................................................................49<br />

Rozpuszczalny Zn, Cu, Pb i Cd w uprawnych glebach płowych,<br />

wytworzonych z pokrywowych utworów pyłowych Równiny<br />

Błońsko-Sochaczewskiej<br />

Waldemar Martyn, Bożena Niemczuk.................................................................................56<br />

Wpływ sposobu użytkowania na zawartość i rozmieszczenie<br />

różnych form cynku w profilach gleb płowych i rdzawych<br />

Hanna Jaworska...................................................................................................................65<br />

Profilowa dystrybucja oraz mobilność ołowiu i kadmu w glebie<br />

uprawnej o zróżnicowanym uziarnieniu<br />

Grzegorz Kusza, Tomasz Ciesielczuk, Beata Gołuchowska............................................70<br />

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach obszarów<br />

przyległych do zakładów przemysłu cementowego w mieście<br />

Opolu<br />

Mirosław Kobierski, Jacek Długosz, Anna Piotrowska....................................................76<br />

Zmienność przestrzenna Zn I Cu ekstrahowanych roztworem<br />

DTPA w poziomie orno-próchnicznym gleby płowej<br />

Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska..........................................................................88<br />

ZANIECZYSZCZENIE CHROMEM A ZAWARTOŚĆ ZWIĄZKÓW AZOTU<br />

W GLEBIE<br />

Karolina Falkowska, Tadeusz Filipek.................................................................................96<br />

Dynamika zmian zawartości azotu mineralnego w wierzchniej<br />

warstwie gleb rejonu oddziaływania Zakładów Azotowych<br />

„Puławy” S.A.<br />

5

Anna Świercz, Elżbieta Sykała..........................................................................................103<br />

CHARAKTERYSTYKA JAKOŚCI GLEB OGRODÓW DZIAŁKOWYCH<br />

W KIELCACH<br />

Mirosław Wyszkowski, Agnieszka Ziółkowska ..............................................................112<br />

ZAWARTOŚĆ WĘGLA ORGANICZNEGO I NIEKTÓRYCH<br />

MAKROPIERWIASTKÓW W GLEBIE ZANIECZYSZCZONEJ BENZYNĄ I OLEJEM<br />

NAPĘDOWYM<br />

Alena Vollmannova, Peter Jezo, Julius Arvay.................................................................123<br />

Soil hygiene in vicinity of industrial enterprises<br />

in Middle Povazie region<br />

Marta Wardas, Aleksander Biel.........................................................................................130<br />

Wpływ aktywności człowieka na zmiany właściwości<br />

fizykochemicznych gruntów w nawarstwieniach kulturowych<br />

w rejonie północnej części Małego Rynku w Krakowie<br />

Elżbieta Krajewska, Krystyna Niesiobędzka...................................................................137<br />

WPŁYW ZASOLENIA SPŁYWÓW POWIERZCHNIOWYCH<br />

NA WYMYWANIE METALI Z PYŁÓW ULICZNYCH DO FAZY WODNEJ<br />

Paweł Muszyński................................................................................................................144<br />

WPŁYW ELEKTROLITU I pH NA SORPCJĘ CHLOROWODORKU<br />

AMPROLINIOWEGO W GLEBACH O RÓŻNYM UZIARNIENIU<br />

Agnieszka Baran, Czesława Jasiewicz ...........................................................................157<br />

Toksyczna zawartość cynku i kadmu w glebie<br />

dla różnych gatunków roślin<br />

Janette Musilová, Tomáš Tóth, Zuzana Poláková...........................................................165<br />

Safety of potatoes from aspect residual soil contamination by<br />

risk metals<br />

Ilona Małuszyńska, Elżbieta Biernacka, Marcin J. Małuszyński, Tadeusz Kośla.........171<br />

Zawartość wanadu w glebach i roślinach na terenach<br />

przyległych do PKN „Orlen” w Płocku<br />

Jarosław Kaszubkiewicz, Dorota Kawałko......................................................................177<br />

ZAWARTOŚĆ WYBRANYCH METALI CIĘŻKICH W GLEBACH I ROŚLINACH NA<br />

TERENIE POWIATU JELENIOGÓRSKIEGO<br />

Katarzyna Kołodziejczyk, Klara Tomaszewska, Marta Gwiżdż, Ludwik Żołnierz.........190<br />

KSZTAŁTOWANIE SIĘ ZAWARTOŚCI WYBRANYCH PIERWIASTKÓW<br />

W GLEBACH ORGANICZNYCH OKOLIC MILICZA<br />

Alicja Kicińska....................................................................................................................199<br />

Arsen i tal w glebach i roślinach rejonu Bukowna<br />

Aleksandra Bielicka, Ewa Ryłko, Irena Bojanowska......................................................209<br />

ZAWARTOŚĆ PIERWIASTKÓW METALICZNYCH W GLEBACH I WARZYWACH<br />

Z OGRODÓW DZIAŁKOWYCH GDAŃSKA I OKOLIC<br />

6

Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska...........................................................217<br />

WPŁYW MATERII ORGANICZNEJ NA POBIERANIE METALI CIĘŻKICH PRZEZ<br />

RZODKIEWKĘ I FACELIĘ<br />

Barbara Sapek....................................................................................................................224<br />

Zawartość manganu i cynku w roślinności użytku zielonego na<br />

tle zmian kwasowości środowiska w wieloleciu<br />

Jolanta Domańska.............................................................................................................236<br />

ZAWARTOŚĆ I POBRANIE NIKLU PRZEZ ROŚLINY PRZY ZRÓŻNICOWANYM<br />

pH GLEB NATURALNYCH ORAZ ZANIECZYSZCZONYCH KADMEM LUB<br />

OŁOWIEM<br />

Irena Burzyńska.................................................................................................................246<br />

WPŁYW ODCZYNU GLEBY NA WSPÓŁZALEŻNOŚĆ MIĘDZY ZAWARTOŚCIĄ<br />

ROZPUSZCZALNYCH FORM CYNKU W UKŁADZIE: GLEBA – roślinność<br />

ŁĄKOWA<br />

Jolanta Kozłowska-Strawska............................................................................................254<br />

ZMIANY ZAWARTOŚCI CYNKU W ROŚLINACH NAWOŻONYCH RÓŻNYMI<br />

FORMAMI SIARKI<br />

Krystyna Niesiobędzka i Elżbieta Krajewska..................................................................262<br />

WPŁYW POTASU WYMIENNEGO I <strong>40</strong> K NA MIGRACJĘ RADIOCEZU 137 Cs<br />

Z ROZTWORU GLEBOWEGO DO ROŚLINNOŚCI<br />

Sylwester Smoleń..............................................................................................................270<br />

Wpływ nawożenia jodem i azotem na skład mineralny marchwi<br />

Krystyna Pazurkiewicz-Kocot, Andrzej Kita, Anna Bąk..................................................278<br />

Oddziaływanie selenu na siewki Zea mays L. rosnące<br />

w środowisku skażonym ołowiem<br />

Sylwester Smoleń, Włodzimierz Sady, Piotr Strzetelski, Stanisław Rożek,<br />

Iwona Ledwożyw..............................................................................................................286<br />

Wpływ nawożenia jodem i azotem na wielkość i jakość plonu<br />

marchwi<br />

Dariusz Kłódka, Arkadiusz Telesiński, Justyna Mroczek, Anita Komsta......................293<br />

ZMIANY ZAWARTOŚCI KWASU ASKORBINOWEGO, GLUTATIONU,<br />

FLAWONOIDÓW ORAZ ZWIĄZKÓW FENOLOWYCH W WYBRANYCH<br />

GATUNKACH ROŚLIN W ZALEŻNOŚCI OD STOPNIA UTLENIENIA SELENU<br />

DODANEGO DO PODŁOŻA<br />

CZĘŚĆ I. ROŚLINY JEDNOLIŚCIENNE<br />

Tadeusz Kośla....................................................................................................................301<br />

Ocena zawartości biopierwiastków oraz metali toksycznych<br />

w glebie i roślinności rezerwatu Jeziorko Czerniakowskie<br />

Małgorzata Demczuk, Kamila Garbiec.............................................................................307<br />

Heavy metals in edible fruits. A case study of bilberry Vaccinium<br />

myrtillus L.<br />

7

Sylwester Smoleń, Iwona Ledwożyw, Piotr Strzetelski, Włodzimierz Sady,<br />

Stanisław Rożek...............................................................................................................313<br />

Wpływ nawożenia jodem i azotem na efektywność<br />

biofortyfikacji w jod oraz na jakość biologiczną marchwi<br />

Anna Kubiak, Katarzyna Paraszkiewicz, Jerzy Długoński.............................................321<br />

The ability of filamentous fungus isolated from polluted soil<br />

to heavy metals uptake and xenobiotics degradation<br />

Ludwika Martyniak.............................................................................................................331<br />

WPŁYW UWILGOTNIENIA I NAWOŻENIA NPK NA ZAWARTOŚĆ MAGNEZU<br />

I JEGO RELACJI DO POTASU W RESZTKACH POŻNIWNYCH I GLEBIE<br />

Teresa Skrajna, Helena Kubicka.......................................................................................338<br />

AKTUALNY STAN I MOŻLIWOŚCI OCHRONY FLORY SEGETALNEJ<br />

W OGRODZIE BOTANICZNYM W POWSINIE<br />

Teresa Skrajna, Helena Kubicka.......................................................................................348<br />

BIORÓŻNORODNOŚCI ZBIOROWISK CHWASTÓW A ZAPAS DIASPOR<br />

W GLEBIE W KOLEKCJACH OGRODU BOTANICZNEGO W POWSINIE<br />

Joanna Szyszlak-Bargłowicz, Wiesław Piekarski...........................................................357<br />

ZAWARTOŚĆ WYBRANYCH PIERWIASTKÓW METALI CIĘŻKICH W BIOMASIE<br />

ŚLAZOWCA PENSYLWAŃSKIEGO (SIDA HERMAPHRODITA RUSBY)<br />

Bożena Kiczorowska.........................................................................................................365<br />

Kumulacja ołowiu i kadmu w skórce i miąższu wybranych odmian<br />

jabłek<br />

Arkadiusz Telesiński, Dariusz Kłódka, Anita Komsta, Justyna Mroczek......................372<br />

ZMIANY ZAWARTOŚCI KWASU ASKORBINOWEGO, GLUTATIONU,<br />

FLAWONOIDÓW ORAZ ZWIĄZKÓW FENOLOWYCH W WYBRANYCH<br />

GATUNKACH ROŚLIN W ZALEŻNOŚCI OD STOPNIA UTLENIENIA SELENU<br />

DODANEGO DO PODŁOŻA<br />

CZĘŚĆ II. ROŚLINY DWULIŚCIENNE<br />

Małgorzata Śliwka, Mateusz Jakubiak.............................................................................380<br />

WPŁYW ŚWIATŁA SPÓJNEGO NA ZMIANY ZAWARTOŚCI PIERWIASTKÓW<br />

W BIOMASIE ROŚLIN<br />

Magdalena Gajewska, Anna Czajkowska, Beata Bartodziejska....................................388<br />

ZAWARTOŚĆ AZOTANÓW (III) I (V) W WYBRANYCH WARZYWACH<br />

DOSTĘPNYCH W HANDLU DETALICZNYM REGIONU ŁÓDZKIEGO<br />

Nina Bątorek-Giesa, Barbara Jagustyn...........................................................................396<br />

Zawartość chloru w biomasie stałej stosowanej<br />

do celów energetycznych<br />

Magdalena Komorowicz, Hanna Wróblewska, Jacek Pawłowski..................................<strong>40</strong>2<br />

Skład chemiczny i właściwości energetyczne biomasy<br />

z wybranych surowców odnawialnych<br />

8

Mateusz Jakubiak, Małgorzata Śliwka.............................................................................411<br />

Wpływ fotostymulacji na zawartość wybranych pierwiastków<br />

w liściach wierzb energetycznych<br />

Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak......................................................................419<br />

ZASTOSOWANIE MIKROSKOPII ELEKTRONOWEJ<br />

W BIOINDYKACJI ŚRODOWISKA<br />

Wojciech Dmuchowski, Aneta Helena Baczewska, Dariusz Gozdowski......................431<br />

Evaluation of the lead environmental pollution<br />

in Warsaw on the basis of bioindicative methods<br />

Elżbieta Malzahn................................................................................................................439<br />

BIOMONITORING ŚRODOWISKA LEŚNEGO PUSZCZY BIAŁOWIESKIEJ<br />

Marta Matusiewicz, Helena Kubicka, Teresa Skrajna.....................................................448<br />

ZRÓŻNICOWANIE WYBRANYCH GATUNKÓW POLYGONUM<br />

Andrzej Sapek....................................................................................................................455<br />

Współczesne źródła chlorków w środowisku wód<br />

śródlądowych<br />

Monika Cieszyńska, Maria Bartoszewicz, Małgorzata Michalska,<br />

Jacek Nowacki, Marek Wesołowski...............................................................................465<br />

CHARAKTERYSTYKA WŁAŚCIWOŚCI FIZYKOCHEMICZNYCH<br />

WÓD WYBRANYCH CIEKÓW NA TERENIE GMINY GDAŃSK<br />

Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska.........................................................................475<br />

Jakość wód w zbiornikach małej retencji<br />

na terenach rolniczych woj. podlaskiego<br />

Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk..........................................................................483<br />

Analiza czynników determinujących jakość wód wybranych<br />

zbiorników małej retencji na Podlasiu<br />

Anna Trawczyńska, Wojciech Tołoczko, Arkadiusz Niewiadomski..............................491<br />

Zawartość pierwiastków śladowych<br />

w wodach górnej Bzury<br />

Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Krzysztof Kłusewicz...................................................497<br />

OCENA CHEMICZNYCH ZANIECZYSZCZEŃ WÓD SZTUCZNEGO ZBIORNIKA<br />

W SIEMIANÓWCE W LATACH 2007–2008<br />

Małgorzata Rauba..............................................................................................................505<br />

Zawartość związków azotu i fosforu w wodach gruntowych<br />

zlewni użytkowanej rolniczo na przykładzie zlewni rzeki Śliny<br />

Halina Chomutowska.........................................................................................................513<br />

Wpływ wybranych czynników fizykochemicznych<br />

na bakterioplankton rzeki Rospuda<br />

Mirosława Orłowska, Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Halina Ostrowska...................524<br />

WODNE HYPHOMYCETES W RZECE NAREWKA<br />

9

Janina Piekutin...................................................................................................................533<br />

WYSTĘPOWANIE ZANIECZYSZCZEŃ KOMUNIKACYJNYCH W WODACH<br />

ZLEWNI SUPRAŚLI<br />

Ewa Rauba, Krystyna Rauba............................................................................................542<br />

Analiza możliwości spełnienia zasady zwrotu kosztów usług<br />

wodnych na przykładzie wybranych oczyszczalni ścieków<br />

z terenu północno-wschodniej Polski<br />

Radosław Kalinowski, Monika Załęska-Radziwiłł...........................................................549<br />

Wyznaczanie standardów jakości osadów dennych na<br />

podstawie badań ekotoksykologicznych<br />

Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur..........................................................................561<br />

WPŁYW CZYNNIKÓW STRĄCAJĄCYCH NA SPECJACJĘ FOSFORU<br />

W OSADACH ŚCIEKOWYCH<br />

Bohdan Stejskal.................................................................................................................569<br />

Analiza składu odpadów pochodzących z cmentarzy<br />

Małgorzata Leszczyńska, Marek M. Sozański.................................................................575<br />

Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn z procesu<br />

uzdatniania wody<br />

Ewa Beata Górska, Wojciech Stępień, Dariusz Gozdowski,<br />

Marek Gabara, Paweł Trzciński......................................................................................586<br />

Wpływ rodzaju kompostowanych odpadów organicznych na<br />

jakość kompostów<br />

Ryszard Świetlik, Marzena Trojanowska.........................................................................592<br />

FRAKCJONOWANIE CYNKU W POPIOŁACH LOTNYCH Z PRZEMYSŁOWEGO<br />

SPALANIA WĘGLA<br />

Jan Kalembkiewicz, Eleonora Sočo.................................................................................601<br />

LOTNY POPIÓŁ PRZEMYSŁOWY JAKO POTENCJALNE ŹRÓDŁO EMISJI<br />

MOLIBDENU<br />

Agnieszka Zawadzińska, Agnieszka Dobrowolska.........................................................608<br />

WPŁYW PODŁOŻY Z DODATKIEM KOMPOSTÓW Z KOMUNALNEGO OSADU<br />

ŚCIEKOWEGO NA WZROST I KWITNIENIE NIECIERPKA WALLERIANA<br />

(IMPATIENS WALLERIANA)<br />

Piotr Michalik......................................................................................................................617<br />

Niska emisja – świadomość zagrożeń z niej wynikających wśród<br />

różnych grup społecznych na przykładzie rolników z powiatu<br />

płockiego i sierpeckiego<br />

Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej............................................................................623<br />

NIEKORZYSTNY WPŁYW JONÓW MAGNEZU (Mg 2+ ) NA MIKROBIOLOGICZNE<br />

ŁUGOWANIE SUROWEJ RUDY SFALERYTOWEJ<br />

10

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski...........................................................................632<br />

Monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów<br />

komunalnych w Zakopanem<br />

Ewa Małgorzata Skibniewska, Tadeusz Kośla, Michał Skibniewski, A. Bereznowski.... 643<br />

Zawartość cezu w guzach nowotworowych gruczołów<br />

sutkowych u suk<br />

Ewa Małgorzata Skibniewska, Tadeusz Kośla, Michał Skibniewski..............................648<br />

Wpływ skażeń środowiska na zawartość wybranych<br />

makroelementów w żebrach krów mlecznych z różnych<br />

rejonów Polski<br />

Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla, Ewa Małgorzata Skibniewska..............................654<br />

Wpływ warunków utrzymania na zawartość sodu w sierści<br />

kotów<br />

Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa..................................................................660<br />

WPŁYW STOSOWANIA ODPADOWYCH MATERIAŁÓW ORGANICZNYCH I ICH<br />

MIESZANIN NA ZMIANY ZAWARTOŚCI ŻELAZA I MOLIBDENU W GLEBIE<br />

I ŻYCICY WIELOKWIATOWEJ (Lolium multiflorum Lam.)<br />

Leszek Lenc........................................................................................................................669<br />

Występowanie Streptomyces scabies na bulwach ośmiu odmian<br />

ziemniaka uprawianego w systemie ekologicznym<br />

i integrowanym<br />

Mirosław Kasperczyk.........................................................................................................677<br />

ZAWARTOŚĆ GLINU W WODACH LIZYMETRYCZNYCH W ZALEŻNOŚCI OD<br />

RODZAJU NAWOŻENIA ŁĄKI<br />

Indeks..................................................................................................................................682<br />

11

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Maria Balcerzak*<br />

METALE SZLACHETNE W ŚRODOWISKU NATURALNYM I METODY<br />

ICH OZNACZANIA<br />

NOBLE METALS IN THE ENVIRONMENT AND METHODS OF THEIR<br />

DETERMINATION<br />

Słowa kluczowe: metale szlachetne, platyna, pallad, rod, rośliny, gleby, osady, pyły atmosferyczne,<br />

kurze uliczne.<br />

Key words: noble metals, platinum, palladium, rhodium, plants, soils, sediments, airborne<br />

particulate matters, road dusts.<br />

The introduction of autocatalysts (1975 in USA, 1986 in Europe) containing noble metals (platinum,<br />

palladium and rhodium) and confirmation of the release of ultra-traces of the metals into<br />

the environment during the exploitation of automobiles have stimulated intensive studies on the<br />

occurrence and bioaccumulation of the metals in various environmental materials. The level of<br />

the emission of the metals into the environment is evaluated on the basis of analytical results<br />

for their content mainly in plants, soils, sediments, airborne particulate matters and road dusts.<br />

The determination of noble metals in environmental samples is one of the most difficult analytical<br />

tasks owing to extremely low concentrations being determined and numerous interfering<br />

effects from matrix elements with the detection of the metals by the available instrumental techniques.<br />

The availability of the representative sample, quantitative transformation of the metals<br />

into solution, their separation from interfering elements and the choice of instrumental detection<br />

technique of the required detection limit affect the quality of the obtained results.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Wprowadzenie katalizatorów samochodowych (1975 rok – USA, 1986 rok – Europa)<br />

zawierających metale szlachetne (platynę, pallad i rod) i stwierdzenie uwalniania ultra-śla-<br />

* Prof. dr hab. Maria Balcerzak – Wydział Chemiczny, Katedra Chemii Analitycznej,<br />

Politechnika Warszawska, ul. Noakowskiego 3, 00-664 Warszawa; tel.: 22 234 51 04;<br />

e-mail: mbal@ch.pw.edu.pl<br />

13

Maria Balcerzak<br />

dowych (ng, pg i fg) ilości metali do środowiska naturalnego podczas eksploatacji pojazdów<br />

dało początek intensywnym badaniom nad obecnością i możliwością bioakumulacji metali<br />

w różnorodnych materiałach środowiskowych.<br />

Poziom emisji metali do środowiska jest oceniany przez oznaczanie ich zawartości<br />

głównie:<br />

• w roślinach,<br />

• w glebach,<br />

• osadach drogowych,<br />

• pyłach atmosferycznych<br />

• oraz kurzach ulicznych.<br />

Oznaczanie metali szlachetnych w próbkach środowiskowych należy do trudnych zadań<br />

analitycznych z racji ekstremalnie małych oznaczanych stężeń oraz licznych przeszkadzających<br />

wpływów ze strony pierwiastków matrycowych, oznaczanych dostępnymi technikami<br />

instrumentalnymi.<br />

Posiadanie reprezentatywnej próbki, ilościowe przeprowadzenie metali do roztworu,<br />

oddzielenie od przeszkadzających pierwiastków matrycy i dobór techniki detekcji zapewniającej<br />

możliwość uzyskania wymaganej granicy wykrywalności wpływają na jakość otrzymywanych<br />

wyników analiz.<br />

2. MATERIAŁY I METODY BADAŃ<br />

Ilość metali szlachetnych w środowisku naturalnym ocenia się na podstawie wyników badań<br />

ich zawartości głównie w roślinach, glebach i osadach oraz w pyłach atmosferycznych<br />

i kurzach ulicznych [Barefoot 1997; Palacios i in. 2000, Zereini i Alt (red.) 2000, Zereini i Alt<br />

(red) 2006]. W materiałach tych może dochodzić do znaczących bioakumulacji metali, np. w roślinach<br />

stopień biotransformacji (stosunek stężenia w roślinie do stężenia w glebie) palladu<br />

(0,05–0,5) jest porównywalny do stężenia cynku [Eckhardt i in. 2000]. Oznaczone analogiczne<br />

wielkości dla platyny i rodu (0,01–0,05) są porównywalne z danymi dotyczącymi Sb, Ni i Cu.<br />

Trawy rosnące w różnych odległościach od autostrad stanowią najczęściej badany materiał<br />

roślinny na zawartość metali emitowanych z katalizatorów. Oznacza się także zawartość<br />

metali w zbożach oraz w roślinach jadalnych (np. w sałacie, ziemniakach, fasoli) oraz<br />

w naturalnych przyprawach ze względu na możliwość włączenia ich do łańcucha żywieniowego<br />

człowieka.<br />

Pobierane do badań rośliny powinny być starannie oczyszczone z zanieczyszczeń powierzchniowych<br />

(myte wodą destylowaną lub przedmuchiwane strumieniem powietrza). Po<br />

rozdrobnieniu i ujednorodnieniu materiał roślinny poddawany jest rozkładowi pod działaniem<br />

mieszaniny kwasów mineralnych, najczęściej HNO 3<br />

i HCl; HNO 3<br />

, HCl i HClO 4<br />

lub<br />

HNO 3<br />

, HCl i HF. Otrzymane roztwory mogą być bezpośrednio poddawane detekcji sygnałów<br />

analitów, techniką instrumentalną zapewniającą wymaganą granicę wykrywalności i se-<br />

14

Metale szlachetne w środowisku naturalnym i metody ich oznaczania<br />

lektywność lub po zastosowaniu dodatkowego etapu oddzielania i zagęszczenia.<br />

Próbki gleb i osadów są pobierane w różnych odległościach od tras samochodowych<br />

oraz z różnych głębokości co pozwala na bezpośrednią ocenę zasięgu emisji metali z katalizatorów.<br />

Próbki wymagają starannego ujednorodnienia ze względu na charakterystyczną<br />

skłonność metali szlachetnych do nierównomiernego rozkładu. Z tego samego powodu korzystne<br />

jest pobieranie do badań większych liczb próbek.<br />

Próbki są zwykle przesiewane w celu otrzymania poddawanych analizie frakcji o odpowiednich<br />

rozmiarach. Złożony skład matryc gleb i osadów może powodować trudności<br />

z całkowitym przeprowadzeniem do roztworu.<br />

Najbardziej atrakcyjną metodą rozkładu, głównie z powodu możliwości badań dużych<br />

(nawet do 100 g) odważek i jednoczesnego oddzielenia większej liczby metali nieszlachetnych,<br />

jest stapianie, ang. fire assay (FA), z odpowiednio dobranym kolektorem. Kolektorem<br />

może być ołów lub NiS (częściej stosowany). Próbki gleb i osadów poddaje się także<br />

bezpośredniemu działaniu mieszanin kwasów mineralnych, najczęściej wody królewskiej<br />

i HF, w celu przeprowadzenia metali szlachetnych do roztworu. Stosowanie rozkładu z użyciem<br />

HF jest polecane do stosowania w celu całkowitego rozkładu matryc krzemianowych.<br />

Metody rozkładu próbek metali szlachetnych omówiono szczegółowo w artykule przeglądowym<br />

pt. Sample digestion methods for the determination of traces of pecious metals<br />

by spectrometric techniques [Balcerzak 2002].<br />

Znaczne nadmiary (poziomy μg·g -1 ) pierwiastków matrycowych w próbkach gleb i osadów,<br />

przeszkadzających w oznaczaniu metali szlachetnych (poziomy ng i pg·g -1 ) dostępnymi<br />

technikami instrumentalnymi, mogą wymagać zastosowania dodatkowych chemicznych<br />

etapów oddzielania połączonych – na ogół z możliwością zagęszczenia – metali.<br />

Do oddzielania metali szlachetnych od nieszlachetnych w analizie próbek środowiskowych<br />

wykorzystywana jest najczęściej chromatografia jonowymienna, chelatujące sorbenty,<br />

a także wstępne redukcyjne współstrącanie z tellurem jako nośnikiem. Tworzenie przez metale<br />

szlachetne w roztworach HCl ujemnie naładowanych anionowych kompleksów stanowi<br />

podstawę ich oddzielania od innych metali występujących w postaci kationowej techniką<br />

chromatografii jonowymiennej z wykorzystaniem zarówno żywic kationowych, jak i anionowych.<br />

Użycie wymieniaczy anionowych stwarza dodatkową możliwość zagęszczenia metali<br />

szlachetnych. Są one jednak znacznie rzadziej stosowane niż wymieniacze kationowe,<br />

z powodu trudności z ilościowym wymyciem metali szlachetnych zatrzymanych na kolumnach<br />

anionowych.<br />

Ograniczeniem możliwości stosowania chromatografii jonowymiennej mogą być trudności<br />

z jednoczesnym ilościowym przeprowadzeniem analitów i pierwiastków interferujących<br />

w przeciwnie naładowane kompleksy, np. przy oznaczaniu platyny w próbkach zawierających<br />

hafn techniką ICP-MS [Balcerzak 2009 a]. Do wydzielania i zagęszczania metali<br />

szlachetnych stosuje się także sorbenty z odczynnikami chelatującymi, np. ditizonem, pochodnymi<br />

tiomocznika.<br />

15

Maria Balcerzak<br />

Złożone, trudne do całkowitego rozkładu i selektywnej detekcji sygnałów metali szlachetnych<br />

są próbki pyłów atmosferycznych i kurzy ulicznych. Próbki pyłów atmosferycznych<br />

są pobierane za pomocą odpowiednich próbników. Kurze uliczne są pobierane<br />

z określonych miejsc przez mechaniczne zgarnianie, np. za pomocą szczotki lub odkurzacza.<br />

Próbki są rozkładane w wysokociśnieniowych systemach mikrofalowych, najczęściej<br />

z użyciem wody królewskiej i HF. Korzystne ze względu na zmniejszenie stężenia pierwiastków<br />

matrycowych występujących w postaci łatwo rozpuszczalnych soli i przeszkadzających<br />

w końcowej detekcji sygnałów analitów może być wstępne działanie na próbkę<br />

rozcieńczonym HCl i oddzielenie otrzymanego roztworu. Przy większych zawartościach<br />

pierwiastków matrycowych przeszkadzających w oznaczaniu konieczne może być zastosowanie<br />

etapu chemicznego oddzielenia od metali szlachetnych bądź innych metod usuwania<br />

interferencji.<br />

Do oznaczania zawartości metali szlachetnych w materiałach środowiskowych stosowane<br />

są głównie następujące [Perry i in. 1995; Balcerzak 1997; Barefoot i Van Loon 1999;<br />

Rao i Reddi 2000; Bencs i in. 2003] techniki:<br />

• indukcyjnie sprzężonej plazmy ze spektrometrią mas (ICP-MS),<br />

• atomowej absorpcyjnej spektrometrii z elektrotermiczną atomizacją (ETAAS),<br />

• adsorpcyjnej woltamperometrii (AV),<br />

• neutronowej aktywacyjnej analizy (NAA).<br />

Techniki te charakteryzują niskie granice wykrywalności, umożliwiające oznaczanie<br />

metali na poziomach stężeń występujących w materiałach środowiskowych (ng·g -1 , pg·g -1 ).<br />

Najlepsze granice wykrywalności i dużą selektywność zapewnia technika ICP-MS.<br />

Zastosowanie tej techniki do oznaczeń Pt, Pd i Rh w złożonych materiałach środowiskowych<br />

znacznie jednak ogranicza obecność pierwiastków interferujących sygnały analitów<br />

– interferencje izobaryczne i poliatomowe [Perry i in. 1995]. W oznaczaniu platyny<br />

techniką ICP-MS przeszkadza hafn, tworzący w warunkach plazmy „tlenek” HfO + , którego<br />

sygnały m/z pokrywają się z sygnałami najbardziej rozpowszechnionych izotopów<br />

platyny 194 Pt/ 178 Hf/ 194 HfO, 195 Pt/ 179 Hf/ 195 HfO i 196 Pt/ 180 Hf/ 196 HfO. Bezpośrednie zastosowanie<br />

techniki ICP-MS do oznaczania Pt w próbkach zawierających hafn nie jest możliwe.<br />

Oznaczanie platyny poprzedza na ogół albo wstępne chemiczne oddzielenie hafnu albo<br />

zastosowanie warunków pomiaru zapewniających możliwość usunięcia przeszkadzającego<br />

wpływu hafnu [Balcerzak 2009 a, b]. Korekcja matematyczna, zastosowanie innego<br />

niż pneumatyczny sposobu doprowadzenia próbki do plazmy (elektrotermiczne odparowanie,<br />

odparowanie laserowe, rozpylanie ultradźwiękowe sprzężone z desolwacją membranową),<br />

użycie dynamicznych komór reakcyjnych lub sektorowych spektrometrów mas<br />

stanowią przykłady rozwiązań aparaturowych stosowanych do eliminacji przeszkadzających<br />

wpływów przy oznaczaniu metali szlachetnych techniką ICP-MS. Przy oznaczaniu<br />

palladu wpływy przeszkadzające mogą być powodowane obecnością cyrkonu, itru,<br />

strontu, miedzi i molibdenu. Sygnały rodu są najbardziej interferowane sygnałami po-<br />

16

Metale szlachetne w środowisku naturalnym i metody ich oznaczania<br />

łączeń miedzi z argonem, rubidu z tlenem i sygnałami Pb. Na występowanie wpływów<br />

przeszkadzających ze strony pierwiastków matrycowych ma wpływ poziom ich zawartości<br />

w badanej próbce. Wielkość wpływów przeszkadzających może także zależeć od zastosowanej<br />

procedury przygotowania próbki, rodzaju użytego spektrometru mas i warunków<br />

prowadzenia pomiaru.<br />

Znacznie rzadziej w porównaniu z techniką ICP-MS stosowana jest w monitoringu<br />

zanieczyszczeń środowiskowych metalami szlachetnymi technika AAS ze względu na<br />

mniejszą czułość i mniejszą selektywność. Wymagane granice wykrywalności są osiągalne<br />

tylko w technice ETAAS i to zwykle w połączeniu z chemicznym etapem oddzielania<br />

od pierwiastków matrycowych i zagęszczania. Ekstrakcja do fazy stałej z użyciem<br />

sorbentów chelatujących jest często stosowana do oddzielania i zagęszczania metali.<br />

Są doniesienia o znaczących współczynnikach zagęszczania (416 dla Pt, 503 dla Pd<br />

i 423 dla Rh) uzyskanych z zastosowaniem elektrolitycznego zagęszczania na elektrodach<br />

grafitowych przed oznaczaniem metali w próbkach kurzu ulicznego [Matusiewicz<br />

i Lesiński, 2002].<br />

Ekstremalnie niskie granice wykrywalności (dla Pt rzędu fmol L -1 ), niższe nawet od osiągalnych<br />

techniką ICP-MS, oferuje technika adsorpcyjnej woltamperometrii [Locatelli 2007].<br />

Do oznaczania Pt wykorzystuje się w tym wypadku najczęściej pomiar sygnału katalitycznej<br />

redukcji protonów z wykorzystaniem kompleksu platyny z formazyną (produkt kondensacji<br />

formaldehydu z hydrazyną) zaadsorbowanego na powierzchni wiszącej rtęciowej elektrody<br />

kroplowej. Do oznaczania Pd zaś wykorzystywany jest najczęściej jego kompleks z dimetyloglioksymem,<br />

adsorbowany na wiszącej elektrodzie kroplowej. Trudności z rozdzieleniem<br />

sygnałów poszczególnych analitów stanowią przyczynę stosowania tej techniki do<br />

oznaczania głównie pojedynczych metali. Rod oznaczano razem z platyną w obecności hydroksyloaminy<br />

(lub acetonooksymu) i formaldehydu [Huszał i in. 2005], a także w postaci<br />

kompleksów z heksametylenotetraaminą [Dalvi Aditi i in. 2008]. W oznaczaniu techniką AV<br />

przeszkadza matryca organiczna, którą należy całkowicie rozłożyć przed oznaczaniem (poziom<br />

zawartości C w próbce

Maria Balcerzak<br />

3. ZAWARTOŚCI PLATYNY, PALLADU I RODU W MATERIAŁACH<br />

ŚRODOWISKOWYCH<br />

Oznaczanie metali szlachetnych w różnorodnych materiałach środowiskowych stanowiło<br />

tematykę bardzo dużej liczby prac opublikowanych w ostatnich dwóch dekadach.<br />

W niniejszym opracowaniu są zacytowane prace, w których oznaczano skrajne (mniejsze<br />

i większe) ilości metali w poszczególnych rodzajach próbek (roślinach, glebach i osadach,<br />

pyłach atmosferycznych i kurzach ulicznych) poszczególnymi technikami instrumentalnymi.<br />

Pozwala to Czytelnikowi zorientować się w zakresie poziomu zawartości metali<br />

w badanych materiałach.<br />

W roślinach oznaczano platynę w zakresie od 19,1 ± 1,6 ng·g -1 – liście traw [Kołodziej<br />

i in. 2007] do 320 ± 80 ng·g -1 w zbożu (AV) [Hoppstock i in. 1989]; od 6,4 ng·g -1 do 30 ng·g -1<br />

– przydrożne mchy (ICP-MS) [Djingova i in. 2003, Niemelä i in. 2004]. Oznaczano ok.<br />

dziesięciokrotnie większe stężenia platyny w trawach rosnących w pobliżu dróg o dużym<br />

nasileniu ruchu niż w trawach z odległych terenów wiejskich (ICP-MS) [Lustig i Schramel<br />

2000]. Są doniesienia o zawartościach palladu na poziomie 0,096 μg·g -1 – liście laurowe<br />

z okolic ruchliwej autostrady (AV) [Locatelli i in. 2005] i 2,4 ng·g -1 – mchy (ICP-MS) [Djingova<br />

i in. 2003] oraz rodu w zakresie od 22 pg·g -1 – pędy sosny [León i in. 1997] do 2,1 ng·g -1<br />

– trawy (AV) [Helmers i Mergel 1998].<br />

W próbkach gleb i osadów oznaczano od

Metale szlachetne w środowisku naturalnym i metody ich oznaczania<br />

w przypadku badań próbek środowiskowych na zawartość ultraśladowych ilości metali<br />

szlachetnych są znacząco ograniczone przez brak szerszej gamy odpowiednich certyfikowanych<br />

materiałów odniesienia. W roku 2001 wprowadzono certyfikowany materiał<br />

odniesienia dla kurzu ulicznego BCR-723 zawierający 81,3 ± 2,5 μg·kg -1 Pt, 6,1 ± 1,9<br />

μg·kg -1 Pd i 12,8 ± 1,3 μg·kg -1 Rh – Institute for Reference Materials and Measurements<br />

(IRMM), Geel, Belgia [Zischka i in. 2002]. Materiał ten jest szeroko stosowany do oceny<br />

jakości wyników analiz pyłów, kurzy, gleb i osadów. W razie braku możliwości zastosowania<br />

tego materiału porównanie wyników badań otrzymanych z zastosowaniem różnych<br />

technik i metod analitycznych, w tym różnych procedur przygotowania próbek, a także<br />

przeprowadzenie badań w różnych laboratoriach, może pomóc w ocenie jakości otrzymywanych<br />

wyników badań.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Balcerzak M. 1997. Analytical Methods for the Determination of Platinum in Biological<br />

and Environmental Materials. A Review. Analyst. 122: 67R–74R.<br />

Balcerzak M. 2000. Noble Metals, Analytical Chemistry of [w:] Meyers R.A. (red.), Encyclopedia<br />

of Analytical Chemistry. Wiley&Sons. Chichester: 8958–8984.<br />

Balcerzak M. 2002. Sample digestion methods for the determination of traces of precious<br />

metals by spectrometric techniques. Anal. Sci. 18: 737–750.<br />

Balcerzak M. 2009 a. Platyna i hafn. Analityczna para w technice ICP-MS. Analityka<br />

1: 12–20.<br />

Balcerzak M. 2009 b. Methods for the elimination of hafnium interference with the determination<br />

of platinum in environmental samples by ICP-MS technique. Chem. Anal.<br />

(Warsaw) 58: w druku.<br />

Barefoot R.R. 1997. Determination of platinum at trace levels in environmental and biological<br />

materials. Environ. Sci. Technol. 31: 309–314.<br />

Barefoot R.R. Van Loon J.C. 1999. Recent advances in the determination of the platinum<br />

group elements and gold. Talanta 49: 1–14.<br />

Bencs L., Ravindra K., Van Grieken R. 2003. Methods for the determination of platinum<br />

group elements originating from the abrasion of automotive catalytic converters.<br />

Spectrochim. Acta, Part B 58: 1723–1755.<br />

Dalvi Aditi A., Satpati A.K., Palrecha M.M. 2008. Simultaneous determination of Pt<br />

and Rh by catalytic adsorptive stripping voltammetry, using hexamethylene tetramine<br />

(HMTA) as complexing agent. Talanta 75: 1382–1387.<br />

Djingova R., Heidenreich H., Kovacheva P., Markert B. 2003. On the determination<br />

of platinum group elements in environmental materials by inductively coupled<br />

plasma mass spectrometry and microwave digestion. Anal. Chim. Acta 489:<br />

245–251.<br />

19

Maria Balcerzak<br />

Eckhardt J.D., Schäfer J., Puchelt H., Stüben D. 2000. Environmental PGE contamination<br />

in Southwest Germany, [w:] Zereini F., Alt F. (red.), Anthropogenic platinumgroup<br />

element emissions. Their impact on men and environment. Springer-Verlag, Berlin:<br />

47–55.<br />

Gómez B., Palacios M.A., Gómez M., Sanchez J.L., Morrison G., Rauch S.,<br />

McLeod C., Ma R., Caroli S., Alimonti A., Petrucci F., Bocca B., Schramel<br />

P., Zischka M., Pettersson C., Wass U. 2002. Levels and risk assessment for<br />

humans and ecosystems of platinum-group elements in the airborne particles and road<br />

dust of some European cities. Sci. Total Environ. 299: 1–19.<br />

Heinrich E., Schmidt G., Kratz K.L. 1996. Determination of platinum-group elements<br />

(PGE) from catalytic converters in soil by means of docimasy and INAA. Fresenius’ J.<br />

Anal. Chem. 354: 883–885.<br />

Helmers E., Mergel N. 1998. Platinum and rhodium in a polluted environment: studying<br />

the emission of automobile catalysts with emphasis on the application of CSV rhodium<br />

analysis. Fresenius J. Anal. Chem. 362: 522–528.<br />

Hoppstock K., Alt F., Cammann K., Weber G. 1989. Determination of platinum in biotic<br />

and environmental materials. II. Sensitive voltammetric method. Fresenius’ J. Anal.<br />

Chem. 335: 813–816.<br />

Huszał S., Kowalska J., Sadowska M., Golimowski J. 2005. Simultaneous Determination<br />

of Platinum and Rhodium with Hydroxylamine and Acetone Oxime by Catalytic<br />

Adsorptive Stripping Voltammetry (CAdSV). Electroanal. 17: 1841–1846.<br />

Kołodziej M., Baranowska I., Matyja A. 2007. Determination of platinum in plant<br />

samples by voltammetric analysis. Electroanal. 19: 1585–1589.<br />

León C., Emons H., Ostapczuk P., Hoppstock K. 1997. Simultaneous ultratrace<br />

determination of platinum and rhodium by cathodic stripping voltammetry. Anal. Chim.<br />

Acta 356: 99–104.<br />

Locatelli C. 2007. Voltammetric analysis of trace levels of platinum group·metals – principles<br />

and applications. Electroanal. 19: 2167–2175.<br />

Locatelli C., Melucci D., Torsi G. 2005. Determination of platinum-group·metals and<br />

lead in vegetable environmental bio-monitors by voltammetric and spectroscopic techniques:<br />

critical comparison. Anal. Bioanal. Chem. 382: 1567–1573.<br />

Lustig S., Schramel P. 2000. Platinum bioacumulation in plants and overview of the situation<br />

for palladium and rhodium, [w:] Zereini F., Alt F. (red.), Anthropogenic platinumgroup<br />

element emissions. Their impact on men and environment. Springer-Verlag, Berlin:<br />

95–104.<br />

Matusiewicz H., Lesiński M. 2002. Electrodeposition sample introduction for ultra<br />

trace determinations of platinum group elements (Pt, Pd, Rh, Ru) in road dust by<br />

electrothermal atomic absorption spectrometry. Inter. J. Environ. Anal. Chem. 82:<br />

207–223.<br />

20

Metale szlachetne w środowisku naturalnym i metody ich oznaczania<br />

Moldovan M., Rauch S., Gómez M., Palacios M.A., Morrison G.M. 2001. Bioaccumulation<br />

of Pd, Pt and Rh from urban particulates and sediments by the fresh water<br />

isopod Asellus aquaticus. Wat. Res. 35: 4175–4183.<br />

Müller M., Heumann K.G. 2000. Isotope dilution ICP-QMS in connection with a chromatographioc<br />

separation for ultra-trace determination of PGEs (Pt, Pd, Ru, Ir) in environmental<br />

samples. Fresenius’ J. Anal. Chem. 368: 109–115.<br />

Niemelä M., Perämäki P., Piispanen J., Poikolainen J. 2004. Determination of platinum<br />

and rhodium in [road] dust and plant samples using·microwave-assisted sample<br />

digestion and ICP MS. Anal. Chim. Acta 521: 137–142.<br />

Palacios M.A., Gomez M., Moldovan M., Gomez B. 2000. Assessment of environmental<br />

contamination risk by platinum, rhodium and palladium from automobile catalyst.<br />

Microchem. J. 67: 105–114.<br />

Patel K.S., Sharma P.C., Hoffmann P. 2000. Graphite furnace-atomic absorption<br />

spectrophotometric determination of palladium in soil. Fresenius’ J. Anal. Chem. 367:<br />

738–741.<br />

Perry B.J., Barefoot R.R., Van Loon J.C. 1995. Inductively coupled plasma mass<br />

spectrometry for the determination of platinum group elements and gold. Trends Anal.<br />

Chem. 14: 388–397.<br />

Petrucci F., Bocca B., Alimonti A., Caroli S. 2000. Determination of palladium,<br />

platinum and rhodium in airborne particulate and road dust by high-resolution ICP MS:<br />

a preliminary investigation of the emission from automotive catalysts in the urban area<br />

of Rome. J. Anal. At. Spectrom. 15: 525–528.<br />

Rao C.R.M., Reddi G.S. 2000. Platinum group·metals (PGM); occurrence, use and recent<br />

trends in their determination. Trends Anal. Chem. 19: 565–586.<br />

Schierl R., Fruhman G. 1996. Airborne platinum concentrations in Munich city buses.<br />

Sci. Total Environ. 182: 21–23.<br />

Wei C., Morrison G.M. 1994. Platinum analysis and speciation in urban gullypots. Anal.<br />

Chim. Acta 284: 587–592.<br />

Zereini F., Alt F. (red.). 2000. Anthropogenic platinum-group element emissions. Their<br />

impact on men and environment. Springer-Verlag, Berlin.<br />

Zereini F., Alt F. (red.). 2006. Palladium emissions in the environment. Analytical methods,<br />

environmental assessment and health effects. Springer-Verlag, Berlin.<br />

Zischka M., Schramel P., Muntau H., Rehnert A., Gomez Gomez M., Stojanik<br />

B., Wannemaker G., Dams R., Quevauviller P., Maier E.A. 2002. A new certified<br />

reference material for the quality control of palladium, platinum and rhodium in road<br />

dust, BCR-723. Trends Anal. Chem. 21: 851–868.<br />

21

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Izabela Bojakowska*<br />

KADM W SUROWCACH MINERALNYCH POLSKI I JEGO<br />

POTENCJALNA EMISJA DO ŚRODOWISKA<br />

CADMIUM IN MINERAL RESOURCES OF POLAND AND ITS<br />

POTENTIAL EMISSION IN THE ENVIRONMENT<br />

Słowa kluczowe: kadm, zanieczyszczenie, węgle, rudy metali, surowce skalne.<br />

Key words: cadmium, pollution, coals, ores, raw materials.<br />

Cadmium contents were determined by mass spectrometry method with a plasma excitation<br />

in 147 samples of hard coal from mines from the: Upper Silesian (USCB), Lower Silesian<br />

(LSCB) and Lublin (LCB) coal basins, in 104 samples of brown coal from the Turów,<br />

Bełchatów, Adamów, Lubstów, Kazimierz and Koźmin deposits, in 98 samples of peats from<br />

31 peat-bogs, in 152 samples of copper-silver ores from Polkowie, Rudna and Lubin mines,<br />

69 samples of zinc-lead ores from Trzebionka i Pomorzany mines, as well as in 178 samples<br />

of argillaceous rocks and 137 samples of calcareous rocks, genesis and age differenced<br />

and taken from 41 clayey mineral deposits and 20 carbonate raw material deposits. Among<br />

excavated raw materials the zinc-lead ores distinguish the highest cadmium contents –<br />

mean 485 mg/kg, whereas copper-silver ores characterized mean concentration equal<br />

2,9 mg/kg. Hard, brown coals and peats as well as clays and calcareous raw materials contain<br />

very low concentration of cadmium, usually bellow 0,2 mg/kg. It has been estimated<br />

that in Poland total yearly exploitation of cadmium is about 630 t and 94,5% of cadmium is<br />

excavated with zinc-lead ores.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Kadm (cadmium) – pierwiastek chemiczny z grupy metali przejściowych o chemizmie<br />

zbliżonym do cynku – jest pierwiastkiem rozproszonym w skorupie ziemskiej. Jego średnia<br />

* Prof. dr hab. Izabela Bojakowska – Państwowy <strong>Instytut</strong> Geologiczny - Państwowy <strong>Instytut</strong><br />

Badawczy, ul. Rakowiecka 4, 00-975 Warszawa; tel.: 22 849 53 35; 22 849 53 51 w. 296, 253;<br />

e-mail: izabela.bojakowska@pgi.gov.pl<br />

22

Kadm w surowcach mineralnych Polski i jego potencjalna emisja do środowiska<br />

zawartość w litosferze mieści się w granicach 0,10–0,20 mg/kg. Na ogół w skałach magmowych<br />

i metamorficznych występują niższe jego zawartości niż w skałach osadowych bogatych<br />

w materię organiczną lub bułach manganowych i fosforytach [De Vos i in. 2006]. Kadm<br />

tworzy rzadko własne minerały (greenockit – CdS, cadmoselit – CdSe, otavit – CdCO 3<br />

), występuje<br />

przeważnie jako domieszka w siarczkach cynku, rtęci, ołowiu i miedzi, głównie w sfalerycie<br />

(ZnS) [Reimann, de Caritas 1998; Paulo, Strzelska-Smakowska 2003]. Zawartość<br />

kadmu w sfalerycie waha się znacznie, jednak zwykle utrzymuje się w zakresie 0,02 – 1,5%,<br />

i przeciętnie wynosi 0,3%, chociaż znane są sfaleryty zawierające do 5% kadmu [De Vos i in.<br />

2006; Mayer, Sass-Gustkiewicz 1998]. W środowiskach powierzchniowych, w warunkach<br />

utleniających i o pH poniżej 8, kadm jest mobilny. Ma on również tendencje do parowania<br />

w wysokich temperaturach (jego ciśnienie par nasyconych wynosi 14,8 Pa) i z tego względu<br />

może wchodzić do obiegu także poprzez atmosferę [Kabata-Pendias, Mukherjee 2007].<br />

Kadm jest uważany za niebezpieczny dla zdrowia zwierząt i ludzi, jest łatwo wchłaniany<br />

i stosunkowo długo zatrzymywany w organizmie. Zaburza metabolizm pierwiastków<br />

niezbędnych dla organizmów (cynk, miedz, żelazo, magnez, wapń i selen). Ostatnio jednak<br />

w morskich okrzemkach odkryto węglanową anhydrazę, w której kadm zastępuje cynk<br />

[Park i in. 2007]. Nadmiar kadmu powoduje u ludzi zaburzenia w czynności nerek, chorobę<br />

nadciśnieniową, bezpłodność oraz zmiany nowotworowe płuc, prostaty i nerek [Stoeppler<br />

1991; Seńczuk 2002].<br />

Obecnie, poza zastosowaniem kadmu w produkcji baterii niklowo-kadmowych (70%<br />

produkcji), jego inne zastosowania uległy znacznemu ograniczeniu (pokrywanie metali powłoką<br />

antykorozyjną, wykorzystywanie w produkcji barwników, półprzewodników oraz niskotopliwych<br />

stopów, stosowanie jako stabilizatora w produkcji plastików). Kadm jest wprowadzany<br />

do środowiska podczas procesów przeróbki surowców mineralnych: rud metali<br />

nieżelaznych, węgla, skał fosforanowych, surowców węglanowych i spalania odpadów [Stoeppler<br />

1991]. Znaczącym źródłem zanieczyszczenia środowiska kadmem jest także stosowanie<br />

nawozów fosforowych [Kabata-Pendias, Mukherjee 2007].<br />

2. ZAKRES I METODYKA BADAŃ<br />

Określono stężenie kadmu w kopalinach eksploatowanych w Polsce i poddawanych<br />

wysokotemperaturowym procesom przetwarzania. Zbadano surowce energetyczne (węgiel<br />

kamienny, brunatny i torf), rudy metali (miedzi, cynku i ołowiu) oraz surowce skalne wykorzystywane<br />

do produkcji materiałów budowlanych (skały ilaste i surowce węglanowe).<br />

Surowce energetyczne. W badaniach wykorzystano próbki węgli kamiennych ze<br />

złóż: Górnośląskiego (GZW), Dolnośląskiego (DZW) oraz Lubelskiego Zagłębia Węglowego<br />

(LZW). Próbki węgla ze złoża GZW pobrano z różnych części zagłębia i ze wszystkich<br />

grup pokładów w kopalniach: Janina, Silesia, Jaworzno, Siersza, Brzeszcze, Krupiński, Halemba,<br />

Jas-Mos, Anna, Marcel i Gliwice (rys. 1). Próbki ze złoża DZW pochodziły z kopalni<br />

23

Izabela Bojakowska<br />

Nowa Ruda, w której wydobycie węgla zakończono na początku 2000 r., próbki z LZW zaś<br />

pobrano z kopalni Bogdanka. Próbki węgli brunatnych pochodziły ze złóż Turów i Bełchatów<br />

oraz ze złóż konińsko-adamowskich: Adamów, Lubstów, Kazimierz i Koźmin. W badaniach<br />

wykorzystano również próbki pięciu rodzajów torfów: mechowiskowego, szuwarowego, olesowego,<br />

turzycowiskowego oraz mszarnego. Próbki te pobrano z 31 torfowisk: Puścizna<br />

Wielka, Józefowo, Rucianka, Krakulice, Wizna, Całowanie, Karaska oraz torfowisk znajdujących<br />

się w zlewni Biebrzy Dolnej, Środkowej i Górnej oraz Górnej i Środkowej Noteci.<br />

Rudy metali. Ze złóż rud miedziowo-srebrowych występujących w cechsztyńskim łupku<br />

miedzionośnym oraz w podścielających piaskowcach białego spągowca i nadległych dolomitach<br />

zbadano próbki pobrane z kopalń: Polkowice, Rudna i Lubin. Ze złóż rud cynku<br />

i ołowiu, występujących na obszarze śląsko-krakowskim, wykorzystano w badaniach próbki<br />

z kopalń Trzebionka i Pomorzany.<br />

Surowce skalne. Próbki surowców ilastych pobrano z 41 złóż z ponad 311 eksploatowanych<br />

złóż surowców ilastych (rys. 1). Próbki pobrano ze złóż utworów kenozoicznych:<br />

Rys. 1. Lokalizacja opróbowanych złóż kopalin<br />

Fig. 1. Localization of sampling material resource deposits<br />

24

Kadm w surowcach mineralnych Polski i jego potencjalna emisja do środowiska<br />

plejstoceńskich iłów zastoiskowych, glin zwałowych, utworów eolicznych, iłów elbląskich,<br />

mioceńsko-plioceńskich iłów poznańskich, iłołupków warstw krośnieńskich, mioceńskich iłów<br />

krakowieckich, iłów grabowieckich, iłów warstw skawińskich, iłów towarzyszących pokładom<br />

węgla brunatnego, iłów septariowych, a także kredowych, jurajskich i trasowych utworów ilastych.<br />

Próbki surowców węglanowych pobrano z 20 złóż utworów z wieku: czwartorzędowego,<br />

kredowego, jurajskiego, triasowego, karbońskiego, dewońskiego oraz kambryjskiego.<br />

We wszystkich pobranych próbkach surowców, po pełnym ich roztworzeniu, określono<br />

zawartość kadmu metodą ICP-MS, za pomocą spektrometru masowego ze wzbudzeniem<br />

plazmowym firmy Perkin Elmer ELAN DERCII, z dokładnością 0,2 mg Cd/kg.<br />

Przy wyznaczaniu średniej i średniej geometrycznej oraz mediany, jak również przy szacowaniu<br />

rocznego wydobycia kadmu wraz z surowcami, w sytuacjach, w których zawartość<br />

kadmu była poniżej granicy oznaczalności zastosowanej metody analitycznej, tj. poniżej<br />

0,2 mg/kg, przyjmowano do obliczeń wartość równą połowie limitu detekcji, tj. 0,1 mg/kg.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Zawartość kadmu w węglach kamiennych wahała się od

Izabela Bojakowska<br />

lignity z zachodniej Wirginii (USA) – 0,09 mg Cd/kg, a lignity ze złóż w Wyoming i Północnej<br />

Dakoty od 0,04 do 0,07 mg Cd/kg [Životić i in. 2008; Warwick, Crowley 1995; Stricker<br />

i in. 2007]. Stosunkowo duże zawartości kadmu, w porównaniu do zawartości w węglach<br />

brunatnych z polskich złóż, charakteryzują lignity ze złoża Balsha w Bułgarii, zawierają one<br />

średnio 3,3 mg Cd/kg [Kortenski, Sotirov 2002].<br />

Tabela 1. Parametry statystyczne kadmu w kopalniach i surowcach mineralnych Polski<br />

Table 1. Statistical parameters of cadmium in raw materials and mineral products of Poland<br />

Kopaliny/surowce mineralne<br />

Średnia<br />

Średnia<br />

geometryczna<br />

Minimum Maksimum<br />

Ogółem (n=147) 0,2

Kadm w surowcach mineralnych Polski i jego potencjalna emisja do środowiska<br />

W torfach stwierdzono zawartość kadmu do 1,8 mg/kg. Nieznacznie podwyższone zawartości<br />

kadmu, powyżej 1 mg Cd/kg, stwierdzono w próbkach torfów mszarnych i olesowych.<br />

Większa zawartość kadmu w torfach mszarnych jest związana z adsorpcją przez<br />

mchy zanieczyszczeń transportowanych w atmosferze [Harmens 2008; Steinnes i in. 2005].<br />

Zwiększona zaś jego zawartość w torfach olesowych jest spowodowana dłuższym czasem<br />

akumulacji zanieczyszczeń w wieloletnich roślinach (np. olchach).<br />

W rudach miedziowo-srebrowych stwierdzono zawartość kadmu od

Izabela Bojakowska<br />

mu w skałach węglanach oszacowana jest na

Kadm w surowcach mineralnych Polski i jego potencjalna emisja do środowiska<br />

3. W surowcach wykorzystywanych do produkcji materiałów budowlanych – utworach ilastych<br />

i węglanowych – kadm występuje w bardzo małych ilościach, charakterystycznych<br />

dla tego typu skał.<br />

4. Roczne wydobycie kadmu wraz z eksploatowanymi w Polsce surowcami i kopalinami<br />

oszacowano na 634 tony. Najwięcej kadmu wydobywa się z rudami cynkowo-ołowiowymi<br />

– blisko 600 t, co stanowi 94,5% kadmu wydobywanego z kopalinami.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Bouška V., Pešek J. 1999. Quality parameters of lignite of the north Bohemian basin in<br />

the Czech republic in comparison with the world average lignite. Int. J. Coal Geol. <strong>40</strong>:<br />

211–235.<br />

Dai S., Zeng R., Sun Y. 2006. Enrichment of arsenic,antimony, mercury, and thallium in<br />

Late Permian anthracite from Xingren, Guizhou, Southwest China. Int. J. Coal Geol.<br />

66:217–226.<br />

De Vos W., Tarvainen T., (chief-editors), Salminen R., Reeder S., De Vivo B.,<br />

Demetriades A., Pirc S., Batista M., J., Marsina K., Ottesen R.T., O’Connor<br />

P.J., Bidovec M., lima A., Siewers U., Smith B., Taylor H., Shaw R.,<br />

Salpeteur I., Gregorauskiene V., Halamic J., Slaninka I., Lax K., Gravesen<br />

P., Birke M., Breward N., Ander E.L., Jordan G., Duris M., Klein P.,<br />

Locutura J., Bel-Lan A., Pasieczna A., Lis J., Mazreku A., Gilucis A., Heitzmann<br />

P., Klaver G., Petersell V. 2006. Geochemical atlas of Europe. Part 2,<br />

Geological Survey of Finland, Espoo.<br />

Gientka M., Malon A., Dyląg J. (red.), Bereda T., Bońda R., Kublik J., Piotrowska<br />

A., Sierkierda D., Skrzypczyk L., Sokołowski J., Szczygielski<br />

W., Tołkanowicz E., TyMIński M., Żukowski K. 2008. Bilans Zasobów kopalin<br />

i wód podziemnych w Polsce wg stanu na 31 XII 2007 r. Państw. Inst. Geol., Warszawa.<br />

Harmens H., Norris D., Koerber G., Buse A.; Steinnes E.; Rühling Å. 2008.<br />

Temporal trends (1990–2000) in the concentration of cadmium, lead and mercury in<br />

mosses across Europe. Environ. Poll. 151 (2): 368–376.<br />

KabatA-Pendias A., Mukherjee A. 2007. Trace elements from soil to human. Springer.<br />

Kalkreuth W., Holz M., Kern M., Machado G., Mexias A., Silva M., Willett J.,<br />

Finkelman R., Burger H., 2006. Petrology and chemistry of Permian coals from the<br />

Parana Basin:1.Santa Terezinha, Leao-Butia and Candiota Coalfields, Rio Grande do<br />

Sul, Brazil. Int. J. Coal Geol. 68: 79–116.<br />

Kijewski P., Jarosz J. 1987. Mineralizacja kruszcowa i formy występowania pierwiastków<br />

towarzyszących w złożu rudy miedzi. [W:] P. Kijewski (red.), Metale towarzyszące<br />

w złożu rud miedzi, stan badań i perspektywy dalszego ich wykorzystania. Wrocław,<br />

Cuprum: 21–47.<br />

29

Izabela Bojakowska<br />

Kortenski J., Sotirov A. 2002. Trace and major element content and distribution in<br />

Neogene lignite from the Sofia Basin, Bulgaria. International Journal of Coal Geology.<br />

52 (1–4): 63–82.<br />

Mayer W., Sass-Gustkiewicz M. 1998. Geochemical characterization of sulphide minerals<br />

from the Olkusz lead-zinc ore cluster, Upper Silesia (Poland), based on laser<br />

ablation data. Mineral. Pol. 29: 87–105.<br />

Nieć M., Ratajczak T. 2004. Złoża kopalin ilastych do produkcji ceramiki budowlanej,<br />

kruszyw lekkich i cementu. W: Surowce mineralne Polski. Surowce Skalne. Wydawnictwo<br />

<strong>Instytut</strong>u GSMiE PAN. Kraków. S: 117–217.<br />

Park H., Song B., Morel F.M. 2007. Diversity of the cadmium-containing carbonic anhydrase<br />

in marine diatoms and natural waters, Environmental Microbiology 9 (2): <strong>40</strong>3<br />

– 413.<br />

Paulo A., Strzelska-Smakowska B. 2000. Arsen pod koniec XX wieku. Przegląd<br />

Geol. 48 (10): 875– 882.<br />

Reimann C., de Caritat P. 1998. Chemical elements in the environment. Springer-<br />

Verlag Berlin-Heidelberg.<br />

SEŃCZUK W. 2002. Toksykologia. PZWL. Warszawa.<br />

Steinnes E., Hvatum O., Bølviken, Varskog P. 2005. Atmospheric supply of trace<br />

elements studies by peat samples from ombrotrophic bogs. J. Environment. Qual. 4 (1):<br />

192–197.<br />

Stoeppler M. 1991. Cadmium. W: Metals and their compounds in the Environment. VCH<br />

Verlagsgesellschaft. Weinheim: 803–852.<br />

Stricker G., Flores R., Trippi M., Ellis M., Olson C.,Sullivan J., Takahashi<br />

K. 2007 – Coal quality and major, minor, and trace elements in the powder River, Green<br />

River, and Williston Basins, Wyoming and North Dakota. U.S. Geological Survey Open-<br />

File Raport: 2007–1116.<br />

WarwicK P., Crowley S. 1995 – Coal Geology of Paleocene-Eocene Calvert Bluff Formation<br />

(Wilcox Group) and Eocene Manning Formation (Jackson Group) in east-central<br />

Texas. U.S. Geological Survey Open-File Raport: 95–595.<br />

Životić D., Wehner H., Cvetkovic O., Jovančićević B., Gržetić I., Scheeder<br />

G., Vidal A., Šajanović A., Ercegovac M., Simić V. – Petrological, organic geochemistry<br />

and geochemical characteristics of coal from the Soko mine, Serbia – Int. J.<br />

Coal Geol. 73 (3-4): 285–306.<br />

30

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Marcin J. Małuszyński*<br />

Thallium in environment<br />

Tal w środowisku<br />

Słowa kluczowe: tal, środowisko, zanieczyszczenie środowiska.<br />

Key words: thallium, environment, environmental pollution.<br />

Tal w środowiskach geochemicznych występuje na trzech stopniach utlenienia choć najczęściej<br />

jako Tl + . Jest on silnie sorbowany przez minerały ilaste, wodorotlenki Fe i Mn, oraz<br />

substancję organiczną, co wskazuje na potencjalną zdolność tego pierwiastka do przechodzenia<br />

ze środowiska glebowego do łańcucha troficznego.<br />

Tal uznawany jest jako pierwiastek toksyczny, którego oddziaływanie na organizmy kręgowców<br />

może być zdaniem specjalistów bardziej niebezpieczne niż rtęci, kadmu czy ołowiu.<br />

Jest szczególnie łatwo pobierany jest przez rośliny, a jego szkodliwy wpływ objawia się zahamowaniem<br />

rozwoju systemu korzeniowego, karłowaceniem roślin oraz chlorozą. Szkodliwość<br />

talu objawia się także zahamowaniem zawiązywania nasion, oraz zmniejszeniem<br />

zdolności kiełkowania. Tal jest pierwiastkiem toksycznym także dla organizmów zwierząt<br />

i ludzi. Jest on równie toksyczny przy pobieraniu drogą pokarmową, jak i wskutek wdychania<br />

pyłów lub par oraz wchłaniania przez skórę. Charakterystycznym objawem zatruć talem<br />

jest łysienie. W organizmach zatrutych występują zmiany psychiczne oraz uszkodzenia<br />

układu naczyniowo-sercowego.<br />

1. Introduction<br />

Thallium atomic number 81, was discovered spectroscopically in 1861 by Crookes. The<br />

element was named after the green spectral line, which identified the element (Greek „thallos”,<br />

green twig). The metal was isolated both by Crookes and Lamy in 1862. They had been<br />

* Dr inż. Marcin J. Małuszyński – Katedra Inżynierii Wodnej i Rekultywacji Środowiska, Wydział<br />

Inżynierii i Kształtowania Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska<br />

166, 02-787 Warszawa, tel.: 22 593 53 39; e-mail: marcin_maluszynski@sggw.pl<br />

31

Marcin J. Małuszyński<br />

expecting to isolate tellurium after removing selenium from the byproducts from a commercial<br />

sulphuric acid factory but instead found the new element thallium [Winter 2007].<br />

Thallium occurs mainly in association with potassium minerals, such as sylvite and pollucite,<br />

in clays, soils and granites. Thallium minerals are well known too; they are rare, but<br />

a few are known, such as crookesite, lorandite, christite, avicennite, ellisite or sicherite. They<br />

contain 16–60% of thallium, namely as sulphides or selenides in complexes with antimony,<br />

arsenic, copper, lead and silver [Anderson et al. 1999; Kazantzis 2000; Xiao et al. 2004a].<br />

Thallium is also produced as a byproduct from zinc and lead refining plants, as well as<br />

from particular sulphuric acid factories [Winter 2007].<br />

The natural release of thallium to environment occurs primarily as a result of weathering<br />

of rocks and soil erosion. During weathering, Tl is readily mobilized and transported together<br />

with alkaline metals. However, Tl is most often sorbed by clays, Fe/Mn oxides and organic<br />

matter. The largest anthropogenic source of Tl is coal combustion, but some amount of<br />

this element may be released by heavy metal smelting, cement industry and refining processes<br />

[Kabata-Pendias, Pendias 2001].<br />

Thallium chemical behaviour resembles the heavy metals (Pb, Au and Ag) on the one<br />

hand and the alkali metals (K, Rb, Cs) on the other [Rao et al. 2008].<br />

2. Thallium in the air<br />

Some anthropogenic activities, such as cement factories using iron oxides with high Tl<br />

contents, coal combusition and ferrous and non-ferrous metallugry, can release Tl into the<br />

biosfere and may increase its availability [Tremel et al.1997b, Hršak et al. 2003].<br />

Determnation of thallium in Zagreb air was performed by Hršak et al. [2003]. The contrentration<br />

of thallium in 1998 ranged between 0 to 18.78 ng·m -3 in city centre while in residential<br />

area it was lower (0–5.04 ng·m -3 ). In the year 2000 same researchers found lower Tl<br />

concentration in city centre (0–2.17 ng·m -3 ) than in residential area (0–8.90 ng·m -3 ).<br />

3. Thallium in soils<br />

Thallium is found in alloys, minerals, biological samples, and geological materials. Its<br />

content of soils depends largely on the geological origin of the parent material. In general,<br />

thallium concentrations in surface soils range from 0.1 to 2 μg·g -1 , with most reported concentrations<br />

being

Thallium in environment<br />

Concentration of thallium in soils of the EuroRegion Neisse was analysed by Heim et<br />

al. [2002]. The median concentration in this area was 0.5 mg·kg -1 . This compares to a median<br />

0.3 mg·kg -1 Tl in French topsoils reported by Tremel et al. [1997a] and to 0.44 μg·g -1 in<br />

soils from the south-eastern part of the Silesian-Cracovian zinc-lead ore deposit region [Jakubowska<br />

et al. 2007]. Soil samples collected form grasslands in Czech Republik by Vaněk<br />

et al. [2009] contained about 1.1 mg·kg -1 of thallium. Thallium concentration in soils from<br />

region of Kosovska Mitrovica varied between 0.10 and 5.06 μg·g -1 [Borgna et al. 2009]. In<br />

Scania, the most southern province of Sweden, concentration of thallium in soils was about<br />

0.32 μg·g -1 average [Tyler 2004b]. The results of Qi et al. [1992] research show that soils<br />

from 34 provinces of China contains 0.292–1.172 μg·g -1 . They reported that soils developed<br />

on limestones have the maximum concentration of thallium. They also observed negative<br />

correlation between Tl content and pH of the soils and posstive one between Tl content and<br />

organic matter of soils.<br />

Yang et al. [2005] also analysed the concentration of the thallium in the Chinese soils.<br />

The concentration of Tl in the background soil ranging from 1.63 to 2.02 μg·g -1 , while in the<br />

upper layer of soils which are spatially closed to the slag pile high concentration of thallium<br />

(up to 15.4 μg·g -1 ) was observed.<br />

4. Thallium in waters<br />

The solubility of thallous compounds is relatively high so that monovalent thallium is<br />

readily transported through aqueous routes into the environment. Thallium is included in<br />

the USEPA list of priority toxic pollutants and fixed 2 μg·L -1 [EPA] as maximum contaminant<br />

level in drinking water.<br />

Peter and Viraraghavan [2005] present that drinking water sometimes may contain<br />

7.2 μg Tl·L -1 , while concentration of thallium in groundwater ranged from 20 to 24 μg·L -1 .<br />

Results of Xiao et al. [2004b] research indicates that Tl concentration in deep groundwater<br />

is higer (13–1100 μg·L -1 ) and its decreasing with distance away from mineralized area<br />

to background levels (

Marcin J. Małuszyński<br />

creased levels of thallium are the Leguminosae species, cereals, tobacco, and buckwheat.<br />

Microorganisms are reported to be relatively sensitive to thallium, and therefore the inhibition<br />

of nitrate formation in Tl-polluted soils may have an agronomic impact [Rao et al. 2008].<br />

As far as relatively high content of Tl is appearing in soils, a potential risk for humans<br />

can arise at levels around 1 mg·kg -1 . Especially growing of certain crops e.g. Brassicaceae<br />

can pose a risk for the food chains because of elevated accumulation of Tl in plant tissues<br />

[Pavlickova et al. 2005].<br />

Uptake by plants can lead to substantial accumulation of this heavy metal. Tremel et al.<br />

[1997b] determined the content of the thallium in plants. Both grains wheat and maize contained<br />

less than 4 μg·g -1 of thallium. Maize stalk had quite a high Tl concentration (343 μg·g -1 )<br />

and elevated Tl concentrations (20 mg·kg -1 ) they found in shoots of rape.<br />

Thallium exhibits the surprising ability to be preconcentrated by green cabbage which<br />

significantly increases the daily uptake of thallium by inhabitants of the polluted area [Xiao<br />

et al. 2004a]. Roots of some plants also exhibit a high preconcentration of thallium. Tyler<br />

[2004a] reports that in Scania (Sweden) roots of Fagus sylvatica contain 0.29 μg·g -1 of this<br />

element, while its concetration in soil was 0.06 μg·g -1 . Similar relation was observed by<br />

Wierzbicka et al. [2004]. They found that on the waste heap in Bolesław (Poland), on three<br />

stands Plantago lanceolelata accumulated the largest amount of thallium in its roots, on average<br />

154 (±112) μg·g -1 (maximum 321 μg·g -1 ). The shoots of these plants also contained<br />

high thallium levels, on average 54 (±53) μg·g -1 (maximum 180 μg·g -1 ) Thallium concentrations<br />

in soils in all of the tested sites were relatively high and averaged 43 (±12) μg·g -1 .<br />

During the research in the EuroRegion Neisse, Heim et al. [2002] found 0.04–0.13 μg·g -1<br />

of thallium in Pleurozium schreberi. Similar content was found by Rühling and Tyler [2004]<br />

in Pleurozium schreberi sampled in 1975 (0.15 μg·g -1 ) and 2000 (0.066 μg·g -1 ) in southern<br />

Sweden. They tried to find possible causes of this change, and they conclude that „reductions<br />

in anthropogenic dust emissions during recent decades have decreased the atmospheric<br />

deposition over northern Europe of this element”.<br />

Anderson et al. [1999] dicovered unusually high hyperaccumulation of Tl by the brassicaceae<br />

Iberis intermedia and Biscutella laevigata L. growing over lead=zinc mine tailings at<br />

Les Malines near Montpellier in southern France. Both Biscutella laevigata and Iberis intermedia<br />

from Les Malines contained very high levels of Tl of up to 1.4% dry weight in Biscutella<br />

and 0.4% in Iberis in the dry matter, therefore they suggested to use these two species of<br />

plants for removing (phytomining) the thallium from the environment.<br />

6. Thallium in organisms of animals and people<br />

Thallium is being readily transferred to the human body, from contaminated soils,<br />

through food chain, and poses significant threat to the inhabitants of the polluted area<br />

[Xiao et al. 2004a].<br />

34

Thallium in environment<br />

Most thallium salts are rapidly absorbed through the respiratory and gastrointestinal<br />

tracts and through the skin. In humans and animals, thallium circulates in intra- and<br />

extra-cellular fluids as a monovalent cation. Its toxicity results from thallium ion mimicking<br />

potassium ions in many metabolic processes. Ionic radius of Tl + (1.49 Å) is similar<br />

to that of the hard cation, potassium K + (1.33 Å), so that nondiscriminatory uptake of Tl+<br />

over K+ has been suggested as a mechanism of its toxicity to biota. Thallium may also<br />

bind with sulfhydryl groups of proteins to inactivate many enzymatic reactions. Thallium<br />

causes gastrointestinal irritation and nerve damage when people are exposed to it for<br />

relatively short period of time. For long term, thallium has the potential to cause effects<br />

such as change in blood chemistry, damage to liver, kidney, intestinal and testicular tissue.<br />

In humans, one of the main symptoms of thallium poisoning is rapid (2–3 weeks)<br />

and often complete hair loss. Acute poisioning can lead to paralysis, coma, and death.<br />

Thallium also has mutagenic, carcinogenic and teratogenic effects [Galván-Arzate and<br />

Santamaría 1998, Leonard and Gerber 1997, Moore et al. 1993, Tremel et al. 1997b,<br />

Wang et al. 2007].<br />

Acording to Rusyniak et al. [2002] „thallium has qualities of a perfect criminal poison.<br />

Its salts are tasteless, odorless, dissolve completely in liquids, are rapidly absorbed, and<br />

defy detection on routine toxicologic screens”. Authors sugesting „although thallium poisoning<br />

is an uncommon method of criminal poisoning, it should be considered in any patient<br />

with rapidly progresive, unexplained peripheralneuropathy with or without alopecia”.<br />

In order to establish reference values of thallium in tissues of healthy inhabtants living in<br />

Central Italy, Sabbioni et al. [1994] determined this element in blood and urine. Mean measured<br />

values of thallium in blood and urine were 0.063 μg·L -1 and 0.066 μg·L -1 respectively.<br />

Acording to Moore et al. [1993] the normal total blood thallium concentration is under<br />

2 μg·L -1 and concentration greater than 100 μg·L -1 are toxic. Urine thallium concentration<br />

greater than 200 μg·L -1 are also toxic.<br />

Results reported by several researchers suggesting appearing of the trend in the<br />

concentration of thallium in the human body. Concentration of thallium is in rising order:<br />

brain (0.42–1.5 ng·g -1 ) < liver (1.5 ng·g -1 ) < kidney (6.1 ng·g -1 ) < hair (7–650 ng·g -1 ) ≈ bone<br />

(

Marcin J. Małuszyński<br />

7. Conclusions<br />

Thallium is extremely toxic to humans, plants, and animals, and plays no role in their<br />

metabolisms. With respect to degree of toxicity thallium ranks alongside Pb, Hg, Cd.<br />

The high toxicity of thallium and its compounds made their accurate determination is demanded.<br />

Much further research is required to investigate the possible adverse health effects of<br />

thallium following population exposure.<br />

Thallium accumulation demonstrated in plants, fruits and vegetables, that can make big<br />

problem because of absence of threshold limits for thallium in soils, agricultural products,<br />

feedstuffs and foodstuffs in most countries.<br />

Acknowledgements: The Preparation and presentation of this article were possible<br />

thanks to the financial support of the Ministry of Science and Higher Education<br />

(grant no 2P06S01530).<br />

References<br />

Anderson C.W.N., Brooks R.R., Chirucci A., Lacoste C.J., Leblans M., Robinson<br />

B.H., Simcock R., Stewart R.B. 1999. Phytomining for nickel, thallium<br />

and gold. J. Geochem. Explor. 67: <strong>40</strong>7–415.<br />

Borgna L., Di Lella L.A., Nannoni F., Pisani A., Pizzetti E., Protano G., Riccobono<br />

F., Rossi S. 2009. The high contents of lead in soils of northern Kosovo.<br />

J. Geochem. Explor. 101: 137–146.<br />

Das A.K., Chakraborty R., Cervera M.L., de la Guardia M. 2006. Determination<br />

of thallium in biological samples. Anal. Bioanal. Chem. 385: 665–670.<br />

Dmowski K, Kozakiewicz A, Kozakiewicz M. 1998: Small mammal populations and<br />

community under conditions of extremely high thallium contamination in the environment.<br />

Ecotox. Environ. Safety 41: 2–7.<br />

Engström E., Stenberg A., Senioukh S., Edelbro R., Baxter D.C., Rodushkin<br />

I. 2004. Multi-elemental charakterization of soft biological tissues by inductively coupled<br />

plasma-sector field mass spectrometry. Analytica Chimica Acta 521 123–135.<br />

EPA Maximum Contaminant Level http://www.epa.gov/safewater/contaminants/basicinformation/-thallium.html<br />

Galván-Arzate S., Santamaría A. 1998. Thallium toxicity. Toxicology Letters 99: 1–13.<br />

Heim M., Wappelhorst O., Markert B. 2002. Thallium in terrestrial environmentsoccurrence<br />

and effects. Ecotoxicology 11: 369–377.<br />

Hršak J., Škrbec A., Balagović I., Šega K. 2003. Thallium Content in Zagreb Air.<br />

Bull. Environ. Contam. Toxicol. 71:131–134.<br />

36

Thallium in environment<br />

Jacobson A.R., McBride M.B., Baveye P., Steenhuis T.S. 2005. Environmental fators<br />

determining the trace level sorption of silver and thallium to soils. Sci. Total Environ.<br />

345: 191–205.<br />

Jakubowska M., Pasieczna A., Zembrzuski W., Świt Z., Łukaszewski Z. 2007.<br />

Thallium in fractions of soil formed on floodplain terraces Chemosphere 66: 611–618.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 2001. Trace Elements in Soil and Plants, third ed. CRC<br />

Press, Boca Raton, FL: 356.<br />

Kazantzis G. 2000. Thallium in the environment and health effects. Environmental Geochemistry<br />

and Health 22: 275–280.<br />

Krasnodębska-Ostręga B., Dmowski K., Stryjewska E., Golimowski J.<br />

2005. Determination of thallium and other elements (As, Cd, Cu, Mn, Pb, Se, Sb, and<br />

Zn) in water and sediment samples from the vicinity of the zinc-lead smelter in Poland.<br />

J. Soils & Sediments 5 (2): 71–73.<br />

Leonard A, Gerber GB. 1997. Mutagenicity, carcinogenicity and teratogenicity of thallium<br />

compounds. Mutat. Res. 387: 47–53.<br />

Martin H.W., Kaplan D.I. 1998. Temporal changes in cadmium, thallium and vanadium<br />

mobility in soil and phytoavailability under field conditions. Water, Air, and Soil Pollution,<br />

101: 399–410.<br />

Mochizuki M., Mori M., Akinaga M., Yugami K., Oya Ch., Hondo R., Ueda F. 2005.<br />

Thallium Contamination in Wild Ducks in Japan. Journal of Wildlife Diseases 41(3): 664–668.<br />

Moore D., House I., Dixon A. 1993. Thallium poisoning. Diagnosis may be elusive but<br />

alopecia is the clue. BMJ 306: 1527–1529.<br />

Pavlickova J., Zbiral J., Smatanova M., Houserova P., Cimarova E., Havlikova<br />

S., Kuban V. 2005. Uptake of thallium from artificially and naturally contaminated<br />

soils into rape (Brassica napus L.). J. Agric. Food chem. 53 (8): 2867–2871.<br />

Peter A.L.J., Viraraghavan T. 2005. Thallium: a review of public health and environmental<br />

concerns. Environment International 31: 493–501.<br />

Qi W., Chen Y., Cao J. 1992. Indium and thallium background content in soils in China. Int.<br />

J. Environ. Stud. <strong>40</strong>(4): 311–315.<br />

Rao C.R.M., Ruiz-Chancho M.J., Sahuquillo A., López-Sánchez J.F. 2008. Assessment<br />

of extractants for the determination of thallium in an accidentally polluted soil.<br />

Bull. Environ. Contam. Toxicol. 81: 334–338.<br />

Rusyniak D.E., Brent Furbee R., Kirk M.A. 2002. Thallium and Arsenic poisoning in<br />

a small midwestern town. Annals of Emergency Medicine 39; 3:307–311.<br />

Rühling Å., Tyler G. 2004. Changes in the atmospheric deposition of minor and rare<br />

elements between 1975 and 2000 in south Sweden, as measured by moss analysis.<br />

Environmental Pollution 131: 417–423.<br />

Sabbioni E., Minoia C., Ronchi A., Hansen B.G., Pietra R., Balducci C. 1994.<br />

Trace element reference values in tissues from inhabitants of the European Union.<br />

37

Marcin J. Małuszyński<br />

VIII Thallium in the Italian population. Sci. Total Environ. 158: 227–236.<br />

Tremel A., Masson P., Sterckeman T., Baize D., Mench M. 1997a. Thallium in<br />

french agrosystems: I. Thallium contents in arable soils. Environmnetal Pollution 95 (3):<br />

293–302.<br />

Tremel A., Masson P., Garraud H., Donard O.F.X., Baize D., Mench M. 1997b.<br />

Thallium in french agrosystems: II. Concentration of thallium in field-grown rape and<br />

some other plant species. Environmnetal Pollution 97 (1–2): 161–168.<br />

Tyler G. 2004a. Ionic charge, radius, and potential control rootysoil concentration ratios of<br />

fifty cationic elements in the organic horizon of a beech (Fagus sylvatica) forest podzol.<br />

Science of the Total Environment 329: 231–239.<br />

Tyler G. 2004b. Vertical distribution of major, minor, and rare elements in a Haplic Podzol.<br />

Geoderma 119: 277–290.<br />

Vaněk A., Chrastný V., Mihaljevič M., Drahota P., Grygar T., Komárek M.<br />

2009. Lithogenic thallium behavior in soils with different land use. Journal of Geochemical<br />

Exploration 102: 7–12.<br />

Wang Q., Huang X., Liu L. 2007. Analysis of nine cases of acute thallium poisoning. Journal<br />

of Huazhong University of Science and Technology 27 (2): 213–216.<br />

Wierzbicka, M., Szarek-Lukaszewska, G., Grodzinska, K. 2004. Highly toxic<br />

thallium in plants from the vicinity of Olkusz (Poland). Ecotoxicol. Environ. Safety 59:<br />

84–88.<br />

Winter M. J. 2007. WebElements the periodic table on the WWW, http://www.webelements.com/<br />

Xiao T., Guha J., Boyle D., Liu C.Q., Chen J. 2004a. Environmental concerns related to<br />

high thallium levels in soils and thallium uptake by plants in southwest Guizhou. China.<br />

Sci. Total Environ. 318: 223–244.<br />

Xiao T., Guha J., Boyle D., Liu C.Q., Zheng B., Wilson G.C., Rouleau A., Chen J.<br />

2004b. Naturally occurring thallium: a hidden geoenvironmental health hazard? Environment<br />

International 30: 501–507.<br />

Yang Ch., Chen Y., Peng P., Li Ch., Chang X., Xie Ch. 2005. Distribution of natural<br />

and anthropogenic thallium in the soils in an industrial pyrite slag disposing area. Sci.<br />

Total Environ. 341: 159–172.<br />

38

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Piotr Malczyk*, Jacek Długosz*<br />

ZMIENNOŚĆ PRZESTRZENNA CAŁKOWITEJ ZAWARTOŚCI RTĘCI<br />

W POZIOMIE POWIERZCHNIOWYM GLEB WYBRANEGO OBSZARU<br />

RÓWNINY SĘPOPOLSKIEJ<br />

SPATIAL VARIABILITY OF TOTAL MERCURY CONTENT IN THE<br />

SURFACE HORIZON OF A SEPOPOLSKA PLAIN AREA<br />

Key words: mercury, spatial variability, surface horizon, arable soils.<br />

Słowa kluczowe: rtęć, zmienność przestrzenna, poziom powierzchniowy, gleby uprawne.<br />

Thea im of this paper was to prezent spatial variability of total mercury content in surface<br />

horizon of a Sepopolska Plain area. The investigated area was a 50 ha productive field located<br />

near Budniki village (North-East Poland). Soil samples were collected from 50 points<br />

located with the use of the GPS system. The total content of mercury was determined in solid<br />

samples with the AMA-254 spectrometer. The precision of the method was confirmed with<br />

a reference material TILL-3 for Hg determination.<br />

Physicochemical properties of soils were determined by commonly used in soil science procedures.<br />

Relationships among total mercury content and pH in H 2<br />

O, pH in 1 M KCl, hydrolytic<br />

acidity, organic carbon, fraction

Piotr Malczyk, Jacek Długosz<br />

this component was characteristic for the surface horizon of the south and central part investigated<br />

area. A significant positive correlation was found between the total mercury content<br />

and fractions

Zmienność przestrzenna całkowitej zawartości rtęci w poziomie powierzchniowym gleb...<br />

Celem pracy była ocena całkowitej zawartości rtęci w poziomie orno-próchnicznym gleby<br />

uprawnej we wsi Budniki, położonej w województwie warmińsko-mazurskim. Przedmiotem<br />

badań było także poznanie zróżnicowania przestrzennego występowania tego pierwiastka<br />

na wybranym obszarze i wygenerowanie mapy izoliniowej, przedstawiającej strefy<br />

zmienności zawartości rtęci.<br />

W pracy podjęto statystyczną ocenę zależności między całkowitą zawartością rtęci<br />

w glebach i ich wybranymi właściwościami fizykochemicznymi, tj. składem granulometrycznym,<br />

zawartością węgla organicznego, a także kwasowością czynną, wymienną i hydrolityczną.<br />

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />

Obiektem badań było 50 ha pole uprawne, zlokalizowane niedaleko Lidzbarka Warmińskiego<br />

we wsi Budniki, położonej na południowym skraju Równiny Sępopolskiej (szer.<br />

geograf. 54 o 11’ 47” N, dł. geograf. 20 o 38’ 12” E). Na badanym obszarze występują gleby<br />

brunatne właściwe typowe i oglejone [Systematyka gleb Polski 1989], wytworzone<br />

z utworów zastoiskowych, zdeponowanych w krótkotrwałych jeziorach, które powstały na<br />

przedpolu cofającego się lądolodu zlodowacenia Wisły [Kondracki, Pietkiewicz 1967, Kondracki<br />

1994].<br />

Próbki glebowe z powierzchniowego poziomu próchnicznego pobierano z głębokości<br />

0–20 cm, metodą siatki geometrycznej kwadratów o boku 100 m (rys. 1). Wokół każdego<br />

z 50 wyznaczonych punktów węzłowych pobrano 30 próbek indywidualnych. Z tak otrzymanej<br />

próbki zbiorczej, po jej uśrednieniu wydzielono do analiz próbkę laboratoryjną o masie<br />

ok. 1 kg.<br />

Pobór próbek w promieniu 50 m od każdego punktu węzłowego zapewnił prawie całkowite<br />

opróbkowanie analizowanego pola. Położenie każdego punktu węzłowego zarejestrowano<br />

za pomocą odbiornika GPS, firmy Magellan. Do przetworzenia danych użyto program<br />

komputerowy eLMID-Agrar GIS, firmy eLMID pl sp. z o.o.<br />

Pobrane próbki gleb, po wysuszeniu do stanu powietrznie suchego, roztarto w moździerzu<br />

i przesiano przez sito o średnicy oczek 2 mm. Analizy składu granulometrycznego<br />

wykonano metodą areometryczną Casagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego [Dobrzański,<br />

Uziak 1972]. Kwasowość czynną (pH w H 2<br />

O) i kwasowość wymienną (pH w 1M KCl) oznaczono<br />

metodą potencjometryczną w zawiesinach gleba:woda/1 M KCl w stosunku 1:2,5, za<br />

pomocą pehametru CPC-551, firmy Elmetron, a kwasowość hydrolityczną wyznaczono metodą<br />

Kappena [Ostrowska, Gawliński, Szczubiałka 1991]. Zawartość węgla organicznego<br />

oznaczono metodą Tiurina [Kalembasa, Niklewski 1979].<br />

Całkowitą zawartość rtęci w próbkach glebowych oznaczono metodą spektrometrii absorpcji<br />

atomowej, za pomocą analizatora rtęci AMA 254 produkcji słowackiej. W celu sprawdzenia<br />

wiarygodności zastosowanej procedury analitycznej oznaczania rtęci do pomiarów<br />

41

Piotr Malczyk, Jacek Długosz<br />

użyto również certyfikowanego materiału referencyjnego TILL-3 [Certificate of Analysis<br />

1995]. Wszystkie oznaczenia wykonano w trzech powtórzeniach.<br />

Rys. 1. Lokalizacja punktów poboru próbek glebowych<br />

Fig. 1. Sampling sites<br />

Mapę powierzchniowego zróżnicowania całkowitej zawartości rtęci na badanym obszarze<br />

sporządzono na podstawie danych wejściowych aproksymowanych metodą krigingu, wykorzystując<br />

do tego program komputerowy SURFER 8.0 firmy Golden Software. Obliczenia statystyczne<br />

zostały wykonane przy zastosowaniu programu komputerowego Statistica 8 PL.<br />

3. OMÓWIENIE WYNIKÓW<br />

Wyniki analiz całkowitej zawartości rtęci w próbkach gleb pobranych z poziomu ornopróchnicznego<br />

oraz ich wybrane właściwości przedstawiono w tabeli 1.<br />

Całkowita zawartość rtęci na analizowanym obszarze kształtowała się w granicach od<br />

0,0211 do 0,0767 mg·kg -1 , a wyliczona średnia na poziomie 0,0428 mg·kg -1 .<br />

42

Zmienność przestrzenna całkowitej zawartości rtęci w poziomie powierzchniowym gleb...<br />

Tabela 1. Wybrane właściwości fizyczne i chemiczne oraz całkowita zawartość rtęci w badanych<br />

glebach<br />

Table 1. Selected physical and chemical properties and total mercury content in the investigated<br />

soils<br />

Próbka<br />

Zawartość frakcji w % Kwasowość hydrolityczna<br />

w cmol·kg -1 w g·kg -1 w mg·kg -1<br />

C org. Hg<br />

pH H2 O pH 1 M KCl<br />

Piotr Malczyk, Jacek Długosz<br />

Na stężenie rtęci w glebach bezpośredni wpływ mają ich właściwości fizyczne<br />

i chemiczne, w tym przede wszystkim skład granulometryczny, odczyn i zawartość węgla<br />

organicznego.<br />

Skład granulometryczny gleb analizowanego obszaru charakteryzowało zróżnicowane<br />

uziarnienie. Wytypowane do badań próbki zaliczono aż do siedmiu grup granulometrycznych<br />

wg PTG. Większość stanowiły gliny ciężkie, średnie i lekkie, niekiedy pylaste, a poza<br />

nimi piaski gliniaste mocne również pylaste [Długosz, Malczyk, Różański 2004].<br />

W badaniach składu granulometrycznego odnotowano duży zakres zmienności zawartości<br />

frakcji ilastej, od 8 do 39% i frakcji spławialnej, od 16 do 56% (tab. 1). Powodem<br />

tego były zróżnicowany utwór macierzysty i procesy erozyjne zachodzące na badanym obszarze,<br />

który charakteryzują znaczne deniwelacje oraz zabiegi agrotechniczne [Długosz,<br />

Malczyk, Różański 2004]. Przeprowadzone obliczenia statystyczne wykazały, że pomiędzy<br />

całkowitą zawartością rtęci a zawartością frakcji

Zmienność przestrzenna całkowitej zawartości rtęci w poziomie powierzchniowym gleb...<br />

ma wpływ na wiązanie i zatrzymywanie metali ciężkich oraz na pojemność sorpcyjną, głównie<br />

w poziomach powierzchniowych. Analiza statystyczna nie wykazała istotnych korelacji pomiędzy<br />

poszczególnymi rodzajami kwasowości a całkowitą zawartością rtęci w badanych glebach.<br />

W celu zobrazowania zróżnicowania przestrzennego całkowitej zawartości rtęci<br />

w badanych glebach wykreślono mapę, do wykonania której punktowe dane wejściowe<br />

zostały przekształcone geostatystycznie metodą krigingu (rys. 2). Z mapy wynika, że największa<br />

zawartość rtęci (od 0,062 do 0,072 mg·kg -1 ) i nieco mniejsza, ograniczona izolinią,<br />

0,052 mg·kg -1 , charakteryzowała niewielkie powierzchnie gleb położonych na południowym<br />

krańcu i w części środkowej analizowanego obszaru. Najmniejsze ilości tego pierwiastka<br />

zawierał natomiast poziom ornopróchniczny w północnej i zachodniej części badanego pola<br />

(rys. 2).<br />

Rys. 2. Zróżnicowanie przestrzenne całkowitej zawartości rtęci w badanej glebie<br />

Fig. 2. Spatial differentiation of total mercury content in the investigated soil<br />

Obliczony na podstawie semiwariogramu empirycznego model sferyczny, wskazuje na<br />

mały wpływ zmienności krótkiego zasięgu (zmienności losowej) w zmienności całkowitej<br />

zawartości rtęci w poziomie powierzchniowym badanego pola. Dowodzi tego mała wartość<br />

45

Piotr Malczyk, Jacek Długosz<br />

zmienności samorodka 1,09∙10 -4 (mg∙kg -1 ) 2 , jak również mały efekt samorodka, wynoszący<br />

jedynie 8,3%. Świadczyć to może o dużym rozproszeniu rtęci w obrębie analizowanego poziomu<br />

powierzchniowego.<br />

Duży zasięg oddziaływania semiwariogramu (288 m) wskazuje na dobre skorelowanie uzyskanych<br />

wyników, ponieważ obejmowały ponad dwa sąsiednie punkty poboru. Potwierdzeniem<br />

niewielkiego zróżnicowania całkowitej zawartości rtęci w poziomie powierzchniowym badanego<br />

obszaru jest również wykreślona na podstawie semiwariogramu mapa rastrowa (rys. 2).<br />

Biorąc pod uwagę rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości<br />

gleby oraz standardów jakości ziemi [Rozporządzenie Ministra Środowiska... 2002], nie<br />

stwierdzono przekroczenia dopuszczalnej całkowitej zawartości rtęci w badanych poziomach<br />

orno-próchnicznych. Stwierdzono, że zawartość tego metalu w badanych glebach jest<br />

zbliżona do poziomu tła geochemicznego.<br />

4. WNIOSKI<br />

Badania wykazały, że całkowita zawartość rtęci w analizowanym materiale glebowym,<br />

pochodzącym z poziomu orno-próchniczego, wahała się w zakresie 0,0211 – 0,0767 mg·kg -1 ,<br />

z wartością średnią 0,0428 mg·kg -1 .<br />

Wyliczone współczynniki korelacji Pearsona wskazują na istotne zależności pomiędzy<br />

całkowitą zawartością rtęci w glebach, a zawartością frakcji spławialnej, iłu koloidalnego<br />

i węgla organicznego.<br />

Wykreślona na podstawie semiwariogramu mapa rastrowa wskazuje na niewielkie<br />

zróżnicowanie całkowitej zawartości rtęci w poziomach orno-próchnicznych badanego obszaru.<br />

Całkowita zawartość rtęci w poziomie orno-próchnicznym badanego pola, w świetle<br />

rozporządzenia Ministra Środowiska z 2002 r., w sprawie standardów jakości gleb oraz<br />

standardów jakości ziemi, nie przekracza wartości dopuszczalnych.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Alloway B. J., Ayres D. C. 1999. Chemiczne podstawy zanieczyszczania środowiska.<br />

Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Boszke L., Kowalski A., Głosińska G., Szarek R., Siepak J. 2003. Environmental<br />

factors affecting speciation of mercury in the bottom sediments; an overview. Polish Journal<br />

of Environmental Studies 12: 5–13.<br />

Certificate of Analysis TILL-3. 1995. Geochemical Soil and Till Reference Materials. Canada:<br />

1–6.<br />

Dąbkowska-Naskręt H., Malczyk P., Kobierski M. 1999. Profile differentiation of<br />

total mercury content in selected arable and forest soils in Poland. ATR Bydgoszcz.<br />

46

Zmienność przestrzenna całkowitej zawartości rtęci w poziomie powierzchniowym gleb...<br />

Zesz. Nauk. 220, Rolnictwo 44:47–51.<br />

Dąbkowska-Naskręt H., Różański Sz. 2007. Mercury content in garden soils of<br />

urban agglomeration. Global NEST Journal 9, 3:237–241.<br />

Długosz J., Malczyk P., Różański Sz. 2004. Zmienność poziomu powierzchniowego<br />

gleb wybranego obszaru Równiny Sępopolskiej w świetle badań granulometrycznych.<br />

Rocz. Glebozn. Warszawa. LV 1: 99–106.<br />

Dobrzański L., Uziak St. 1972. Rozpoznawanie i analiza gleb. Wydawnictwo Naukowe<br />

PWN, Warszawa.<br />

Fitzgerald W. F., Lamborg C. H. 2005. Geochemistry of mercury in the environment.<br />

Environmental Geochemistry 9: 108–147.<br />

Gabriel M. C., Williamson D. G. 2004. Principal biogeochemical factors affecting the<br />

speciation ad transport of mercury through the terrestrial environment. Environmental<br />

Geochemistry and Health 26: 421–434.<br />

Gworek B. 1998. Rtęć w środowisku naturalnym i odpadach. Ochrona Środowiska Zasobów<br />

Naturalnych i Leśnictwa 14: 67–69.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo<br />

Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Kalembasa St., Niklewski M. 1979. Studia nad oznaczaniem zawartości węgla organicznego<br />

w glebach i nad efektywnością nawożenia azotowego. PWN, Warszawa, Societas<br />

Scientiarum Stetinesis t. XLVI, 1: 79–96.<br />

Kondracki J. 1998. Geografia regionalna Polski. PWN, Warszawa.<br />

Kondracki J., Pietkiewicz S. 1967. Czwartorzęd północno-wschodniej Polski. W: Galon<br />

R., Dylik J. (red.) Czwartorzęd Polski. PWN, Warszawa.<br />

Kowalik P. 2001. Ochrona środowiska glebowego. PWN, Warszawa.<br />

Kowaliński S. 1993. Substancja organiczna gleby i jej przeobrażenia. Gleboznawstwo,<br />

PWRiL, Warszawa.<br />

Malczyk P. 2000. Forms of mercury in soils of selected forest ecosystems of Poland. Mengen<br />

und Spurenelemente 20: 529–535.<br />

O’Neill P. 1998. Chemia środowiska. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa-Wrocław.<br />

Ostrowska A., Gawliński S, Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości<br />

gleb i roślin. Katalog. IOŚ, Warszawa: 48–53.<br />

Systematyka gleb Polski. 1989. PTG, Warszawa; <strong>40</strong>, 3/4: 47–49.<br />

Pyłka-Gutowska E. 2000. Ekologia z ochroną Środowiska. Wydawnictwo Oświata,<br />

Warszawa.<br />

Rasmussen L.D., Sørensen S.J., Turner R.R., Barkay T. 2000. Application of<br />

a merlux biosensor for estimationg bioavailable mercury in soil. Soil Biology & Biochemistry<br />

32: 639–646.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. Dz.U. <strong>Nr</strong> 165, poz. 1359.<br />

47

Piotr Malczyk, Jacek Długosz<br />

Różański Sz. 2006. Rtęć w profilach gleb uprawnych zróżnicowanych pod względem typologii<br />

i genezy wybranych regionów Pojezierza Południowobałtyckiego. Praca doktorska.<br />

ATR, Bydgoszcz: 13, 18.<br />

Sarkar D., Essington M. E., Mistra K. C. 2000. Adsorption of mercury (II) by kaolinite.<br />

Soil Sci. Soc. Am. J. 64:1968–1975.<br />

Schlüter K. 2000. Review: evaporation of mercury from soil. An integration and synthesis<br />

of current knowledge. Environ. Geol. 39:249–271.<br />

Sienko M. J., Plane R. A. 1999. Chemia podstawy i zastosowania. Wydawnictwo Naukowo-Techniczne,<br />

Warszawa.<br />

Sloan J. J., Dowdy R. H., Balogh S. J., Nater E. 2001. Distribution of mercury in soil<br />

and its concentration in runoff from a biosolids-amended agricultural watershed. J. Environ.<br />

Qual. 30:2173–2179.<br />

48

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Józef Chojnicki*, Magdalena Kowalska*<br />

Rozpuszczalny Zn, Cu, Pb I Cd w uprawnych glebach<br />

płowych, wytworzonych z pokrywowych utworów<br />

pyłowych Równiny Błońsko-Sochaczewskiej<br />

Soluble Zn, Cu, Pb and Cd in cultivated luvisols<br />

developed from superficial silts<br />

of the Błonie-Sochaczew Plain<br />

Słowa kluczowe: rozpuszczalne metale ciężkie, gleby płowe uprawne.<br />

Key words: soluble heavy metals, cultivated luvisols.<br />

The research include 5 profiles of intensively cultivated luvisols, developed from youngest<br />

loesses of the Błonie-Sochaczew Plain. Three profiles were classificated as haplic luvisols<br />

and two profiles as anthropogenic luvisols. The contents of soluble forms Zn, Cu, Pb, Cd<br />

was determined in 0,1 M HCl and basic analysis of soils were elaborated using methods<br />

commenly applying in soil science laboratories. Average concentration the soluble forms of<br />

elements in the studied soils in mg·kg -1 of soil were: Zn – 3,0; Cu – 0,9; Pb – 3,5; Cd – 0,04,<br />

and average contribution of soluble forms in their total contents were following: Zn – 8,8; Cu<br />

– 10,7; Pb – 22,2 and Cd – 19,5%. Most intensively used of anthropogenic luvisols indicated<br />

significant greater contents of soluble zinc, copper, cadmium and their degree of mobility<br />

in humus horizons. In humus horizons of all soils were stated biggest contents of soluble<br />

forms of investigated elements and their degree of mobility. The contents of soluble forms<br />

investigated elements has been positively correlated with their total contents and amount of<br />

organic carbon. From agricultural point of view the humus horizons indicated medium and<br />

high content of zinc and low, medium and high content of copper.<br />

* Dr hab. Józef Chojnicki prof. nadzw., mgr Magdalena Kowalska – Katedra Nauk<br />

o Środowisku Glebowym, Wydział Rolnictwa i Biologii, Szkoła Główna Gospodarstwa<br />

Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159/37, 02-776 Warszawa; tel.: 22 59 326 00;<br />

e-mail: jozef_chonicki@sggw.pl.<br />

49

Józef Chojnicki, Magdalena Kowalska<br />

1. wprowadzenie<br />

Badania zawartości formy rozpuszczalnej pierwiastków śladowych w glebach mają bardzo<br />

duże znaczenie praktyczne w prawidłowym żywieniu roślin uprawnych [Czekała, Jakubus<br />

2006; Korzeniowska, Stanisławska-Glubiak 2008] oraz w ocenie możliwości ich oddziaływania<br />

na środowisko. Zawartość form rozpuszczalnych pierwiastków śladowych i stopień<br />

ich uruchomienia (udział formy rozpuszczalnej w całkowitej) są wskaźnikami określającymi<br />

ich mobilność w środowisku, w tym także łatwość wejścia w łańcuch pokarmowy [Karczewska,<br />

Bortniak 2008; Kabała, Singh 2006].<br />

Celem prezentowanych w niniejszym opracowaniu badań było określenie zawartości<br />

rozpuszczalnego Zn, Cu, Pb i Cd oraz stopnia ich uruchomienia w glebach płowych Równiny<br />

Blońsko-Sochaczewskiej. Zbadano również zależności między zawartością rozpuszczalnej<br />

formy badanych pierwiastków i stopniem ich uruchomienia a niektórymi właściwościami gleb.<br />

2. materiał i metody<br />

Badaniami objęto 5 profili intensywnie użytkowanych gleb płowych, wytworzonych<br />

z najmłodszych lessów położonych na obszarze od Warszawy do Błonia (rys. 1). Gleby<br />

w profilach 5, 7 i 8 zaklasyfikowano jako gleby płowe typowe, a w profilach 14 i 15 jako gleby<br />

płowe antropogeniczne, intensywnie użytkowanych pod uprawę warzyw.<br />

Rys. 1. Rozmieszczenie profili glebowych<br />

Fig. 1. Locality of soil profiles<br />

Podstawowe analizy gleb wykonano powszechnie stosowanymi metodami w laboratoriach<br />

gleboznawczych. Zawartość rozpuszczalnej formy Zn, Cu, Pb, Cd oznaczono w 0,1<br />

M HCl (przy stosunku gleby do roztworu 1 : 10). W uzyskanych roztworach zawartość pierwiastków<br />

oznaczono techniką ASA. Zawartości ogółem badanych pierwiastków do obliczenia<br />

stopnia ich uruchomienia wykorzystano z pracy Chojnickiego, Czarnowskiej [1993].<br />

50

Rozpuszczalny Zn, Cu, Pb i Cd w uprawnych glebach płowych...<br />

3. Wyniki badań<br />

Badane gleby wytworzyły się z utworów pyłowych zwykłych (tab. 1). Najczęściej są<br />

to gleby niecałkowite podścielone gliną lekką (profile 14 i 15), piaskiem luźnym (profil 8)<br />

lub iłem (profil 5). W poziomach powierzchniowych wykazują odczyn kwaśny, a w głębszych<br />

– najczęściej słabo kwaśny. Pojemność sorpcyjna badanych gleb waha się od 3,5 do<br />

6,0 cmol(+) . kg -1 gleby, a stopień wysycenia kationami zasadowymi kompleksu sorpcyjnego<br />

od 60 do 90%. Gleby płowe antropogeniczne wykazują większą zawartość węgla organicznego<br />

w poziomach próchnicznych niż gleby płowe typowe.<br />

Zawartość rozpuszczalnego cynku była zdecydowanie najwyższa w poziomie próchnicznym<br />

gleby płowej antropogenicznej (profil 15), w pozostałych glebach natomiast wahała<br />

się od 0,4 do 21 mg·kg -1 , średnio wynosiła 3 mg·kg -1 gleby (tab. 2). Podobnie bardzo duży<br />

stopień uruchomienia tego pierwiastka stwierdzono w profilu 15 (82%), w pozostałych glebach<br />

wynosił on od 1,6 do 37,5%, średnio 8,8%.<br />

Tabela 1. Niektóre właściwości fizykochemiczne gleb<br />

Table 1. Some physicochemical properties of soils<br />

Miejscowość<br />

<strong>Nr</strong> profilu<br />

Piorunów 5<br />

Płochocin 7<br />

Duchnice 8<br />

Mory 14<br />

Mory 15<br />

Poziom<br />

Ap<br />

ApEet<br />

Eet<br />

Bt<br />

IIC<br />

C<br />

IIIC<br />

Ap<br />

Eet<br />

Bt<br />

C<br />

C<br />

Ap<br />

Eet<br />

Bt<br />

IIC<br />

IIC<br />

Ap<br />

Eet<br />

EetBtg<br />

Btg<br />

IICg<br />

IICg<br />

Ap<br />

Ap<br />

Eet<br />

EetBtg<br />

Btg<br />

IICg<br />

Głęb.<br />

[cm]<br />

0–25<br />

30–<strong>40</strong><br />

45–65<br />

75–90<br />

120–1<strong>40</strong><br />

1<strong>40</strong>–170<br />

190–205<br />

0–20<br />

30–45<br />

65–80<br />

110–120<br />

145–160<br />

0–25<br />

35–45<br />

50–65<br />

85–100<br />

130–1<strong>40</strong><br />

0–20<br />

30–<strong>40</strong><br />

<strong>40</strong>–50<br />

65–80<br />

95–105<br />

135–150<br />

0–20<br />

20–<strong>40</strong><br />

48–65<br />

65–80<br />

80–100<br />

1<strong>40</strong>0–155<br />

pH<br />

5,1<br />

6,0<br />

6,4<br />

6,4<br />

6,3<br />

5,9<br />

5,8<br />

4,3<br />

5,3<br />

5,5<br />

5,3<br />

4,5<br />

5,2<br />

5,5<br />

5,6<br />

6,3<br />

6,2<br />

Zawartość frakcji<br />

cmol(+) . kg -1<br />

gleby<br />

T<br />

CEC<br />

Vs<br />

BS<br />

1–0,1 0,1–0,02 < 0,02 < 0,002 %<br />

Gleby płowe typowe<br />

32 49 18 2 3,43 62,97<br />

28 52 20 3 2,72 87,50<br />

31 51 18 1 1,70 88,82<br />

18 58 24 12 8,96 97,87<br />

58 30 12 8 4,87 95,27<br />

24 57 19 6 5,82 96,73<br />

28 16 56 21 14,67 98,70<br />

26<br />

25<br />

33<br />

33<br />

31<br />

20<br />

19<br />

13<br />

95<br />

95<br />

54<br />

58<br />

57<br />

56<br />

49<br />

55<br />

54<br />

56<br />

4<br />

4<br />

20<br />

17<br />

10<br />

11<br />

20<br />

25<br />

27<br />

31<br />

1<br />

1<br />

Gleby płowe antropogeniczne<br />

5,6 18 53 29<br />

5,8 13 57 30<br />

6,0 9 57 31<br />

6,0 20 48 32<br />

5,6 56 22 22<br />

7,0 45 23 32<br />

5,3<br />

6,0<br />

5,9<br />

5,4<br />

5,1<br />

4,1<br />

31<br />

16<br />

11<br />

28<br />

23<br />

45<br />

46<br />

56<br />

61<br />

45<br />

48<br />

28<br />

23<br />

28<br />

28<br />

27<br />

29<br />

27<br />

5<br />

2<br />

7<br />

7<br />

7<br />

6<br />

5<br />

11<br />

1<br />

1<br />

7<br />

6<br />

11<br />

13<br />

12<br />

14<br />

6<br />

5<br />

6<br />

9<br />

10<br />

12<br />

5,02<br />

2,81<br />

6,92<br />

5,45<br />

7,36<br />

6,79<br />

5,24<br />

7,95<br />

1,60<br />

1,11<br />

5,68<br />

3,01<br />

5,72<br />

9,89<br />

7,76<br />

13,62<br />

21,87<br />

12,67<br />

4,96<br />

7,00<br />

10,37<br />

8,71<br />

69,32<br />

87,90<br />

94,50<br />

92,48<br />

91,30<br />

86,16<br />

92,17<br />

94,84<br />

90,62<br />

90,09<br />

87,50<br />

91,36<br />

95,45<br />

96,56<br />

95,61<br />

100,0<br />

89,20<br />

95,03<br />

92,54<br />

92,57<br />

92,76<br />

90,93<br />

C<br />

0,67<br />

0,18<br />

0,08<br />

0,11<br />

0,09<br />

0,20<br />

0,11<br />

0,89<br />

0,16<br />

0,10<br />

0,08<br />

0,06<br />

0,72<br />

0,22<br />

0,16<br />

0,09<br />

0,03<br />

1,48<br />

0,26<br />

0,05<br />

0,13<br />

0,15<br />

0,11<br />

4,97<br />

1,60<br />

0,22<br />

0,08<br />

0,08<br />

0,08<br />

51

Józef Chojnicki, Magdalena Kowalska<br />

Największe zawartości rozpuszczalnej formy cynku i jego uruchomienie w przekroju profilowym<br />

gleb występowało w poziomach próchnicznych, a najmniejsze w większości poziomów<br />

płowienia (Eet), co jest spowodowane zachodzeniem procesu glebotwórczego płowienia.<br />

Największa zawartość rozpuszczalnej miedzi występuje – podobnie jak cynku – w poziomie<br />

próchnicznym gleby płowej antropogenicznej (profil 15), w pozostałych glebach zaś średnio jej<br />

zawartość wynosi 0,9 mg·kg -1 gleby, przy wahaniach od 0,1 do 5,6 mg·kg -1 gleby. Zdecydowanie<br />

największe uruchomienie tego pierwiastka występowało także w poziomie próchnicznym profilu<br />

15 (63%). W pozostałych glebach średnio wynosiło 10,78%, przy wahaniach od 0,9 do <strong>40</strong>,6%.<br />

Z wyjątkiem profilu 5 i 7 największe zawartości rozpuszczalnej formy miedzi i jej uruchomienie<br />

w przekroju profilowym gleb stwierdzono w poziomach próchnicznych.<br />

Tabela 2. Zawartość ogółem cynku (Zn t<br />

), miedzi (Cu t<br />

), ołowiu (Pb t<br />

), cadmu (Cd t<br />

), rozpuszczalnego<br />

cynku (Zn s<br />

), miedzi (Cu s<br />

, ołowiu (Pb s<br />

), cadmu (Cd s<br />

) oraz stopień ich uruchomienia<br />

(Zn s<br />

/Zn t<br />

x100, Cu s<br />

/Cu t<br />

x100, Pb s<br />

/Pb t<br />

x100, Cd s<br />

/Cd t<br />

x100)<br />

Table 2. Total content of zinc (Zn t<br />

), copper (Cu t<br />

), lead (Pb t<br />

), cadmium (Cd t<br />

), soluble zinc (Zn s<br />

),<br />

copper (Cu s<br />

), lead (Pb s<br />

), cadmium (Cd s<br />

) and their degree of mobility (Zn s<br />

/Zntx100, Cu s<br />

/<br />

Cu t<br />

x100, Pb s<br />

/Pb t<br />

x100, Cd s<br />

/Cd t<br />

x100)<br />

Miejscowość<br />

Głęb. Zn t<br />

Zn Zn<br />

s<br />

s<br />

/ Cu t<br />

Cu Cu<br />

s<br />

s<br />

/ Pb t<br />

Pb Pb<br />

s<br />

s<br />

/ Cd t<br />

Cd Cd<br />

s<br />

s<br />

/<br />

Poziom<br />

Zn<br />

<strong>Nr</strong> profilu<br />

[cm]<br />

t<br />

Cu t<br />

Pb t<br />

Cd t<br />

mg·kg -1 x100 mg·kg -1 x100 mg·kg -1 x100 mg·kg -1<br />

x100<br />

Gleby płowe typowe<br />

Piorunów 5<br />

Ap<br />

ApEet<br />

Eet<br />

Bt<br />

IIC<br />

C<br />

IIIC<br />

0–25<br />

30–<strong>40</strong><br />

45–65<br />

75–90<br />

120–1<strong>40</strong><br />

1<strong>40</strong>–170<br />

190–205<br />

26<br />

18<br />

16<br />

25<br />

18<br />

48<br />

65<br />

6,0<br />

0,9<br />

0,4<br />

1,4<br />

1,2<br />

1,9<br />

4,2<br />

23,1<br />

5,0<br />

2,5<br />

5,6<br />

6,6<br />

3,9<br />

6,4<br />

8,0<br />

6,8<br />

6,6<br />

9,8<br />

6,8<br />

7,4<br />

22,3<br />

0,2<br />

0,1<br />

0,1<br />

0,3<br />

0,3<br />

0,3<br />

0,2<br />

2,5<br />

1,5<br />

1,5<br />

3,1<br />

4,4<br />

4,0<br />

0,9<br />

16<br />

10<br />

8<br />

12<br />

10<br />

12<br />

26<br />

5,0<br />

2,3<br />

1,3<br />

2,2<br />

1,7<br />

2,1<br />

2,7<br />

31,2<br />

23,0<br />

16,2<br />

18,3<br />

17,0<br />

17,5<br />

10,4<br />

0,11<br />

0,12<br />

0,11<br />

0,03<br />

0,03<br />

0,08<br />

0,10<br />

0,02<br />

0,02<br />

0,01<br />

0,02<br />

0,01<br />

0,01<br />

0,01<br />

18,2<br />

16,7<br />

9,1<br />

66,7<br />

33,3<br />

12,5<br />

10,0<br />

Płochocin 7<br />

Ap<br />

Eet<br />

Bt<br />

C<br />

C<br />

0–20<br />

30–45<br />

65–80<br />

110–120<br />

145–160<br />

49<br />

14<br />

24<br />

22<br />

26<br />

13,5<br />

0,7<br />

1,1<br />

1,2<br />

1,7<br />

27,5<br />

5,0<br />

4,6<br />

5,4<br />

6,5<br />

10,1<br />

3,0<br />

6,6<br />

6,8<br />

7,8<br />

0,2<br />

0,3<br />

0,2<br />

0,2<br />

0,1<br />

2,0<br />

10,0<br />

3,0<br />

2,9<br />

1,3<br />

23<br />

6<br />

7<br />

7<br />

7<br />

9,5<br />

1,5<br />

1,3<br />

1,6<br />

1,7<br />

41,3<br />

25,0<br />

18,6<br />

22,8<br />

24,3<br />

0,<strong>40</strong><br />

0,19<br />

0,16<br />

0,14<br />

0,32<br />

0,17<br />

0,02<br />

0,01<br />

0,04<br />

0,02<br />

42,5<br />

10,5<br />

6,2<br />

28,6<br />

6,2<br />

Duchnice 8<br />

Ap<br />

Eet<br />

Bt<br />

IIC<br />

IIC<br />

0–25<br />

35–45<br />

50–65<br />

85–100<br />

130–1<strong>40</strong><br />

56<br />

24<br />

26<br />

8<br />

6<br />

21,0<br />

2,1<br />

2,0<br />

0,6<br />

0,6<br />

37,5<br />

8,7<br />

7,7<br />

7,5<br />

10,0<br />

13,8<br />

6,2<br />

9,4<br />

3,0<br />

2,0<br />

5,6<br />

1,5<br />

1,3<br />

0,5<br />

1,1<br />

<strong>40</strong>,6<br />

24,2<br />

13,8<br />

16,7<br />

55,0<br />

24<br />

30<br />

32<br />

8<br />

6<br />

10,0<br />

2,5<br />

2,0<br />

1,1<br />

3,1<br />

41,6<br />

8,3<br />

6,2<br />

13,7<br />

51,7<br />

0,35<br />

0,14<br />

0,18<br />

0,14<br />

0,12<br />

0,20<br />

0,01<br />

0,02<br />

0,01<br />

0,01<br />

57,1<br />

7,1<br />

11,1<br />

7,1<br />

8,3<br />

Mory 14<br />

Ap<br />

Eet<br />

EetBtg<br />

Btg<br />

IICg<br />

IICg<br />

0–20<br />

30–<strong>40</strong><br />

<strong>40</strong>–50<br />

65–80<br />

95–105<br />

135–150<br />

150<br />

56<br />

30<br />

23<br />

30<br />

31<br />

6,0<br />

1,3<br />

1,8<br />

1,5<br />

1,8<br />

0,5<br />

4,0<br />

2,3<br />

6,0<br />

6,5<br />

6,0<br />

1,6<br />

27,5<br />

5,4<br />

12,0<br />

8,8<br />

11,5<br />

10,1<br />

5,3<br />

0,2<br />

0,3<br />

0,2<br />

0,2<br />

0,1<br />

19,3<br />

3,7<br />

2,5<br />

2,3<br />

1,7<br />

1,0<br />

<strong>40</strong><br />

16<br />

18<br />

18<br />

18<br />

12<br />

21,0<br />

2,7<br />

2,3<br />

2,9<br />

2,1<br />

2,3<br />

52,5<br />

16,9<br />

12,8<br />

16,1<br />

11,7<br />

19,2<br />

0,68<br />

0,19<br />

0,52<br />

0,65<br />

0,37<br />

0,<strong>40</strong><br />

0,23<br />

0,02<br />

0,01<br />

0,01<br />

0,01<br />

0,19<br />

33,8<br />

10,5<br />

1,9<br />

1,5<br />

2,7<br />

47,5<br />

Ap<br />

Ap<br />

0–20<br />

20–<strong>40</strong><br />

103<br />

1<strong>40</strong><br />

96,0<br />

99,0<br />

93,2<br />

70,7<br />

23,4<br />

21,8<br />

18,7<br />

10,0<br />

79,9<br />

45,9<br />

36<br />

38<br />

12,8<br />

13,3<br />

35,5<br />

35,0<br />

no<br />

no<br />

0,36<br />

0,35<br />

-<br />

-<br />

Mory 15<br />

Eet 48–65<br />

17 1,6 9,4 4,0 1,3 32,5 10 3,2 32,0 no 0,04 -<br />

EetBtg 65–80<br />

20 1,2 6,0 7,8 1,3 16,7 9 2,0 22,2 no 0,03 -<br />

Btg<br />

IICg<br />

80–100<br />

1<strong>40</strong>0–155<br />

18<br />

18<br />

1,4<br />

2,5<br />

7,7<br />

13,9<br />

10,0<br />

9,6<br />

1,1<br />

1,1<br />

11,0<br />

11,5<br />

15<br />

14<br />

2,2<br />

2,0<br />

14,7<br />

14,3<br />

no<br />

no<br />

0,01<br />

0,01<br />

-<br />

-<br />

Objaśnienie: no – nie oznaczano.<br />

52

Rozpuszczalny Zn, Cu, Pb i Cd w uprawnych glebach płowych...<br />

Z rolniczego punktu widzenia badane gleby wykazują średnią (profile 5, 7 i 14) i dużą<br />

(profile 8 i 15) zawartość cynku oraz małą (profile 5 i 7), średnią (profile 8 i 14) i dużą (profil<br />

15) zawartość miedzi [Zalecenia nawozowe 1990].<br />

Przeciętna zawartość rozpuszczalnego ołowiu w badanych glebach wynosiła<br />

3,5 mg·kg -1 , przy zakresie wahań od 1,1 do 21 mg·kg -1 gleby. Udział formy rozpuszczalnej<br />

ołowiu w zawartości ogółem stanowił średnio 22,2% i był największy wśród badanych<br />

pierwiastków. Wyraźnie największe zawartości rozpuszczalnej formy ołowiu i jego<br />

uruchomienie w przekroju profilowym stwierdzono w poziomach próchnicznych gleb.<br />

Także bardzo duże jego uruchomienie wykazuje piasek luźny jako skała podścielająca<br />

w profilu 8.<br />

Najwyższą zawartość rozpuszczalnego kadmu stwierdzono w poziomie próchnicznym<br />

gleby płowej antropogenicznej (profil 15), a jego zawartość w pozostałych glebach wahała<br />

się od 0,01 do 0,23 mg·kg -1 , średnio 0,04 mg·kg -1 gleby. Z pewnymi wyjątkami (profil 5),<br />

największe zawartości rozpuszczalnej formy kadmu i jego uruchomienie w przekroju profilowym<br />

występują w poziomach próchnicznych gleb i wraz z głębokością się zmniejszają.<br />

Stopień uruchomienia kadmu jest zbliżony do ołowiu i wynosi średnio 19,5%, wahając się<br />

w zakresie od 1,5 do 66,7%.<br />

Analiza statystyczna wyników badań wykazała (tab. 3) wysoko istotną pozytywną korelację<br />

między zawartością rozpuszczalnej formy badanych pierwiastków a ich ilością ogółem<br />

i węgla organicznego. Także wysoko istotnie skorelowany z zawartością węgla organicznego<br />

okazał się stopień uruchomienia cynku i miedzi oraz w mniejszym stopniu ołowiu i kadmu.<br />

W wysokim stopniu istotną korelację stwierdzono również między stopniem uruchomienia<br />

cynku i jego zawartością ogółem.<br />

Tabela 3. Współczynniki korelacji (r) między zawartością rozpuszczalnego Zn s<br />

, Cu s<br />

, Pb s<br />

, Cd s<br />

i stopniem ich uruchomienia (Zn s<br />

/Zn t<br />

x100, Cu s<br />

/Cu t<br />

x100, Pb s<br />

/Pb t<br />

x100, Cd s<br />

/Cd t<br />

x100)<br />

a niektórymi właściwościami gleb (n=20)<br />

Table 3. Coefficients of correlation between content soluble of Zn, Cu, Pb, Cd, their of mobility<br />

(Zn s<br />

/Zn t<br />

x100, Cu s<br />

/Cu t<br />

x100, Pb s<br />

/Pb t<br />

x100, Cd s<br />

/Cd t<br />

x100) and some properties of soils<br />

Zn<br />

Zmienna Zn s<br />

Cu s<br />

Pb s<br />

Cd s<br />

/Zn t<br />

Cu s<br />

/Cu t<br />

Pb s<br />

/Pb t<br />

Cd s<br />

/Cd t<br />

s<br />

x100 x100 x100 x100<br />

Józef Chojnicki, Magdalena Kowalska<br />

4. dyskusja<br />

Badane gleby płowe wykazały zbliżone zawartości rozpuszczalnego cynku i miedzi<br />

oraz podobny stopień ich uruchomienia jak w glebach płowych wytworzonych z glin zawałowych<br />

zlodowacenia środkowopolskiego i bałtyckiego [Gworek 1986] oraz w glebach płowych<br />

wytworzonych z pyłów północno-wschodniej Polski [Gworek 1985]. Uzyskano również<br />

podobne istotne korelacje między występowaniem formy rozpuszczalnej cynku i miedzi<br />

a zawartością węgla organicznego i ich zawartością ogółem.<br />

W madach środkowej Wisły i Żuław [Czarnowska, Szymanowska-Sieńczewska 1999]<br />

natomiast uzyskano znacznie większe zawartości rozpuszczalnego cynku, miedzi i przede<br />

wszystkim kadmu oraz nieco mniejsze ilości ołowiu niż w badanych glebach. Stopień uruchomienia<br />

kadmu i ołowiu w madach był zbliżony do stopnia uruchomienia tych pierwiastków<br />

w badanych glebach, natomiast cynku i szczególnie miedzi – znacznie większy. Opracowanie<br />

statystyczne wyników badań obu prac wykazało bardzo duże podobieństwo uwarunkowań<br />

występowania form rozpuszczalnych badanych pierwiastków, czyli wysoko istotną korelację<br />

między ich ilością rozpuszczalną a ich zawartością ogółem i węgla organicznego.<br />

Znaczne zawartości form rozpuszczalnych cynku i miedzi oraz wysoki stopień ich uruchomienia<br />

wraz z ołowiem w poziomie próchnicznym gleby płowej antropogenicznej (profil<br />

15) jest skutkiem intensywnego użytkowania tej gleby oraz jej lokalizacji w sąsiedztwie aglomeracji<br />

warszawskiej. Wspomniane wyżej zmiany nastąpiły tylko w poziomie próchnicznym<br />

i nie objęły głębiej położonych poziomów. Należy podkreślić, że są to charakterystyczne<br />

zmiany wzrostu ilościowego występowania i stopnia uruchomienia pierwiastków śladowych,<br />

jakie zachodzą w glebach poddanych znacznemu oddziaływaniu człowieka [Bieniek, Bieniek<br />

2008; Czarnowska, Kozanecka 2001].<br />

Podobnie jak w innych badaniach [Kalembasa i in. 2008] stwierdzono stosunkowo duży<br />

udział form rozpuszczanych badanych pierwiastków w ich zawartości ogółem w piasku luźnym<br />

jako skale podścielającej. Zjawisko to, biorąc pod uwagę znaczną ilość gleb wytworzonych<br />

z piasków w Polsce, może stanowić potencjalne zagrożenie dla środowiska i organizmów<br />

łańcucha pokarmowego.<br />

5. Wnioski<br />

1. Gleby płowe Równiny Błońsko-Sochaczewskiej średnio zawierają rozpuszczalnych<br />

form w mg·kg -1 : Zn–3,0; Cu–0,9; Pb–3,5; Cd–0,04, natomiast średni procentowy udział<br />

formy rozpuszczalnej w ich ogólnej zawartości był następujący: Zn–8,8; Cu–10,7;<br />

Pb–22,2 i Cd–19,5.<br />

2. Najintensywniej użytkowane gleby płowe antropogeniczne wykazały znaczenie większe<br />

zawartości rozpuszczalnego cynku, miedzi i kadmu oraz stopień ich uruchomienia<br />

w poziomach próchnicznych.<br />

54

Rozpuszczalny Zn, Cu, Pb i Cd w uprawnych glebach płowych...<br />

3. Zawartości rozpuszczalnej formy badanych pierwiastków są pozytywnie skorelowane<br />

z ich ilością ogółem i ilością węgla organicznego.<br />

4. W poziomach próchnicznych badanych gleb występowały największe zawartości badanych<br />

pierwiastków i udział ich formy rozpuszczalnej w ilości ogółem. Stwierdzono<br />

w nich zawartość średnią i wysoką cynku oraz niską, średnią i wysoką miedzi.<br />

Piśmiennictwo<br />

Bieniek A., Bieniek B. 2008: Metale ciężkie w glebach wzdłuż arterii komunikacyjnych Olsztyna.<br />

Rocz. Glebozn. 59, 3/4: 23–31.<br />

Chojnicki J., Czarnowska K. 1993: Zmiany zawartości fosforu ogółem i rozpuszczalnego<br />

oraz Zn, Cu, Pb, Cd w glebach intensywnie użytkowanych rolniczo. Rocz. Glebozn.<br />

44, 3/4: 99–111.<br />

Czarnowska K., Szymanowska-Sieńczewska W. 1999: Zawartość rozpuszczalnych<br />

form Mn, Zn, Cu, Pb, i Cd w glebach aluwialnych doliny Wisły i Żuław. Rocz. Glebozn.<br />

50, 1/2: 85–97.<br />

Czarnowska K., Kozanecka T. 2001: rozpuszczalne formy metali ciężkich w glebach<br />

antropogenicznych z terenu Warszawy. Rocz. Glebozn. 52, 3/4: 45–51.<br />

Czekała J., Jakubus M. 2006: Influence of Long-Term Plant Cultivation and Nitrogen<br />

Fertilization on the Content of Soluble Forms of trace Elements in a Lessive Soil. Pol.<br />

J. Environ. Stud. 15, 2a: 36–42.<br />

Gworek B. 1985: Pierwiastki śladowe w glebach wytworzonych z utworów pyłowych północno-wschodniego<br />

regionu Polski. Rocz. Glebozn. 36, 3: 41–51.<br />

Gworek B. 1986: Zawartość rozpuszczalnych pierwiastków śladowych w glebach wytworzonych<br />

z glin zwałowych. Rocz. Glebozn. 37, 1: 79–90.<br />

Kabała C., Singh B. R. 2006: Distribution and Forms of Cadmium in Soils Near a Copper<br />

Smelter. Pol. J. Environ. Stud. 15, 2a: 90–98.<br />

Kalembasa D., Pakuła K., Becher M., Jaremko D. 2008: Frakcje metali ciężkich<br />

w glebach położonych wzdłuż obwodnicy miasta Siedlce. Rocz. Glebozn. 59, 2: 85–93.<br />

Kalembasa D., Pakuła K. 2006: Fractions of zinc and copper in the forest luvisols of the<br />

South Podlasie lowland. Pol. J. Environ. Stud. 15, 2a: 98–103.<br />

Karczewska A., Bortniak M. 2008: Chrom i inne metale ciężkie w glebach wrocławskich<br />

terenów wodonośnych w sąsiedztwie hałdy żużla żelazochromowego w Siechnicach.<br />

Rocz. Glebozn. 59, 1: 106–111.<br />

Korzeniowska J., Stanisławska-Glubiak E. 2008: Przydatność niektórych roztworów<br />

ekstrakcyjnych do oceny zawartości przyswajalnych form mikroelementów w glebie.<br />

Rocz. Glebozn. 59, 3/4: 152–160.<br />

Zalecenia nawozowe. Cz. I. 1990: Liczby graniczne do wyceny zawartości w glebach<br />

makro- i mikroelementów. IUNG. Wyd. 2: 26.<br />

55

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Waldemar Martyn*, Bożena Niemczuk**<br />

Wpływ sposobu użytkowania na zawartość<br />

i rozmieszczenie różnych form cynku w profilach gleb<br />

płowych i rdzawych<br />

The effect of the way soils are used on contents and<br />

distribution of different forms of zinc in profiles of<br />

grey brown podsolic soils and rusty soils<br />

Słowa kluczowe: cynk, gleba płowa, gleba rdzawa, typ gleby, sposób użytkowania.<br />

Key words: zinc, grey brown podsolic soil, rusty soil, type of soil, the way soils in which are<br />

used.<br />

The aim of the study was analise contents and distribution of zinc in profiles of grey brown<br />

podsolic soils and rusty soils that were used in different ways (forest, arable field).<br />

In the rusty soil profiles zinc accumulated mainly in humus levels, and its contents decreased<br />

with the increase of depth. In grey brown podsolic soil profiles soil formation processes<br />

caused zinc to be washed from Eet levels and accumulated in Bt enrichment levels.<br />

The form of zinc extracted 1 mol∙dm -3 HCl was affected by genetic levels in both grey brown<br />

podsolic soils and rusty soils – humus levels were richer in this form of zinc.<br />

The way the soils were used significantly influenced the contents of total zinc and zinc soluble<br />

in 1 mol∙dm -3 HCl in rusty soils. In the case of grey brown podsolic soils, the way they<br />

were used strongly affected only zinc soluble in 1 mol∙dm -3 HCl.<br />

* Prof. dr hab. Waldemar Martyn – Katedra <strong>Ochrony</strong> i Kształtowania Środowiska, Wydział<br />

Nauk Rolniczych w Zamościu, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Szczebrzeska<br />

102; 22-<strong>40</strong>0 Zamość; tel.: 84 677 27 <strong>40</strong>; e-mail: walmart@op.pl; <strong>Instytut</strong> Przyrodniczo-<br />

Matematyczny, Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa w Zamościu, ul. Jana Zamoyskiego<br />

64, 22-<strong>40</strong>0 Zamość.<br />

** Dr inż. Bożena Niemczuk – Katedra <strong>Ochrony</strong> i Kształtowania Środowiska, Wydział Nauk<br />

Rolniczych w Zamościu, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Szczebrzeska 102; 22-<strong>40</strong>0<br />

Zamość; tel.: 84 677 27 46; e-mail: bniemczuk@wnr.edu.pl<br />

56

Wpływ sposobu użytkowania na zawartość i rozmieszczenie różnych form cynku...<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Całkowita zawartość metali ciężkich w glebie określa tylko stopień ich zasobności<br />

w dany pierwiastek i nie świadczy o możliwościach pobierania przez rośliny. Rośliny<br />

mają możliwość pobierania tylko rozpuszczalnych form metali znajdujących się w glebie.<br />

Na biodostępność metali ciężkich wpływ ma rodzaj metalu [Badora 2002; Gorlach<br />

1995; Gorlach, Gambuś 2000]. Biologiczna przyswajalność metali zależy od całkowitej<br />

zawartości metali w glebie, ale istotna jest przy tym także ich rozpuszczalność. Wynika<br />

ona z formy chemicznej występowania metalu i właściwości gleby. W tym wypadku zwraca<br />

się uwagę na skład granulometryczny, zawartość próchnicy i odczyn [Gambuś, Rak<br />

2000; Gębski i in. 2000; Kabata-Pendias, Pendias 1999; Kopeć i in. 2000]. Do oceny dostępności<br />

metali wykorzystywany jest często „wskaźnik ruchliwości”, który wyraża relację<br />

między formami przyswajalnymi a całkowitą zawartością [Baran i in. 2000; Martyn,<br />

Skwaryło-Bednarz 2005].<br />

Odmienny sposób użytkowania (las, pole uprawne) gleb jest przyczyną zróżnicowania<br />

w nich właściwości fizycznych, chemicznych i fizykochemicznych, zawartości makro- i mikroelementów.<br />

Różnice te występują, chociaż gleby te są tej samej genezy oraz mają zbliżony<br />

skład granulometryczny i mineralogiczny [Kobierski i in. 2005; Smal, Ligęza 2001;<br />

Wójcikowska-Kapusta 1998].<br />

Celem pracy była analiza zawartości oraz rozmieszczenia cynku całkowitego oraz rozpuszczalnego<br />

w 1 mol HCl⋅dm -3 w profilach gleb płowych i rdzawych różnie użytkowanych<br />

(las, pole uprawne).<br />

2. Materiał i metody<br />

Badania przeprowadzono na Wyżynie Lubelskiej (gleby płowe) i w Kotlinie Sandomierskiej<br />

(gleby rdzawe). Z każdego typu gleb pobrano próbki z 10 profili (5 profili gleb leśnych<br />

i 5 profili gleb uprawnych).<br />

W pobranych próbkach glebowych oznaczono podstawowe właściwości fizyczne, chemiczne<br />

i fizykochemiczne powszechnie stosowanymi metodami. Ponadto, po mineralizacji<br />

próbek glebowych w mieszaninie stężonych kwasów (azotowego i nadchlorowego 1:1)<br />

oznaczono całkowitą zawartość Zn metodą F –AAS. Zawartość Zn rozpuszczalnego w roztworze<br />

w 1 mol HCl⋅dm -3 oznaczono metodą Rinkisa, powszechnie stosowaną i obowiązującą<br />

od 1986 r. w badaniach agrochemicznych gleb [IUNG 1985].<br />

3. Wyniki<br />

Rozkład całkowitej ilości cynku w badanych profilach gleb niezależnie od kierunku<br />

użytkowania układał się charakterystycznie. W poziomach próchnicznych gleb leśnych<br />

57

Waldemar Martyn, Bożena Niemczuk<br />

i użytkowanych rolniczo całkowita zawartość cynku wynosiła średnio 33,70 mg·kg -1 , wahając<br />

się w przedziale od 29,50 do 41,00 mg·kg -1 . W poziomach przemycia Eet średnia<br />

ilość cynku całkowitego zmniejszała się do 29,50 mg·kg -1 . Potwierdzono przy tym kolejny<br />

jego wzrost oraz największą ilość w poziomach wzbogacenia Bt, średnio do 34,10 mg·kg -1 .<br />

Najmniejszą zawartość cynku natomiast stwierdzono w poziomach skały macierzystej<br />

Cca (tab. 1).<br />

Mała wartość współczynników zmienności całkowitej zawartości cynku w profilach badanych<br />

gleb świadczyła o dużej jednorodności uzyskanych wyników (tab.1).<br />

Zawartość cynku rozpuszczalnego w 1 mol HCl·dm -3 w badanych glebach zmniejszała<br />

się wraz z głębokością do poziomów Bt włącznie, w których osiągnęła wartość najniższą.<br />

W poziomach próchnicznych zawartość cynku rozpuszczalnego była najwyższa, kształtowała<br />

się w zakresie 6,36–11,42 mg·kg -1 i wynosiła średnio 8,79 mg·kg -1 . Skały macierzyste<br />

badanych gleb charakteryzowała mniejsza ilość cynku rozpuszczalnego niż w poziomach<br />

próchnicznych. Zawartość rozpuszczalnej formy cynku świadczyła o niskiej zasobności<br />

gleb płowych w ten składnik [Zalecenia nawozowe 1990].<br />

Tabela 1. Zawartość cynku w profilach gleb płowych (mg·kg -1 )<br />

Table 1. Contents of zinc in grey brown podsolic soil profiles (mg∙kg -1 )<br />

Statystyki<br />

opisowe<br />

Poziom genetyczny<br />

A Eet Bt Cca<br />

I II III I II III I II III I II III<br />

Minimum 29,50 6,36 22,50 3,35 26,00 3,44 24,50 4,18<br />

Maksimum 41,00 11,42 33,50 8,28 46,00 6,16 33,00 7,86<br />

Średnia 33,70 8,79 26,08 29,50 5,97 20,24 34,10 5,12 15,01 28,42 6,17 21,71<br />

Odchylenie<br />

standardowe<br />

3,78 1,90 4,81 2,03 5,21 0,61 3,20 0,97<br />

Współczynnik<br />

zmienności<br />

11,22 21,62 16,31 34,0 15,28 11,91 11,26 15,72<br />

NIR<br />

I 5,4*<br />

II 1,2**<br />

Objaśnienia: I – zawartość całkowita Zn, II – Zn rozpuszczalny w 1 mol HCl·dm -3 , III – wskaźnik ruchliwości<br />

(% udział cynku rozpuszczalnego w 1 mol HCl ·dm -3 w jego całkowitej zawartości), * istotne przy<br />

P≤0,05, ** istotne przy P≤0,01.<br />

Gleby płowe leśne w porównaniu z glebami uprawnymi zawierały więcej cynku całkowitego<br />

w poziomach próchnicznych. Zawartość tej formy cynku w poziomach próchnicznych<br />

gleb płowych leśnych mieściła się w granicach 29,50–41,00 mg·kg -1 , w glebach uprawnych<br />

natomiast w granicach 30,00–35,00 mg·kg -1 (tab. 2).<br />

Poziomy wzbogacenia poziomów Bt badanych gleb leśnych i uprawnych charakteryzowała<br />

porównywalna zawartość cynku w stosunku do poziomów próchnicznych (tab. 2). Skały<br />

macierzyste gleb płowych leśnych i uprawnych odznaczały się najmniejszą zawartością<br />

cynku całkowitego w porównaniu do pozostałych poziomów.<br />

58

Wpływ sposobu użytkowania na zawartość i rozmieszczenie różnych form cynku...<br />

Poziomy próchniczne gleb płowych leśnych zawierały w porównaniu do gleb uprawnych<br />

więcej cynku rozpuszczalnego w 1 mol HCl. W glebach leśnych ilość cynku mieściła<br />

się w przedziale 9,31–11,42 mg·kg -1 , średnio 10,49 mg·kg -1 , natomiast w glebach uprawnych<br />

6,36–7,53 mg·kg -1 , średnio 7,09 mg·kg -1 (tab. 2).<br />

Poziomy wzbogacenia zarówno w glebach leśnych, jak i uprawnych, charakteryzowała<br />

najmniejsza zawartość cynku rozpuszczalnego w 1 mol HCl w porównaniu do poziomów<br />

próchnicznych i skały macierzystej, przy czym poziomy wzbogacenia gleb leśnych zawierały<br />

więcej tej formy cynku.<br />

Tabela 2. Zawartość cynku w glebach płowych różnie użytkowanych<br />

Table 2. Contents of zinc in differently used grey brown podsolic soils<br />

Poziom<br />

genetyczny<br />

Formy Zn<br />

Minimum Maksimum Średnia<br />

Odchylenie<br />

standardowe<br />

Współczynnik<br />

zmienności<br />

NIR<br />

mg · kg -1<br />

LAS<br />

A<br />

I<br />

II<br />

29,50<br />

9,31<br />

41,00<br />

11,42<br />

34,70<br />

10,49<br />

4,93<br />

0,81<br />

14,21<br />

7,72<br />

Eet<br />

I<br />

II<br />

22,50<br />

3,35<br />

33,50<br />

8,28<br />

29,50<br />

5,97<br />

4,81<br />

2,03<br />

16,31<br />

34,00<br />

Bt<br />

I<br />

II<br />

28,00<br />

4,68<br />

46,00<br />

6,16<br />

34,55<br />

5,28<br />

5,24<br />

0,51<br />

15,17<br />

9,66<br />

Cca<br />

I 26,50 33,00 28,80 2,66 9,24<br />

II 5,42 7,86 6,55 0,89 13,59<br />

POLE<br />

Ap<br />

I<br />

II<br />

30,00<br />

6,36<br />

35,00<br />

7,53<br />

32,70<br />

7,09<br />

2,31<br />

0,45<br />

7,06<br />

6,35<br />

Bt<br />

I<br />

II<br />

26,00<br />

3,44<br />

39,00<br />

5,42<br />

33,35<br />

4,85<br />

5,56<br />

0,73<br />

16,67<br />

15,05<br />

Cca<br />

I 24,50 32,50 28,04 3,96 14,12<br />

II 4,18 6,42 5,79 0,97 16,75<br />

I 5,4*<br />

II 1,2**<br />

Objaśnienia: I – zawartość całkowita Zn, II – Zn rozpuszczalny w 1 mol HCl·dm -3 , * istotne przy p ≤<br />

0,05, ** istotne przy p ≤ 0,01.<br />

We wszystkich poziomach genetycznych gleb leśnych stwierdzono większą zawartość<br />

cynku rozpuszczalnego niż w analogicznych poziomach gleb uprawnych. Najwyższym<br />

wskaźnikiem ruchliwości odznaczał się cynk w poziomach próchnicznych gleb leśnych<br />

(30,2%).<br />

Zawartość cynku całkowitego w poziomach próchnicznych gleb rdzawych wahała się<br />

od 7,00 do 20,00 mg·kg -1 , średnio wynosiła 13,31 mg·kg -1 . Mniejsza zawartość charakteryzowała<br />

poziomy rdzawienia (średnio 10,22 mg·kg -1 ). Dwa razy mniej cynku niż w poziomach<br />

A i Bv znajdowało się w poziomach skały macierzystej (tab. 3). Analiza wariancji potwierdziła<br />

istotność tych różnic.<br />

59

Waldemar Martyn, Bożena Niemczuk<br />

Wartości spółczynników zmienności cynku całkowitego były duże i zbliżone we wszystkich<br />

poziomach omawianych gleb (tab. 3).<br />

Zawartość cynku całkowitego zmniejszała się wraz z głębokością. Podobną tendencję<br />

stwierdzono w odniesieniu do zawartości cynku rozpuszczalnego w 1 mol HCl·dm -3 . Najbogatsze<br />

w cynk rozpuszczalny były poziomy próchniczne, zawierały średnio 5,62 mg·kg -1 ,<br />

a w poziomach skały macierzystej stwierdzono 1,90 mg·kg -1 i były to różnice statystycznie<br />

istotne (tab.3).<br />

Tabela 3. Zawartość cynku w profilach gleb rdzawych (mg·kg -1 )<br />

Table 3. Contents of zinc in rusty soil profiles (mg∙kg -1 )<br />

Poziom genetyczny<br />

Statystyki opisowe<br />

A Bv C<br />

I II III I II III I II III<br />

Minimum 7,00 2,42 3,90 1,<strong>40</strong> 1,95 1,10<br />

Maksimum 20,00 11,02 15,90 5,66 8,30 2,87<br />

Średnia 13,31 5,62 42,22 10,22 3,43 33,56 5,29 1,90 35,92<br />

Odchylenie<br />

standardowe<br />

4,37 2,86 3,95 1,41 1,99 0,56<br />

Współczynnik<br />

zmienności<br />

32,83 50,89 38,65 41,11 37,62 29,47<br />

NIR<br />

I 2,5*<br />

II 2,2**<br />

Objaśnienia: jak w tabeli 1.<br />

Biorąc pod uwagę zawartość cynku rozpuszczalnego w 1 mol HCl·dm -3 , należy stwierdzić,<br />

że badane gleby rdzawe należały do gleb o wysokiej zasobności w ten pierwiastek<br />

[Zalecenia nawozowe 1990].<br />

W poziomach próchnicznych i rdzawienia stwierdzono duże wartości współczynników<br />

zmienności, które odpowiednio wynosiły 50,89% oraz 41,11% (tab. 3).<br />

Poziomy próchniczne gleb rdzawych uprawnych były prawie dwukrotnie bogatsze<br />

w cynk całkowity w porównaniu do gleb leśnych (tab. 4). Również poziomy rdzawienia gleb<br />

uprawnych zawierały więcej tej formy pierwiastka w porównaniu do analogicznych poziomów<br />

rdzawienia gleb leśnych. Skały macierzyste gleb leśnych i uprawnych charakteryzowała<br />

porównywalna ilość cynku całkowitego, która wynosiła odpowiednio: 5,45 i 5,13 mg·kg -1 .<br />

Analiza wariancji wykazała, że sposób użytkowania istotnie wpłynął na zawartość cynku<br />

całkowitego w tych glebach, przy czym gleby uprawne charakteryzowała większa jego<br />

zawartość niż gleby leśne.<br />

Poziomy próchniczne i rdzawienia badanych gleb uprawnych charakteryzowała większa<br />

zawartość cynku rozpuszczalnego w 1 mol HCl w stosunku do gleb leśnych (tab. 4).<br />

Analiza wariancji nie wykazała istotnych różnic w zawartości tej formy cynku pomiędzy sposobami<br />

użytkowania.<br />

W skałach macierzystych zarówno gleb leśnych jak i uprawnych, zawartość cynku rozpuszczalnego<br />

w 1 mol HCL była mniejsza niż w innych poziomach (tab. 4).<br />

60

Wpływ sposobu użytkowania na zawartość i rozmieszczenie różnych form cynku...<br />

Tabela 4. Zawartość cynku w glebach rdzawych różnie użytkowanych<br />

Table 4. Contents of zinc in differently used rusty soils<br />

Poziom<br />

Minimum Maksimum Średnia Odchylenie Współczynnik<br />

Formy Zn<br />

genetyczny<br />

standardowe zmienności<br />

mg · kg -1<br />

LAS<br />

I 7,00 13,30 9,88 2,62 26,52<br />

A<br />

II 2,42 4,68 3,58 1,03 28,77<br />

I 3,90 15,90 9,85 4,87 49,44<br />

Bv<br />

II 1,<strong>40</strong> 3,99 2,65 1,12 42,26<br />

I 1,95 8,20 5,45 2,25 41,28<br />

C<br />

II 1,33 2,87 2,12 0,66 31,13<br />

POLE<br />

I 13,10 20,00 16,74 2,58 15,41<br />

Ap<br />

II 5,07 11,02 7,65 2,66 34,77<br />

I 7,05 14,25 10,59 3,31 31,26<br />

Bv<br />

II 2,87 5,66 4,21 1,28 30,<strong>40</strong><br />

I 3,50 8,30 5,13 1,96 38,21<br />

C<br />

II 1,10 2,02 1,68 0,38 22,62<br />

I 2,5**<br />

NIR<br />

II 2,2**<br />

Objaśnienia: jak w tabeli 2.<br />

Największą wartość wskaźnika ruchliwości cynku stwierdzono w poziomach próchnicznych<br />

w glebach uprawnych, w glebach leśnych zaś – w skale macierzystej.<br />

4. Dyskusja<br />

Zawartość cynku w badanych glebach odpowiadała naturalnej zawartości [Kabata-<br />

Pendias i in. 1993]. Poziomy próchniczne charakteryzowała zróżnicowana zawartość cynku.<br />

Gleby płowe zawierały 33,70 mg·kg -1 cynku, a gleby rdzawe prawie trzykrotnie mniej<br />

(13,31 mg·kg -1 ). Naturalna zawartość pierwiastków śladowych w glebie jest związana przede<br />

wszystkim z rodzajem skały macierzystej, będącej ich pierwotnym źródłem [Czarnowska<br />

1996; Czarnowska, Bontruk 1995; Kabata-Pendias, Pendias 1999].<br />

Rozmieszczenie cynku w profilu gleb uzależnione było od przebiegu procesów glebotwórczych.<br />

W zależności od typu gleby tworzyły się w nich w różnych miejscach strefy<br />

koncentracji. W profilach gleb rdzawych cynk gromadził się w największych ilościach<br />

w poziomach próchnicznych, a w miarę głębokości jego zawartość malała. W glebach płowych<br />

procesy glebotwórcze spowodowały przemycie cynku z poziomów Eet i nagromadzenie<br />

w poziomach wzbogacenia Bt. Gworek [1985] w swoich badaniach również zauważyła<br />

duży wpływ przemywania na rozmieszczenie cynku w profilach gleb. Stwierdziła, że istotnie<br />

mniej tego pierwiastka w porównaniu z pozostałymi poziomami genetycznymi występowało<br />

w poziomach przemycia.<br />

Kumulację cynku w poziomach powierzchniowych, a następnie zmniejszanie się jego<br />

zawartości wraz z głębokością profilu glebowego zaobserwowała również Kawałko [2000].<br />

61

Waldemar Martyn, Bożena Niemczuk<br />

Wyniki te potwierdzają także w swoich badaniach inni autorzy [Chojnicki, Czarnowska 1993;<br />

Domżał i in. 1995; Smal i in. 2000; Szymańska 1996; Uziak i in. 2001].<br />

Zawartość cynku ekstrahowanego w 1 mol HCl zależna była od poziomów genetycznych<br />

w glebach płowych i rdzawych. Podobnie jak w przypadku całkowitej zawartości cynku,<br />

poziomy próchniczne były bardziej zasobne w tę formę cynku. Podobne wyniki badań<br />

otrzymał Domżał i in. [1995], Bogda i in. [2002], Strączyńska i Strączyński [2000].<br />

Sposób użytkowania miał zróżnicowany wpływ na całkowitą zawartość cynku. W glebach<br />

płowych leśnych było go więcej niż w glebach uprawnych. Zupełnie odwrotne usytuowanie<br />

cynku stwierdzono w glebach rdzawych. Gleby uprawne charakteryzowała większa<br />

zawartość cynku całkowitego niż w glebach leśnych.<br />

Badania Wójcikowskiej-Kapusty [1998] oraz Domżała i in. [1995] wykazały, że gleby leśne<br />

wytworzone z lessu cechowała mniejsza zawartość cynku niż gleby uprawne. Do odmiennych<br />

wniosków w swoich badaniach doszła Smal i in. [2000], stwierdzając wyższą zawartość<br />

cynku w glebach leśnych w porównaniu z glebami uprawnymi.<br />

Według Uziaka i in. [2001] wpływ użytkowania jest lepiej widoczny przy ocenie form całkowitych<br />

metali. Zaznacza się on najmocniej w poziomach powierzchniowych w warstwie ściółki gleb<br />

leśnych oraz w mniejszym stopniu w poziomach próchnicznych gleb użytkowanych rolniczo.<br />

Sposób użytkowania wpływał również na zawartość formy rozpuszczalnej cynku. Poziomy<br />

leśnych gleb płowych charakteryzowała większa zawartość cynku niż w glebach płowych<br />

uprawnych. Odmiennie kształtował się ten układ w glebach rdzawych<br />

. W badaniach Wójcikowskiej-Kapusty [1998] na zawartość cynku rozpuszczalnego<br />

w HCl w glebach wytworzonych z lessu miał wpływ jedynie sposób użytkowania. Bez<br />

względu na typ gleby najmniejsze ilości tego pierwiastka oznaczono w glebach leśnych.<br />

Uziak i in. [2001] uważają, że wpływ użytkowania na zawartość form cynku rozpuszczalnego<br />

w 1 mol HCl zaznacza się na ogół słabo, niezależnie od rodzaju gleby.<br />

Wskaźnik ruchliwości wyrażający się procentowym udziałem cynku rozpuszczalnego<br />

w 1 mol HCl w jego całkowitej zawartości najwyższy był w glebach rdzawych (leśnych<br />

i uprawnych), a wyraźnie mniejszy niż w glebach płowych.<br />

5. Wnioski<br />

1. Typ gleby wpływał na zawartość cynku, przy czym poziomy próchniczne badanych gleb<br />

charakteryzowała zróżnicowana naturalna jego zawartość. Najbogatsze w ten pierwiastek<br />

były gleby płowe, a prawie trzykrotnie mniej cynku zawierały gleby rdzawe.<br />

2. Sposób użytkowania wpłynął istotnie na zawartość cynku całkowitego tylko w glebach<br />

rdzawych, przy czym gleby uprawne charakteryzowała większa jego zawartość w porównaniu<br />

do gleb leśnych.<br />

3. W glebach płowych i rdzawych sposób użytkowania miał istotny wpływ na zawartość<br />

cynku rozpuszczalnego w 1 mol HCl. Poziomy gleb płowych leśnych charakteryzowała<br />

62

Wpływ sposobu użytkowania na zawartość i rozmieszczenie różnych form cynku...<br />

większa zawartość cynku niż w glebach płowych uprawnych, w glebach rdzawych zaś<br />

tendencja ta była odwrotna.<br />

4. Badane gleby płowe wykazywały niską zasobność w cynk, gleby rdzawe zaś charakteryzowała<br />

duża zasobność w ten pierwiastek.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Badora A. 2002. Wpływ pH na mobilność pierwiastków w glebach. Zesz. Probl. Post.<br />

Nauk Rol. 482: 21–36.<br />

Baran S., Wójcikowska-Kapusta A., Jaworska B., Saadi L. 2000. Zawartość<br />

cynku w wiklinie i glebie lekkiej użyźnionej osadem ściekowym. Folia Universitatis Agriculturae<br />

Stetinensis. Agricultura 84: 25–30.<br />

Bogda A., Maciejewska A., Mynarski J. 2002. Rozpuszczalne formy Cu i Zn w kwaśnych<br />

glebach Grzbietu Kamienickiego Gór Izerskich. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 482:<br />

65–71.<br />

Chojnicki J., Czarnowska K. 1993. Zmiany zawartości fosforu ogółem i rozpuszczalnego<br />

oraz Zn, Cu, Pb i Cd w glebach intensywnie użytkowanych rolniczo. Rocz. Gleb.<br />

XLIV, ¾: 99–111.<br />

Czarnowska K. 1996. Ogólna zawartość metali ciężkich w skałach macierzystych jako<br />

tło geochemiczne gleb. Rocz. Gleb. XLVII, Supl.: 43–50.<br />

Czarnowska K., Bontruk H. 1995. Zawartość metali ciężkich w glebach aluwialnych<br />

Żuław. Rocz. Gleb. XLVI, ½: 65–77.<br />

Domżał H., Wójcikowska-Kapusta A., Pranagal J. 1995. Zawartość miedzi, cynku,<br />

ołowiu i manganu w glebach w zależności od sposobu wieloletniego rolniczego<br />

użytkowania. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 418: 191–199.<br />

Gambuś F., Rak M. 2000. Wpływ właściwości gleby na rozpuszczalność związków kadmu.<br />

Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 472, 251–257.<br />

Gębski M., Stępień W., Mercik S. 2000. Ocena metod oznaczania metali ciężkich<br />

w glebie w oparciu o ich zawartości w roślinach. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 472:<br />

267–273.<br />

Gorlach E. 1995. Metale ciężkie jako czynnik zagrażający żyzności gleby. Zesz. Probl.<br />

Post. Nauk Rol. 421a: 113–122.<br />

Gorlach E., Gambuś F. 2000. Potencjalnie toksyczne pierwiastki śladowe w glebach<br />

(nadmiar, szkodliwość i przeciwdziałanie). Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 472: 275–296.<br />

Gworek B. 1985. Pierwiastki śladowe (Mn, Zn, Cr, Cu, Ni, Co, Pb i Cd) w glebach uprawnych<br />

wytworzonych z glin zwałowych i utworów pyłowych północno-wschodniego regionu<br />

Polski. Rocz. Gleb. XXXVI, 2: 43–59.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />

Warszawa.<br />

63

Waldemar Martyn, Bożena Niemczuk<br />

Kabata-Pendias A., Piotrowska M., Witek T. 1993. Ramowe wytyczne dla rolnictwa:<br />

Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. IUNG Puławy,<br />

(53) 20.<br />

Kawałko D. 2000. Zawartość manganu, cynku i miedzi w glebach wytworzonych z różnych<br />

skał macierzystych na terenie Ślężańskiego Parku Krajobrazowego. Zesz. Probl.<br />

Post. Nauk Rol. 471: 313–318.<br />

Kobierski M., Dąbkowska-Naskręt H., Jaworska H. 2005. Właściwości sorpcyjne<br />

i skład kationów wymiennych intensywnie użytkowanych rolniczo gleb w regionie<br />

Równiny Inowrocławskiej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 507: 285–294.<br />

Kopeć M., Mazur K., Nowosolnik A. 2000. Wpływ wapnowania łąki górskiej na ograniczenie<br />

ruchomych form pierwiastków śladowych w glebie (Czarny Potok). Zesz.<br />

Probl. Post. Nauk Rol. 472: <strong>40</strong>3–411.<br />

Martyn W., Skwaryło-Bednarz B. 2005. Formy miedzi w glebach lekkich Roztoczańskiego<br />

Parku Narodowego (RPN). Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 505: 235–242.<br />

IUNG. 1985. Metody oznaczania ruchomych form mikroelementów w glebie do rutynowych<br />

oznaczeń w stacjach chemiczno-rolniczych (wspólna ekstrakcja w 1 M HCl). Mat. IUNG<br />

O/Wrocław, niepublikowane.<br />

Smal H., Ligęza S., Misztal M. 2000. Całkowita zawartość Zn, Cu, Pb i Cd w glebie i w<br />

roztworze glebowym w profilach gleb uprawnych i leśnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol.<br />

471: 117–124.<br />

Smal H., Ligęza S. 2001. Badania porównawcze właściwości gleb leśnych i uprawnych<br />

wytworzonych z piasków i lessów. Acta Agrophysica 56: 283–295.<br />

Strączyńska S., Strączyński S. 2000. Niektóre chemiczne właściwości gleb odłogowanych<br />

i użytkowanych rolniczo. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 471: 543–547.<br />

Szymańska M. 1996. Wpływ wapnowania i nawożenia mineralnego na zawartość cynku,<br />

manganu i miedzi w bielicowych glebach leśnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 434:<br />

605–610.<br />

Wójcikowska-Kapusta A. 1998. Rola czynnika antropogenicznego w kształtowaniu<br />

właściwości chemicznych oraz zasobności w niektóre mikroelementy gleb wytworzonych<br />

z lessów. Rozpr. habil. 209. Wyd. AR Lublin: 67.<br />

Uziak S., Melke J., Klimowicz Z. 2001. Wpływ użytkowania na zawartość metali ciężkich<br />

w glebach „Ściany Wschodniej”. Acta Agrophysica 48: 127–132.<br />

Zalecenia nawozowe. 1990. Cz. I. Liczby graniczne do wyceny zawartości w glebach makro-<br />

i mikroelementów. Wyd. IUNG, Puławy, P(44): 26.<br />

64

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Hanna Jaworska*<br />

Profilowa dystrybucja oraz mobilność ołowiu i kadmu<br />

w glebie uprawnej o zróżnicowanym uziarnieniu<br />

The profile distribution and the mobility of lead and<br />

cadmium in arable soil of various texture<br />

Słowa kluczowe: kadm, ołów, gleba, gleby płowe, analiza sekwencyjna.<br />

Key words: cadmium, lead, soil, Luvisols, sequential analysis.<br />

The aim of the research was to measure the content and mobility of lead and cadmium in<br />

rural Luvisols of various texture.<br />

The research was performed on soil samples of rural Luvisols. Total content of Pb and Cd<br />

was determined using ASA method, after the digestion in mixture of HF i HClO 4<br />

using Crock<br />

i Severson (1987) procedure, and the content of mobile forms using Miller i Shuman (1986)<br />

sequential analysis with Dąbrowska-Naskręt (1998) modification.<br />

The value of total content of Pb was between 14,35 and 24,55 mg⋅kg -1 . The highest concentration<br />

of Pb was observed in argillic horizon, however they have been assumed to be<br />

the background values. Total content of Cd was between 0,3 and 0,58 mg⋅kg -1 and growed<br />

with the depth. The most of observed Pb forms was soluble and exchangable forms, so the<br />

easiest available for plants. The least of Pb forms was fractions with manganese oxide and<br />

crystalline ferric oxide. Residual cadium forms dominated in the whole profile.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Głównym źródłem zanieczyszenia kadmem i ołowiem, gleb uprawnych nie narażonych<br />

na emisje przemysłowe, są nawozy mineralne. Ołów i kadm są wprowadzane do gle-<br />

* Dr inż. Hanna Jaworska – Katedra Gleboznawstwa i <strong>Ochrony</strong> Gleb, Uniwersytet<br />

Technologiczno-Przyrodniczy J.J. Śniadeckich w Bydgoszczy, ul. Bernardyńska 6,<br />

85-029 Bydgoszcz, tel.: 52 374 95 12; e-mail: hjawor@utp.edu.pl<br />

65

Hanna Jaworska<br />

by głównie z nawozami fosforowymi w ilościach: Pb od 7 do 225 mg·kg -1 i Cd od 0,1 do<br />

170 mg·kg -1 oraz azotowymi – głównie siarczan amonu, który zawiera Pb od 2 do 27 mg·kg -1<br />

i Cd od 0,05 do 8,5 mg·kg -1 [Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Prawie we wszystkich glebach<br />

bilans ołowiu jest dodatni i wskazuje na stały wzrost jego zawartości. Czas trwania ołowiu<br />

w klimacie umiarkowanym szacuje się na ok. 10 tys. lat, co uzależnione jest od warunków<br />

glebowo-klimatycznych [Bowen 1979]. Na skutek działania czynników akumulacyjnych<br />

następuje zatrzymanie ołowiu w glebie, a jego przemieszczanie się jest bardzo powolne<br />

[Kabata-Pendias i Piotrowska 1999]. Kadm natomiast jest najłatwiej uruchamiany i mobilny<br />

w glebach o pH 4,5–5,5. Przy wyższych wartościach pH ulega unieruchomieniu, tworząc<br />

przede wszystkim węglany [Fic 1987]. Postać chemiczna, w jakiej pierwiastki zostały wprowadzone<br />

do gleby, a przede wszystkim uziarnienie i właściwości fizykochemiczne gleby decydują<br />

o jej potencjalnym skażeniu.<br />

Celem podjętych badań była ocena zawartości oraz mobilności ołowiu i kadmu w uprawnej<br />

glebie płowej, o zróżnicowanym uziarnieniu.<br />

2. Metody i materiał<br />

Materiał badawczy stanowiły próbki glebowe pochodzące z profilu gleby płowej użytkowanej<br />

rolniczo. Uziarnienie gleby , odczyn oraz zawartość C organicznego oznaczono metodami<br />

powszechnie stosowanymi w laboratoriach gleboznawczych. Zawartość całkowitą<br />

Pb i Cd oznaczono metodą ASA, po ekstrakcji gleby w roztworach HF i HClO 4<br />

według procedury<br />

Crock i Severson [1987]. Zawartość form mobilnych oznaczono metodą analizy sekwencyjnej<br />

Millera i Shumana [1986], w modyfikacji Dąbkowskiej- Naskręt [1998].<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Badaną glebę płową charakteryzuje zmienność struktury – od gruzełkowej średniotrwałej<br />

do foremnowielościennej ostrokrawędzistej – oraz pionowe zróżnicowanie uziarnienia (pył<br />

piaszczysty na glinie lekkiej). Ocena uziarnienia badanej gleby zgodnie z PTG [2009] pozwala<br />

na zaliczenie jej do gleb dwudzielnych, średnio głębokich, gdzie pył piaszczysty zalega na<br />

glinie lekkiej (tab. 1). W całym profilu nie stwierdzono zawartości CaCO 3<br />

, co jest cechą charakterystyczną<br />

dla gleb badanego regionu [Dąbkowska-Naskręt i Jaworska 1997]. Jej odczyn<br />

nieznacznie rośnie wraz z głębokością, przyjmując wartości od pH kCl<br />

6,24 do pH kCl<br />

8,14,<br />

co jest charakterystyczne dla gleb płowych [Dąbkowska-Naskręt i in. 2002], a zawartość C<br />

organicznego wynosi 8,29 g⋅kg -1 (tab. 1).<br />

Całkowita zawartość Pb wynosiła 14,35–24,55 mg⋅kg -1 . Największą jego koncentrację<br />

stwierdzono w poziomie argillic, co wiązać należy z transportem w procesie płowienia oraz<br />

w poziomie próchnicznym. W wielu badaniach autorzy [Cieśla i in.1995, Gworek i Jeske<br />

1996, Terelak i in. 2000], potwierdzają wyraźną koncentrację Pb w poziomach akumulacyj-<br />

66

Profilowa dystrybucja oraz mobilność ołowiu i kadmu w glebie uprawnej...<br />

nych, co tłumaczą wyższą zawartością C organicznego w tych poziomach oraz wpływem<br />

czynników antropogenicznych. Wyliczone wskaźniki profilowego rozmieszczenia ołowiu<br />

(tab. 2) w analizowanych próbkach, świadczyć mogą o jego antropogenicznym pochodzeniu<br />

(w poziomie Ap=1,<strong>40</strong>) oraz są związane z procesem glebotwórczym ( Bt=1,44).<br />

Tabela 1. Uziarnienie i właściwości fizykochemiczne<br />

Table 1. Texture and physicochemical properties<br />

Poziom<br />

Głębokość Procentowa zawartość frakcji o średnicy w [mm]<br />

pH pH Corg.<br />

0,1– 0,05– 0,02– 0,005–<br />

[cm] 2–0,1<br />

Hanna Jaworska<br />

[Gworek 1985]. W przeprowadzonej analizie sekwencyjnej wyodrębniono siedem frakcji.<br />

Zawartość form ekstrahowanych ołowiu charakteryzuje zmienne rozmieszczenie w profilu<br />

(tab. 3). Wyraźnie dominowała frakcja 1, tj. formy rozpuszczalne i wymienne, określane jako<br />

najbardziej przyswajalne dla roślin. Stanowiły one od 31,8% do 43,4 % zawartości całkowitej<br />

Pb (tab. 4). W poziomie Bt stwierdzono nieznacznie więcej form rezydualnych (34,8%<br />

zawartości całkowitej). W całym profilu nie występowały frakcje związane z tlenkami manganu,<br />

których zawartość zależna jest od zmiennego potencjału oksydo-redukcyjnego.<br />

Tabela 3. Zawartość frakcji Pb i Cd<br />

Table 3. Content of Pb and Cd fractions<br />

Poziom<br />

F0 F1 F2 F3 F4 F5 F6 F7<br />

Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd<br />

I Ap 1,09 0,007 7,65 0,016 1,95 0,021 0 0,027 3,65 0,032 3,47 0,008 2,<strong>40</strong> 0,015 3,64 0,17<br />

I Eet 0,69 0,009 6,21 0,017 1,10 0,024 0 0,028 3,03 0,036 1,81 0,010 0,74 0,017 0,77 0,34<br />

II Bt1 0,59 0,012 7,82 0,018 1,58 0,025 0 0,200 4,16 0,038 1,86 0,011 0 0,018 8,54 0,93<br />

II Bt2 0,49 0,014 6,80 0,019 1,17 0,025 0 0,030 4,20 0,015 1,43 0,011 0 0,021 1,94 0,42<br />

II C 0,05 0,014 6,90 0,020 3,90 0,026 0 0,030 4,25 0,007 0 0,012 0 0,023 1,96 0,45<br />

W poziomach Bt i C występowało też wyraźne zubożenie we frakcje związane z tlenkami<br />

żelaza. Wśród ekstrahowanych frakcji kadmu wyraźnie dominowały formy rezydualne,<br />

których zawartość była w zakresie od 56,7% do 76,4% zawartości całkowitej (tab. 4). Najzasobniejsze<br />

w te frakcje były poziomy argillic i skały macierzystej. Najmniej stwierdzono<br />

form wodnorozpuszczalnych (tab.3).<br />

Tabela 4. Procentowy udział frakcji w zawartości całkowitej Pb i Cd<br />

Table 4. Percentage content of fractions in total content of Pb and Cd<br />

F0 F1 F2 F3 F4 F5 F6 F7<br />

Poziom<br />

Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd Pb Cd<br />

IAp 4,6 2,33 32,0 5,33 8,2 7,0 0,0 9,0 15,3 10,67 14,54 2,7 10 5,0 15,3 56,7<br />

IEet 4,8 1,90 43,3 3,54 7,7 5,0 0,0 5,8 21,11 8,0 12,61 2,1 5,2 3,5 5,4 70,8<br />

IIBt1 2,4 2,07 31,9 3,10 6,4 4,1 0,0 5,0 16,94 6,6 7,6 1,9 0 3,1 34,8 74,1<br />

IIBt2 3,05 2,60 42,4 3,5 7,3 4,6 0,0 5,5 26,2 2,7 8,92 2,0 0 3,8 12,1 76,4<br />

IIC 0 2,41 <strong>40</strong>,5 3,5 22,9 4,5 0,0 5,2 24,91 1,2 0 2,1 0 4,0 11,49 78,0<br />

4. Wnioski<br />

1. Analiza uziarnienia badanej gleby płowej pozwoliła na zaklasyfikowanie jej do gleb<br />

dwudzielnych. W poziomach powierzchniowych występował pył, a w poziomach głębszych<br />

glina piaszczysta.<br />

2. Całkowita zawartość ołowiu wahała się od 14,35 mg⋅kg -1 do 23,85 mg⋅kg -1 , a kadmu od<br />

0,30 mg⋅kg -1 do 0,58 mg⋅kg -1 , co pozwala zaliczyć badaną glebę do gleb o naturalnej<br />

zawartości tych metali.<br />

3. Ekstrakcja sekwencyjna wykazała w analizowanym profilu największy udział w zawartości<br />

ołowiu frakcji najłatwiej dostępnej dla roślin (F1), najmniejszy frakcji związanej<br />

z wolnymi tlenkami manganu i z krystalicznymi tlenkami żelaza. W odniesieniu do<br />

68

Profilowa dystrybucja oraz mobilność ołowiu i kadmu w glebie uprawnej...<br />

kadmu w całym profilu dominowały frakcje rezydualne, najmniej zaś stwierdzono form<br />

wodnorozpuszczalnych.<br />

Piśmiennictwo<br />

Cieśla W., Jaworska H., Zalewski W., Długosz J. 1995. Chrom i nikiel w wybranych<br />

glebach płowych z Ziemi Dobrzyńskiej oraz północnego i zachodniego obrzeża<br />

czarnych ziem kujawskich. Zeszyty Naukowe 190, Rolnictwo.<br />

Czarnowska K. 1996. Ogólna zawartość metali ciężkich w skałach macierzystych, jako<br />

tło geochemiczne. Rocz. Glebozn. 45,3/4.<br />

Crock J.G., Severson R.C. 1980. Four reference soil and rock samples for measuring<br />

element avalilability from the Western Energy Regions. Geological Survey Circular 841.<br />

Dąbkowska-Naskręt H., Jaworska H. 1997. Gleby płowe wytworzone z utworów<br />

pyłowych Pojezierza Chełmińsko-Dobrzyńskiego i Wysoczyzny Kaliskiej. Cz. III Skład<br />

chemiczny i mineralogiczny. Rocz. Glebozn. L, ½.<br />

Dąbkowska-Naskręt H, Jaworska H., Kobierski M. 2002. Zinc speciation in agriculturel<br />

soils of northern Poland. Macro and Trace Elements.<br />

Dąbkowska-Naskręt H, Pytlarz K. 2005. Kinetic study of chemical sequential extractionof<br />

metals from agricultural soils. Review of current problems in Agrophysics.<br />

<strong>40</strong>2.<br />

Dudka S. 1989. Naturalne zawartości kadmu i cynku w glebach i wybranych roślinach jednoliściennych<br />

Polski. IUNiG, 7.<br />

Fic M. 1987. Status of cadmium, cobalt and selenium in soils and plants of thirty countries.<br />

Gworek B. 1985. Pierwiastki śladowe ( Mn, Zn, Cr, Cu, Ni, Co, Pb, Cd) w glebach uprawnych<br />

wytworzonych z glin zwałowych i utworów pyłowych północno-wschodniego regionu<br />

Polski. IUNG.<br />

Gworek B., Czarnowska B. 1996. Metale ciężkie w glebach utworzonych z utworów<br />

aluwialnych i eolicznych okolic Warszawy. Rocz. Glebozn. 47, supl.<br />

He Q. B. Sgh 1993. Effect of organic matter on the distribution, extractability and uptake of<br />

cadmium in soils. J. Soil Sci. 44.<br />

Kabała C., Singh B.R. 2006. Formy kadmu w profilach gleb w zasięgu oddziaływania<br />

Huty Miedzi. Mat. Symp.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych.<br />

Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak, Piotrowska M.,Terelak H., Witek T.<br />

1999. Ocena zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. IUNG.<br />

69

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Grzegorz Kusza*, Tomasz Ciesielczuk*, Beata Gołuchowska*<br />

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach<br />

obszarów przyległych do zakładów przemysłu<br />

cementowego w mieście Opolu<br />

Heavy metal content in soils from the adjacent areas of<br />

cement plants in the City of Opole<br />

Słowa kluczowe: metale ciężkie, cementownie, gleby miejskie.<br />

Key words: heavy metal, cement plants, urban soils.<br />

Cement industry belongs to the main branches of economy conditioning development of the<br />

Province of Opole. Location of cement and lime plants is directly connected to the occurrence<br />

of deposits of carbonate resources. In the Province Of Opole such deposits are situated<br />

in the central and eastern part of the region. The article describes the results of the<br />

research into soil contamination in the vicinity of two cement plants: Odra – still being in business,<br />

and Groszowice – which is closed at present. Soils in the surroundings of the plants<br />

were characterized by alkaline reaction, high content of humus and relatively law salinity.<br />

The influence of the cement plants on the environment was estimated taking into account<br />

the content of chosen trace elements in the samples taken from surface layer of the soil<br />

(0–30 cm). Investigations showed the increase in the content of lead (Pb), zinc (Zn) and cadmium<br />

(Cd) in the areas situated close to the cement plants, regardless of the activity of a plant.<br />

In addition, higher accumulation of metals was found in soils next to Odra cement plant.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Opolszczyzna należy do regionów o dynamicznie rozwijającym się przemyśle cementowo-wapiennym.<br />

Na obszarze tym występują bogate złoża surowców węglanowych,<br />

* Dr Grzegorz Kusza, tel.: 77 <strong>40</strong>1 60 01; e-mail: grzegorz.kusza@uni.opole.pl; dr inż. Tomasz<br />

Ciesielczuk, tel.: 77 <strong>40</strong>1 60 27; e-mail: tciesielczuk@uni.opole.pl; dr. Beata Gołuchowska,<br />

tel.: 77 <strong>40</strong>1 60 27; e-mail: kopz@uni.opole.pl; Katedra <strong>Ochrony</strong> Powierzchni Ziemi, Uniwersytet<br />

Opolski, ul. Oleska 22, 45-052 Opole.<br />

70

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach obszarów przyległych do zakładów...<br />

zwłaszcza wapienie muszlowe i margle kredowe. Zakłady cementowo-wapiennicze zostały<br />

zlokalizowane na obszarze pomiędzy Opolem, Gogolinem i Strzelcami Opolskim.<br />

Silna presja przemysłu cementowego, szczególnie uwidacznia się ilością wybudowanych<br />

w Opolu cementowni. Z istniejących w tym mieście pięciu cementowni (Wróblin,<br />

Bolko, Piast, Groszowice i Odra) funkcjonuje do dnia dzisiejszego jeden zakład: Cementownia<br />

Odra – zlokalizowany w odległości 500 m od centrum. Takie umiejscowienie oraz<br />

zastosowana technologia może przyczyniać się do pogorszenia jakości gleb, zwłaszcza<br />

wzrostu w nich deponowanych technogennych zanieczyszczeń. Bezpośredni wpływ na<br />

ilość i jakość emisji zanieczyszczeń pyłowych z cementowni i wapienników ma rodzaj zastosowanej<br />

technologii oraz szczelność procesów, przede wszystkim załadunku – dział<br />

pakowni.<br />

Prowadzone w kraju i zagranicą badania wskazują na istotne, ale tylko lokalne oddziaływanie<br />

cementowni [Przemeck 1970, Strzyszcz 1982, Gołuchowska i Strzyszcz 1999].<br />

W pracy przeprowadzono analizę zawartości wybranych pierwiastków śladowych w glebach<br />

zlokalizowanych wokół dwóch zakładów, zamkniętej Cementowni Groszowice i funkcjonującej<br />

Cementowni Odra.<br />

2. MATERIAŁY I METODY<br />

Prace wykonano w 2008 r., próbki pobrano z gleb nieprzekształconych mechanicznie<br />

z warstwy 0–30 cm, na każdym obiekcie wydzielono pięć poletek badawczych o powierzchni<br />

ok. 100 m 2 . Z każdego poletka pobrano jedną próbę mieszaną uśrednioną z 30 próbek<br />

indywidualnych. Miejsca pobrania zostały wytypowane z uwzględnieniem:<br />

• naturalnego, nieprzekształconego układu poziomów genetycznych (powierzchnie zadarnione<br />

– trawniki);<br />

• kierunku dominujących wiatrów,<br />

• lokalizacji poszczególnych wydziałów technologicznych.<br />

W próbkach gleb oznaczono podstawowe parametry fizykochemiczne:<br />

• odczyn – potencjometrycznie,<br />

• przewodnictwo właściwe – konduktometrycznie,<br />

• skład granulometryczny metodą areometryczną Casagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego,<br />

• zawartość węgla organicznego metodą Tiurina<br />

oraz<br />

• zawartość wybranych pierwiastków: ołowiu, miedzi, kadmu, chromu, niklu, cynku i rtęci,<br />

metodą Atomowej spektrometrii absorpcyjnej po uprzednim trawieniu wodą królewską.<br />

71

Grzegorz Kusza, Tomasz Ciesielczuk, Beata Gołuchowska<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

Jak wskazuje Strzyszcz [1995] gleby w województwie opolskim są szczególnie narażone<br />

na oddziaływanie przemysłu cementowo-wapienniczego. Uwidacznia się ono w glebach<br />

wzrostem ilości pierwiastków śladowych oraz podniesieniem wartości pH.<br />

Podobne wnioski wyciągnięto w pracach dotyczących wpływu przemysłu cementowo-<br />

-wapienniczego w okolicach Kielc [Świercz 2009]. Wokół zakładów występują wytworzone<br />

z margli kredowych rędziny właściwe i czarnoziemne. Analizowane gleby charakteryzuje alkaliczny<br />

odczyn pH w KCl w przedziale od 7,21 do 7,48 (Cementownia Groszowice) i 7,3–<br />

7,61 (Cementownia Odra).<br />

Emitowane z wymienionych zakładów pyły alkaliczne nie wpłynęły w istotny sposób na<br />

odczyn badanych gleb, przedstawione powyżej wartości pH są typowe dla rędzin.<br />

Drugim mierzonym parametrem było przewodnictwo właściwe, stanowiące miarę zasolenia<br />

gleb. Największą wartość przewodnictwa odnotowano w próbce nr 3, pobranej w pobliżu<br />

Cementowni Odra, wynoszącą 0,972 mS·cm -1 . Pozostałe próbki charakteryzowało<br />

małe zasolenie, o przewodnictwie właściwym nieprzekraczającym 0,3 mS·cm -1 .<br />

Istotnym czynnikiem wpływającym na jakość gleb jest ilość węgla organicznego. W badanych<br />

próbkach stwierdzono dużą zawartość węgla organicznego w zakresie od 1,88%<br />

do 7,01%, co jest charakterystyczne dla rędzin czarnoziemnych i częściowo właściwych.<br />

Stosunkowo duża zawartość próchnicy zwiększa odporność gleb na degradację chemiczną<br />

(Siuta 1995).<br />

Tabela 1. Wybrane właściwości fizykochemiczne gleb pobranych w okolicach Cementowni Odra<br />

i Groszowice<br />

Table 1. Selected physicochemical properties of soils collected near cement works of Odra and<br />

Groszowice<br />

Cementownia<br />

Groszowice<br />

Odra<br />

Numer<br />

powierzchni<br />

Głębokość<br />

pobrania ppt<br />

[cm]<br />

w H 2<br />

O<br />

pH<br />

w 1N KCl<br />

Przewodnictwo<br />

właściwe<br />

(mS·cm -1 )<br />

C org<br />

(%)<br />

1 0–30 8,16 7,48 0,157 4,15<br />

2 0–30 7,81 7,42 0,145 2,21<br />

3 0–30 7,38 7,21 0,238 7,01<br />

4 0–30 7,75 7,35 0,126 4,58<br />

5 0–30 7,56 7,43 0,184 4,44<br />

1 0–30 7,79 7,52 0,154 6,51<br />

2 0–30 7,75 7,61 0,137 3,74<br />

3 0–30 7,45 7,30 0,972 5,08<br />

4 0–30 7,60 7,<strong>40</strong> 0,132 1,88<br />

5 0–30 7,95 7,32 0,285 2,36<br />

Objaśnienie: ppt – poniżej poziomu terenu.<br />

72

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach obszarów przyległych do zakładów...<br />

Jednym z głównych parametrów warunkujących mobilność pierwiastków w profilu glebowym<br />

jest uziarnienie. W otoczeniu cementowni Groszowice stwierdzono występowanie<br />

gleb lekkich z przewagą grupy granulometrycznej zaklasyfikowanej do piasków gliniastych<br />

i słabo gliniastych. Gleby natomiast w otoczeniu Cementowni Odra charakteryzowała większa<br />

zawartość frakcji < 0,05 mm, co odpowiadało podgrupie granulometrycznej gliny piaszczystej,<br />

lekkiej i piaszczysto-ilastej.<br />

Tabela 2. Skład granulometryczny próbek gleb pobranych w pobliżu Cementowni Odra i Groszowice<br />

Table 2. Granulometric composition of soil samples collected near cement works of odra and<br />

Groszowice<br />

Cementownia<br />

Udział procentowy frakcji (mm)<br />

Numer<br />

powierzchni<br />

1– 0,5– 0,25– 0,1– 0,05– 0,02– 0,005–<br />

>2

Grzegorz Kusza, Tomasz Ciesielczuk, Beata Gołuchowska<br />

W wyniku przeprowadzonej analizy stwierdzono występowanie pierwiastków zgodnie<br />

z następującą sekwencją Zn>Pb>Cu>Cr>Ni>Cd>Hg. Przestawiona sekwencja pierwiastków<br />

wskazuje na istotną zawartość cynku, którego występowanie jest charakterystyczne<br />

dla emisji z zakładów przemysłu cementowo-wapienniczego.<br />

Tabela 3. Zawartość wybranych pierwiastków śladowych w wierzchniej warstwie gleb zlokalizowanych<br />

przy Cementowni Odra i Groszowice<br />

Table 3. Selected trace elements’ content in the surface layer of soils near cement works of<br />

Odra and Groszowice<br />

Cementownia<br />

Głębokość<br />

Numer<br />

Cr Zn Cd Cu Ni Pb Hg<br />

pobrania<br />

powierzchni<br />

[cm ]<br />

mg·kg -1 s.m. gleby<br />

1 0–30 7,58 44,80 0,26 8,62 7,84 14,63 0,018<br />

2 0–30 23,88 358,60 5,47 32,80 15,82 189,01 0,090<br />

Groszowice 3 0–30 8,61 203,41 1,23 18,14 6,76 2<strong>40</strong>,77 0,202<br />

4 0–30 20,52 363,03 2,05 57,80 20,18 130,64 0,206<br />

5 0–30 26,93 192,83 1,02 50,30 21,09 76,47 0,812<br />

1 0–30 32,63 842,83 2,76 43,66 15,16 1378,70 0,222<br />

2 0–30 24,70 255,20 1,30 42,89 11,70 102,25 0,126<br />

Odra<br />

3 0–30 48,39 893,75 3,23 41,13 27,82 230,65 0,116<br />

4 0–30 23,58 108,33

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach obszarów przyległych do zakładów...<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd.<br />

Nauk. PWN, Warszawa.<br />

Przemeck E. 1970. Wirkungen von Zementofenstaub-Immissionen auf landwirtschaftlich<br />

genutzte Boden. Zement-Kalk-Gips 3: 119–122.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />

jakości gleb oraz standardów jakości ziemi. (Dz.U. 2002 <strong>Nr</strong> 165, poz.1359).<br />

Siuta J. 1995. Gleba – diagnozowanie stanu i zagrożenia. IOŚ, Warszawa.<br />

Strzyszcz Z. 1982. Oddziaływanie przemysłu na środowisko glebowe i możliwości jego<br />

rekultywacji. Ossolineum, Wrocław.<br />

Strzyszcz Z. 1995. Przekształcenia chemiczne gleb województwa opolskiego. Ich skutki<br />

gospodarcze i ekologiczne. Przyroda i Człowiek 5: 93–118.<br />

Świercz A. 2009. Heavy metals and selected physicochemical properties of Rendzic Leptosols<br />

of the Ponidzie Region (Southern Poland). Archives of Environmental Protection<br />

35(2): 97–104.<br />

75

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Mirosław Kobierski*, Jacek Długosz*, Anna Piotrowska**<br />

Zmienność przestrzenna Zn i Cu ekstrahowanych<br />

roztworem DTPA w poziomie orno-próchnicznym gleby<br />

płowej<br />

Spatial variability of DTPA-extractable Zn and Cu in the<br />

humus horizon of a Luvisol<br />

Słowa kluczowe: cynk, miedź, roztwór DTPA, metody geostatystyczne.<br />

Key words: Zn-DTPA, Cu-DTPA, spatial variability.<br />

Among the methods describing microelements concentration, especially of those essential<br />

for plants nutrition, the most important are methods developed for plant available forms determination.<br />

In the paper Cu-DTPA as well as Zn-DTPA results were presented.<br />

Soil samples were taken from the humic horizon of the field which was divided into the<br />

network of 10 x 10 m squares. The results of zinc and cooper concentrations in 50 soil<br />

samples were evaluated with the use of classic statistical and geostatistical methods. The<br />

amounts of the metals found were not harmful for a proper plants growth and development.<br />

Zn-DTPA content in the soil samples taken from the surface area ranged 1.46–6.53 mg·kg -1<br />

with the mean value 3.08 mg·kg -1 . The evidence for a differentiated concentration of this<br />

element was a high value of variation coefficient (35.4%). The distribution of Zn-DTPA concentration<br />

was similar to the normal one (kurtosis 1.716) and showed a small right-sided<br />

skewness (1.20), while Cu-DTPA concentration demonstrated a lower spatial variability,<br />

what was confirmed by the narrow range (0.42–0.95 mg·kg -1 ) and a lower coefficient of variation<br />

(18.2%). Semivariograms showed that the short range variability had a high signifi-<br />

* Dr inż. Mirosław Kobierski i dr hab. inż. Jacek Długosz – prof. nadzw. UTP – Katedra<br />

Gleboznawstwa i <strong>Ochrony</strong> Gleb, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy<br />

im. J.J. Śniadeckich w Bydgoszczy; ul. Bernardyńska 6, 85-029 Bydgoszcz, tel.: 52 374 95 51,<br />

374 95 03; e-mail: kobierski@utp.edu.pl;<br />

** Dr inż. Anna Piotrowska – Katedra Biochemii, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy<br />

im. J.J. Śniadeckich w Bydgoszczy; adres j.w.<br />

76

Zmienność przestrzenna Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA...<br />

cance on the total spatial variability of DTPA Zn and Cu in the soil under study. The range<br />

recorded for Zn was 90 m and for Cu 137 m, what showed that the distance of soil sampling<br />

could be bigger. The statistical analysis suggested that significant and negative correlation<br />

coefficients between Zn-DTPA and soil reaction as well as clay fraction content while<br />

Cu-DTPA content was significantly and positively correlated with organic carbon content.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Cechy i właściwości gleb opisywane są często w skali mikroregionów, a nawet uogólniane<br />

w skali makroregionów, co pozwala wnioskować o mniejszej lub większej zmienności<br />

gleb na danym obszarze. Zmienność podstawowych właściwości fizykochemicznych w obrębie<br />

pola uprawnego jest najczęściej pomijana, a gleba traktowana jest najczęściej jako<br />

materiał homogeniczny, co pozwala na pobór ograniczonej liczby próbek badawczych. Ocena<br />

cech fizycznych i chemicznych do jednego punktu pomiarowego sugeruje ujednolicenie<br />

wykonywanych zabiegów agrotechnicznych na danym polu. Dlatego też niewiele jest doniesień<br />

naukowych opisujących zmienność przestrzenną parametrów glebowych na podstawie<br />

kilkudziesięciu próbek indywidualnych z niewielkiej powierzchni pola uprawnego. Pozwala<br />

to nie tylko na rejestrację zmienności przestrzennych właściwości środowiska glebowego<br />

w sensie opisu matematyczno-fizycznego, ale przede wszystkim daje możliwość określenia<br />

składowych naturalnej i antropogenicznej zmienności przestrzennej gleb, na ściśle określonej<br />

powierzchni [Lin 2002, Lin i in. 2002, Boszke i Kowalski 2006, Zawadzki i Fabijańczyk<br />

2007, Komisarek 2008, Sun i in. 2008, Li i in. 2009].<br />

Problematyka zagrożeń związanych z zanieczyszczeniem pierwiastkami śladowymi<br />

oraz ich niedoborem w intensywnie użytkowanych glebach uprawnych pozostaje nadal aktualna<br />

[Czekała i Jakubus 2000, Gorlach i Gambuś 2000, Gworek i Mocek 2001, Uziak<br />

2004, Gruca-Królikowska i Wacławek 2006, Pranagal 2006, Kobierski in. 2007, Gondek<br />

2009]. Do głównych źródeł metali ciężkich w glebach uprawnych zaliczyć należy zanieczyszczenia<br />

związane z nawozami mineralnymi, pestycydami oraz środkami ochrony roślin.<br />

Bardzo poważny problem, przy obecnej intensyfikacji produkcji zwierzęcej, stanowią odpady<br />

z wielkotowarowych farm trzody chlewnej, drobiu i bydła. Znaczącym źródłem pierwiastków<br />

śladowych w glebach, a zwłaszcza w ich powierzchniowych poziomach, były stosowane<br />

do niedawna środki ochrony roślin, zawierające w swym składzie znaczące ilości trudno<br />

rozkładalnych związków. Nagromadzanie metali w poziomie próchnicznym wskazuje na wyraźną<br />

rolę próchnicy w tym procesie.<br />

Wśród metod opisujących koncentrację mikropierwiastków, zwłaszcza tych, które są<br />

niezbędne w żywieniu roślin, największe znaczenie mają metody charakteryzujące zawartość<br />

form dostępnych dla roślin [Basta i in. 2005]. W celu określenia biodostępnych form<br />

metali wykorzystywane są różne roztwory ekstrakcyjne np. 0,005 M DTPA, 0,1 M HCl,<br />

0,43 M HNO 3<br />

, 0,1 M NaNO , 1 M HCl itp. [Gembarzewski i Korzeniowska 1996, Lipiński<br />

3<br />

77

Mirosław Kobierski, Jacek Długosz, Anna Piotrowska<br />

i Bednarek 1998, Patrzycki i Zawidzka 2005, Uziak in. 2004, Komisarek 2008]. Formy metali<br />

potencjalnie rozpuszczalne (ruchome) określano w roztworze 1M HCl, a formy aktualnie<br />

rozpuszczalne (labilne) – w ekstrakcji z 1 M NH 4<br />

NO 3<br />

oraz 0,01 M CaCl 2<br />

[Zalecenia<br />

Nawozowe 1985, Karczewska i Król 2007]. Formy metali ekstrahowane roztworem kwasu<br />

dietylenotriaminopentaoctowym (DTPA) są uznawane za dostępne dla roślin, dlatego też<br />

coraz częściej metoda ta wykorzystywana jest w licznych opracowaniach [Gworek 1986,<br />

Gembarzewski i Korzeniowska 1996, Dąbkowska-Nakręt i in. 1999, Komisarek 2008]. Ekstrahowane<br />

roztworem DTPA formy Mn, Pb, Cd, Cu, Co, Zn i Ni gromadzą się najczęściej<br />

w poziomie próchnicznym większości typów gleb [Niemyska-Łukaszuk i Ciarkowska 1999].<br />

W niniejszym opracowaniu przedstawiono wyniki analizy statystycznej i geostatystycznej<br />

wybranych parametrów glebowych w poziomie orno-próchnicznym wybranego pola<br />

uprawnego. Przedstawiono wyniki zawartości Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA<br />

z punktów usytuowanych w regularnej siatce kwadratów o boku 10 m.<br />

Celem niniejszej pracy było oszacowanie zmienności przestrzennej bioprzyswajalnych<br />

form cynku i miedzi w mikroskali tzn. w poziomie orno-próchnicznym części pola<br />

uprawnego.<br />

2. Obiekt i metody badań<br />

Do badań wytypowano areał gleby płowej typowej, wytworzonej z gliny lodowcowej<br />

w mezoregionie Pojezierza Krajeńskiego, zlokalizowany we wsi Orlinek położonej w pobliżu<br />

miejscowości Mrocza (woj. kujawsko-pomorskie). Wybrana powierzchnia stanowiła wycinek<br />

pola uprawnego z pszenicą ozimą. W sąsiedztwie brak jest lokalnych emiterów zanieczyszczeń.<br />

Próbki do badań pobrano wiosną (początek kwietnia), w siatce kwadratów<br />

o boku 10 m. Pobrano próbki średnie składające z kilku pobrań jednostkowych z 50 punktów.<br />

W próbkach tych znaczono następujące parametry glebowe:<br />

● skład granulometryczny metodą areometryczną Cassagrande`a w modyfikacji Prószyńskiego;<br />

● zawartość części szkieletowych oznaczono metodą sitową;<br />

● pH gleby w roztworze 1 M KCl.<br />

W próbkach glebowych oznaczono zawartość węgla ogólnego (TOC) analizatorem Primacs<br />

firmy Skalar. Zawartość form DTPA ekstrahowanych metali ciężkich oznaczono metodą<br />

Lindsay`a i Norvell`a [1978]. Pomiary zawartości cynku i miedzi wykonano techniką<br />

atomowej spektrometrii absorpcyjnej spektrometrem Philips 9100X. Zawartość węgla organicznego<br />

w próbkach profilu glebowego oznaczono metodą Tiurina, a zawartość CaCO 3<br />

metodą Scheiblera.<br />

Otrzymane wyniki opracowano statystycznie za pomocą programu STATISTICA 8,0.<br />

Zmienność przestrzenną zawartości cynku i miedzi badanej powierzchni pola określono<br />

metodami geostatystycznymi programem Surfer 8,0. W analizie geostatystycznej wykorzy-<br />

78

Zmienność przestrzenna Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA...<br />

stano funkcję semiwariogramu i graficznie przedstawiono strukturę zmienności przestrzennej<br />

zawartości metali. Struktura ta została wykorzystana do interpolacji wyników badań<br />

punktowych metodą Kriging. Analiza wyników obejmowała wariancję progową oraz samorodka,<br />

efekt samorodka oraz zasięg oddziaływania semiwariogramu. Na podstawie uzyskanych<br />

modeli semiwariogramów wykreślono również mapy rastrowe, obrazujące zmienność<br />

przestrzenną w zawartości Zn-DTPA i Cu-DTPA na badanej powierzchni pola.<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

W 50 próbkach pobranych z poziomu orno-próchnicznego gleby płowej, wytworzonej<br />

z gliny lekkiej stwierdzono Zn-DTPA od 1,46 do 6,53 mg·kg -1 oraz Cu-DTPA od 0,42 do<br />

0,95 mg·kg -1 . Próbki glebowe zawierały od 4 do 9% frakcji iłu koloidalnego. Odczyn oscylował<br />

w granicach od pH 4,11 do pH 5,76 (tab. 1). Zawartość węgla organicznego mieściła<br />

się w granicach od 5,51 do 9,00 g·kg -1 , przy wartości odchylenia standardowego = 0,88.<br />

Wykonano typową odkrywkę glebową i pobrano próbki do analiz (23 punkt poboru próbki).<br />

Na podstawie wyników badań stwierdzono, że jest to gleba płowa typowa z charakterystycznymi<br />

dla tego typu gleb poziomami genetycznymi i diagnostycznymi [IUSS 2006].<br />

Stwierdzono wyraźne wzbogacenie poziomu iluwialnego w ił koloidalny (tab. 2). Gęstość<br />

objętościowa wzrastała w głąb profilu, natomiast porowatość ogólna wyraźnie się zmniejszała,<br />

podobnie jak zawartość węgla organicznego (tab. 3). W poziomie skały macierzystej<br />

stwierdzono obecność CaCO 3<br />

. Zawartość Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA<br />

zmniejszała się w głąb profilu, chociaż w poziomie skały macierzystej zaobserwowano nieco<br />

większe zawartości tych metali.<br />

Koncentracja Zn-DTPA w poziomie orno-próchnicznym badanej powierzchni pola była<br />

większa niż zawartość określana jako deficytowa dla roślin, tj. dla cynku 0,8 mg·kg -1 [Lindsay<br />

i Norvell 1978]. Karamanos i in. [1985] określili krytyczną zawartość Cu-DTPA dla zbóż,<br />

tj. 0,4 mg·kg -1 . Autorzy wykazali, że niewłaściwe jest uśrednianie wyników zasobności tego<br />

metalu przy wystąpieniu znaczącej przestrzennej zmienności.<br />

Zawartość cynku i miedzi dostępnych dla roślin w badanych 50 próbkach była zbliżona<br />

do wartości najczęściej obserwowanych w glebach regionu [Dąbkowska-Nakręt i in. 1999,<br />

Dąbkowska-Naskręt i in. 2000, Kobierski 2004, Kobierski i in. 2007].<br />

Wieloletnie nawożenie mineralne i organiczne wywiera wpływ na właściwości chemiczne<br />

gleb. Dotyczy to przede wszystkim zawartości takich metali, jak Cu i Zn. Pierwiastki te<br />

mogą być wprowadzone do gleby jako zanieczyszczenia w większości nawozów mineralnych.<br />

Największy wpływ na stopień ich zanieczyszczenia ma surowiec, z jakiego zostały<br />

one wyprodukowane oraz proces technologiczny [Kabata Pendias i Piotrowska 1987; Gorlach<br />

i Gambuś 1997]. Badaną glebę płową zaliczyć należy do gleb bardzo lekkich i lekkich<br />

(kategoria agronomiczna), jednakże z dużą zasobnością w bioprzyswajalny cynk i miedź.<br />

Skała macierzysta badanej gleby jest zasobna w te metale (tab.3).<br />

79

Mirosław Kobierski, Jacek Długosz, Anna Piotrowska<br />

Tabela 1. Wybrane właściwości oraz zawartość Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA<br />

Table 1. Selected properties and DTPA extractable form of Zn, Cu<br />

Corg<br />

Frakcja

Zmienność przestrzenna Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA...<br />

ślić zagadnienia związane z przestrzennym zróżnicowaniem zawartości metali oraz ich interakcje<br />

z wybranymi parametrami glebowymi. Uzyskane wyniki oraz sposób ich interpretacji,<br />

są wykorzystywane w rolnictwie precyzyjnym, które zakłada optymalizację kosztów produkcji<br />

roślinnej. Przestrzenne przedstawienie na mapach zasobności zawartości poszczególnych<br />

składników pokarmowych w glebie pozwala na szczegółowe określenie dawek nawozów<br />

i precyzyjne ich dozowanie.<br />

Tabela 2. Skład granulometryczny w profilu gleby płowej<br />

Table. 2. Grains-size in profiles of Luvisol<br />

<strong>Nr</strong> Poziom Głębokość<br />

Zawartość % frakcji [ø w mm ]<br />

[cm]<br />

0,5– 0,25– 0,1– 0,05– 0,02– 0,005–<br />

2,0–1,0 1,0–0,5<br />

0,25 0,1 0,05 0,02 0,005 0,002

Mirosław Kobierski, Jacek Długosz, Anna Piotrowska<br />

Zawartość cynku bioprzyswajalnego w poziomie orno-próchnicznym badanego pola<br />

mieściła się w zakresie od 1,46 do 6,53 mg·kg -1 , przy średniej zawartości wynoszącej<br />

3,08 mg·kg -1 . Zakres ten wskazuje na dość dużą zmienność otrzymanych wyników. Potwierdzeniem<br />

tego zróżnicowania może być wysoki współczynnik zmienności, osiągający<br />

wartość 35,4 %. Jednakże analiza rozkładu wykazała, że większość wyników jest niższa od<br />

wartości średniej, czego potwierdzeniem jest niższa od średniej wartość mediany, a także<br />

dodatnia wartość skośności, wykazująca asymetrię prawostronną (tab. 4).<br />

Tabela 4. Podstawowe parametry statystyczne badanej powierzchni pola<br />

Table 4. Basic statistic parameters analysed area of field<br />

Parametr Zn-DTPA Cu-DTPA<br />

Liczba próbek n 50 50<br />

Minimum [mg∙kg -1 ] 1,46 0,42<br />

Maksimum [mg∙kg -1 ] 6,53 0,95<br />

Średnia 3,08 0,66<br />

Średnia geometryczna [mg∙kg -1 ] 2,91 0,64<br />

Mediana [mg∙kg -1 ] 2,84 0,66<br />

Odchylenie standardowe [mg∙kg -1 ] (SD) 1,088 0,119<br />

Współczynnik zmienności [%] 35,4 18,2<br />

Skośność 1,20 0,228<br />

Kurtoza 1,716 -0,191<br />

Wariancja [mg∙kg -1 ] 1,184 (mg∙kg -1 ) 2 0,014<br />

Model sferyczny, efekt samorodka sferyczny, efekt samorodka<br />

Wariancja samorodka [mg∙kg -1 ] (C 0<br />

) 0,0485 0,0053<br />

Wariancja progowa [mg∙kg -1 ] (C 0<br />

+C) 1,575 0,0153<br />

Efekt samorodka [%] (C0/(C 0<br />

+C)) ∙ 100 37,8 34,6<br />

Zakres [m] 90 137<br />

Wartość kurtozy (1,716) wskazuje, że wyniki te skoncentrowane są wokół średniej. Odmiennie<br />

przedstawiała się zawartość bioprzyswajalnej miedzi, która mieściła się w zakresie<br />

od 0,42 do 0,95 mg·kg -1 , przy średniej wynoszącej 0,66 mg·kg -1 . Potwierdzeniem mniejszego<br />

zróżnicowania jest niższy niż w przypadku cynku współczynnik zmienności (CV=18,2%).<br />

Rozkład zawartości Cu-DTPA jest zbliżony do rozkładu symetrycznego, lecz jest on wyraźnie<br />

spłaszczony, na co wskazuje ujemna wartość kurtozy (tab. 4). Na bardziej równomierny<br />

rozkład tego parametru wskazuje wartość mediany i oraz zbliżone wartości średniej arytmetycznej<br />

i geometrycznej.<br />

Strukturę zmienności przestrzennej opisano za pomocą semiwariogramów empirycznych,<br />

do których dopasowano modele teoretyczne. Analiza geostatystyczna wykazała zróżnicowanie<br />

przestrzenne zawartości Zn-DTPA i Cu-DTPA w poziomie orno-próchnicznym<br />

badanej powierzchni pola, na co wskazują wartości wariancji progowej (tab. 4, rys. 1 i 2).<br />

W skład tej zmienności wchodzi zmienność losowa (krótkiego zasięgu), która stanowi dość<br />

znaczną część zmienności całkowitej. Potwierdza to parametr określany jako efekt samo-<br />

82

Zmienność przestrzenna Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA...<br />

rodka, który dla Zn-DTPA i Ca-DTPA wynosił odpowiednio 37,6 % i 34,6 % (tab. 4). Zbliżone<br />

wyniki analizy geostatystycznej odnotowała Komisarek [2008], badając powierzchnię leśnej<br />

gleby płowej bielicowanej.<br />

Rys. 1. Semiwariogram zawartości Cu-DTPA<br />

Fig. 1. Semivariogram of Cu-DTPA content<br />

Rys. 2. Mapa zawartości Cu-DTPA<br />

Fig. 2. Map of Cu-DTPA content<br />

83

Mirosław Kobierski, Jacek Długosz, Anna Piotrowska<br />

Na podstawie wykonanych semiwariogramów wynika, że mimo znacznego udziału<br />

zmienności losowej w ogólnej strukturze zmienności przestrzennej zawartości Zn-DTPA<br />

i Cu-DTPA wykazują określoną prawidłowość w rozmieszczeniu przestrzennym. Zawartość<br />

cynku na powierzchni pola uprawnego jest skorelowana w zakresie 90 m, natomiast<br />

Cu w zakresie 137 m (tab. 4). Potwierdzeniem tej zależności są mapy rastrowe graficznie<br />

przedstawiające zmienność przestrzenną tych metali (rys. 3 i 4). Zmienność przestrzenna<br />

zawartości Zn-DTPA i Cu-DTPA jest związana z genezą i szeregiem właściwości gleby, będących<br />

efektem oddziaływania czynników naturalnych i antropogenicznych.<br />

Rys. 3. Semiwariogram zawartości Zn-DTPA<br />

Fig. 3. Semivariogram of Zn-DTPA content<br />

84

Zmienność przestrzenna Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA...<br />

Rys. 4. Mapa zawartości Zn-DTPA<br />

Fig. 4. Map of Zn-DTPA content<br />

4. Wnioski<br />

1. W poziomie orno-próchnicznym badanej powierzchni pola stwierdzono zawartość Zn-<br />

DTPA i Cu-DTPA, świadczącą o umiarkowanej i średniej zasobności w bioprzyswajalne<br />

formy tych metali.<br />

2. Struktura zmienności przestrzennej zawartości cynku i miedzi wykazuje duży udział<br />

zmienności losowej. Skorelowane są one w przestrzeni do odległości wynoszącej od<br />

90 do 137 m.<br />

3. Na podstawie korelacji prostej wyników badań stwierdzono istotnie dodatnią korelację<br />

między zawartością węgla organicznego a koncentracją Cu-DTPA oraz ujemnie istotną<br />

korelację między Zn-DTPA a odczynem i zawartością iłu koloidalnego.<br />

Badania finansowane z grantu MNiSW 1558/PO1/2007/32.<br />

Piśmiennictwo<br />

Basta N.T., Ryan J. A., Chaney R. L. 2005. Trace element chemistry in residual-treated<br />

soil: Key concept and metal bioavailability. Environ. Qual. J. 34: 49–63.<br />

Boszke L., Kowalski A. Spatial distribution of mercury in bottom sediments and soils<br />

form Poznań, Poland. Polish J. Environ. Stud. 15, 2: 211–218.<br />

Czekała J. Jakubus M. 2000. Występowanie miedzi, cynku i manganu w glebach uprawnych.<br />

Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 471: 219–228.<br />

85

Mirosław Kobierski, Jacek Długosz, Anna Piotrowska<br />

Dąbkowska-Naskręt H., Jaworska H., Kobierski M. 2000. Zawartość form całkowitych<br />

i dostępnych dla roślin mikroelementów w wybranych podtypach czarnych ziem<br />

kujawskich. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 471:237–243.<br />

Dąbkowska-Naskręt H., Urbanowski S., Malczyk P. 1999. Zawartość całkowita<br />

i formy DTPA-ekstrahowane mikroskładników w glebie statycznego doświadczenia nawozowego.<br />

Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 465: 471–484.<br />

Gembarzewski H., Korzeniowska J. 1996. Wybór metody ekstrakcji mikroelementów<br />

z gleby i opracowanie liczb granicznych przy użyciu regresji wielokrotnej. Zesz.<br />

Probl. Post. Nauk Rol. 434: 353–364.<br />

Gondek K. 2009. Wpływ nawożenia na zawartość mobilnych form wybranych mikroelementów<br />

w glebie oraz ich wymywanie w doświadczeniu wazonowym. Acta Agrophysica,<br />

13(1): 89–101.<br />

Gorlach E.i., Gambuś F. 2000. Potencjalnie toksyczne pierwiastki śladowe w glebach<br />

(nadmiar, szkodliwość i przeciwdziałanie). Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 472: 275–296.<br />

Gorlach E., Gambuś F. 1997. Nawozy fosforowe i wieloskładnikowe jako źródła zanieczyszczenia<br />

gleb metalami ciężkimi. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 448a: 139–146.<br />

Gruca-Królikowska S., Wacławek W. 2006. Metale w środowisku. cz. II. Wpływ<br />

metali ciężkich na rośliny. Chemia, Dydaktyka, Ekologia, Metrologia. R. 11, 1–2:<br />

41–56.<br />

Gworek B., Mocek A. (red.) 2001: Obieg pierwiastków w przyrodzie. Tom I. <strong>Instytut</strong><br />

<strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa.<br />

World References Base for Soil Resources. 2006. IUSS Working Group WRB<br />

2006. World Soil Resources Reports 103, FAO, Rome.<br />

Kabata-Pendias A., Piotrowska M. 1987. Pierwiastki śladowe jako kryterium rolniczej<br />

przydatności odpadów. IUNG Puławy, Seria P: 39.<br />

Kabata-Pendias A.1993. Behavioural properties of trace metals in soil. Appl. Geochem.<br />

Suppl. 2: 3–9.<br />

Karczewska A., Król A. 2007. Zawartość i formy rozpuszczalne Cu, Zn i Pb w glebach<br />

rejonu składowiska odpadów poflotacyjnych Wartowice w rejonie Bolesławca.<br />

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska 31:<br />

131–136.<br />

Karamanos R.E., Kruger G.A., Singh, J. P. 1985. The copper fertility of Saskatchewan<br />

soils. Can. J. Soil Sci. 65: 89–99.<br />

Kobierski M. 2004: Zawartość miedzi, cynku, manganu i żelaza w glebach sadów jabłoniowych<br />

w 27 i 30 roku ich użytkowania. Acta Scientiarum Polonorum Cultus, Ogrodnictwo.<br />

3(2):161–170.<br />

Kobierski M., Jaworska H., Dąbkowska-Naskręt H. 2007: Distribution of Zn and<br />

Cu in profiles of arable luvisols of the Chełmno-Dobrzyń lake district. Ochrona Środowiska<br />

i Zasobów Naturalnych. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska 31: 33–39.<br />

86

Zmienność przestrzenna Zn i Cu ekstrahowanych roztworem DTPA...<br />

Komisarek J. 2008. Przestrzenna ocena zawartości miedzi i cynku w leśnych glebach<br />

płowych bielicowanych powierzchni testowej „Wigry” zintegrowanego Monitoringu Środowiska<br />

Przyrodniczego. Nauka Przyr. Technol. 2: 3–22.<br />

Li J., Lu Y., Gan Y.H., Zhang C., Deng X., Lian J. 2009. Distribution of heavy metals in<br />

agricultural soil near a petrochemical complex in Guangzhou, China. Environ. Monit.<br />

Assess. 153: 365–375.<br />

Lin Y.-P. 2002. Multivariate goestatistical mathods to identiy and map spatial variations soil<br />

heavy metals. Environ. Geolog. 42: 1–10.<br />

Lin Y.-P.,Chang T.-K., Shih Ch.-W., Tseng Ch.-H. 2002. Factorial and indicator kriging<br />

methods using a geographic information system to delineate spatial variation and pollution<br />

sources of soil heavy metals. Environ. Geolog. 42: 900–909.<br />

Lipiński W., Bednarek W. 1998. Występowanie łatwo rozpuszczalnych form metali<br />

w glebach Lubelszczyzny w zależności od odczynu i składu granulometrycznego. Zesz.<br />

Probl. Post. Nauk Roln. 456: 399–<strong>40</strong>4.<br />

Lindsay W., Norvell W. 1978. Development of a DTPA soil test for zinc, iron, manganese,<br />

copper. Soil Sci. Soc. J. 42: 421–428.<br />

Livens F. 1991. Chemical reaction of metals with humic material. Environ. Pollut. 70: 183–<br />

208.<br />

Niemyska-Łukaszuk J., Ciarkowska K. 1999. Zawartość cynku, ołowiu i kadmu<br />

w profilach różnych podtypów rędzin gipsowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 467, 2:<br />

439–447.<br />

Patrzycki J., Zawidzka E. 2005. Ocena zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi<br />

z wykorzystaniem mniszka (Teraxacum sp.). J. Elementol. 10(2): 379–384.<br />

Pranagal J. 2006. Intensywność użytkowania rolniczego na zawartość mikroelementów<br />

w glebie. Zesz. Post. Nauk Roln. 515: 341–349.<br />

Salam A.K., Helmke P.A. 1998. The pH dependence of free ionic activities and total dissolved<br />

concentration of copper and cadmium in soil solution. Geoderma. 83: 281–291.<br />

Sparks D.L. 2005. Toxic metals in the environment: The role of surfaces. Mineralogical<br />

Society of America 1, 4:193–197.<br />

Sun L.-N., Yang X-B., Wang W.-Q., Ma L. Chen S. 2008. Spatial distribution of Cd and<br />

Cu in soil in Shenyang Zhangshi Irrigation Area (SZIA), China. J. Zheijang Univ. Sci. B.<br />

9 (3): 271–278.<br />

Uziak S., Melke J., Klimowicz Z. 2004. Akumulacja i migracja metali ciężkich w glebach<br />

regionów fizjograficznych Polski Wschodniej. Roczn. UMCS. Lublin vol. LIX. 10.<br />

B: 161–180.<br />

Zalecenia Nawozowe. 1985. Liczby graniczne dla wyceny zawartości w glebach makro-<br />

i mikroelementów. IUNG Ser. P.<br />

Zawadzki J., Fabijańczyk P. 2007. Use of variograms for field magnetometry analysis<br />

in upper Silesia industrial region. Stud. Geophys. Geod. 51: 535–550.<br />

87

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Mirosław Wyszkowski*, Maja Radziemska**<br />

ZANIECZYSZCZENIE CHROMEM A ZAWARTOŚĆ ZWIĄZKÓW AZOTU<br />

W GLEBIE<br />

CHROMIUM CONTAMINATION AND THE CONTENT OF NITROGEN<br />

COMPOUNDS IN SOIL<br />

Słowa kluczowe: chrom (III), chrom (VI), zeolit, kompost, tlenek wapnia, gleba, azot.<br />

Key words: chromium (III), chromium (VI), zeolite, compost, calcium oxide, soil, nitrogen.<br />

The purpose of the study was to determine the effects of chromium (III) and chromium (VI) –<br />

0; 25; 50; 100 and 150 mg Cr/kg of soil contamination on the total nitrogen and mineral nitrogen<br />

(N-NH 4<br />

+<br />

and N-NO 3-<br />

) content in soil. In order to neutralize the expected effects of chromium,<br />

compost and zeolite (at a level of 3% of the soil mass) as well as calcium oxide (at<br />

a level equivalent to 1 hydrolytic acidity [Hh]), were applied. Significant restriction of total nitrogen<br />

content and, to a much smaller extent, the restriction of nitrate nitrogen in soil, were observed<br />

with application of the highest dose of hexavalent chromium (150 mg/kg of soil) when<br />

compared to the control group. Increasing doses of trivalent and hexavalent chromium had<br />

+<br />

a positive effect on the soil’s N-NH 4<br />

content, however, this effect was determined to be much<br />

stronger in the case of subjects containing Cr (VI). Chromium (III) was shown to have the largest<br />

impact on content of nitrate nitrogen, whilst chromium (VI) most significantly influenced the<br />

content of ammonium nitrogen within the soil. Of the applied neutralizing compounds, compost<br />

had the most noticeable effect on the average total nitrogen content causing an increase<br />

in its level when compared to the control groups (containing no additives). A negative effect<br />

on the amount of total nitrogen was observed when calcium oxide and especially zeolite were<br />

applied to subjects contaminated with Cr (VI). All neutralizing additives had a restricting effect<br />

on the levels of ammonium nitrogen in soil; their impact was much stronger on subjects con-<br />

* Prof. dr hab. Mirosław Wyszkowski – Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, Katedra<br />

Chemii Środowiska; pl. Łódzki 4, 10-727 Olsztyn; tel.: 89 523 33 02;<br />

e-mail: miroslaw.wyszkowski@uwm.edu.pl<br />

** Mgr inż. Maja Radziemska – Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie – Katedra Chemii<br />

Środowiska; pl. Łódzki 4, 10-727 Olsztyn; tel.: 89 523 33 89;<br />

e-mail: maja.radziemska@uwm.edu.pl<br />

88

Zanieczyszczenie chromem a zawartość związków azotu w glebie<br />

taminated with hexavalent chromium than those of trivalent chromium contamination. An opposite<br />

effect was observed in the case of N-NO 3<br />

-<br />

levels, where calcium oxide proved to have<br />

the most significant impact, especially on subjects containing chromium (VI) .<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Chrom trójwartościowy (III) i chrom sześciowartościowy (VI) – najbardziej rozpowszechnione<br />

w środowisku naturalnym formy ze względu na swoje właściwości, tj. zdolność tworzenia<br />

kompleksów w przypadku chromu (III) oraz rozpuszczalność i reaktywność chromu (VI),<br />

mogą przenikać do wnętrza organizmów żywych, wywołując zmiany w ich funkcjonowaniu.<br />

Pierwotnym źródłem chromu w glebie jest skała macierzysta, ale znaczne ilości tego pierwiastka<br />

są wprowadzane do niej ze źródeł antropogenicznych. Zawartość chromu w glebach<br />

jest związana z wielkością cząstek, największe ilości chromu odnotowuje się w glebach i osadach<br />

o najdrobniejszych rozmiarach cząstek [Richard, Bourg 1991]. Do podstawowych naturalnych<br />

reduktorów chromu (VI) należą liczne związki organiczne, zredukowane związki siarki<br />

oraz związki Fe (II), które w tym wypadku odgrywają najważniejszą rolę [Buerge, Hug 1999].<br />

Chrom (III) występujący w zanieczyszczonym środowisku naturalnym jest nierozpuszczalny<br />

i w niskim stopniu mobilny, jednak w obecności ligandów organicznych (np. kwasy<br />

huminowe, fluwiowe) dochodzi do kompleksacji Cr (III), co powoduje zwiększenie rozpuszczalności<br />

związków chromu trójwartościowego, a zatem jego większą mobilność i dostępność<br />

dla organizmów żywych.<br />

Za bardziej dostępny uznawany jest chrom (VI), ze względu na swoją rozpuszczalność,<br />

silne właściwości utleniające oraz przenikalność przez błony komórkowe [Chmielnicka<br />

1994]. Chrom może oddziaływać na wiele właściwości biologicznych [Wyszkowska<br />

2002] i fizykochemicznych [Czekała 1997, Wyszkowski, Radziemska 2009] gleby, w tym na<br />

zawartość w niej związków azotowych [Wyszkowski, Radziemska 2009].<br />

Celem wykonanych badań było określenie wpływu zanieczyszczenia gleby wzrastającymi<br />

dawkami chromu trójwartościowego (III) i sześciowartościowego (VI) na zawartość<br />

+ -<br />

w glebie azotu ogólnego i N-NH 4<br />

i N-NO 3<br />

oraz określenie wpływu dodatków: kompostu, zeolitu<br />

i tlenku wapnia w łagodzeniu skutków tego zanieczyszczenia.<br />

4. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />

Doświadczenie nad wpływem zanieczyszczenia gleby chromem (III) i chromem (VI) na<br />

+<br />

zawartość azotu ogólnego i mineralnego (N-NH 4<br />

i N-NO 3-<br />

) w glebie przeprowadzono w hali<br />

wegetacyjnej Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie. Do badań użyto glebę<br />

o składzie granulometrycznym piasku gliniastego o następujących właściwościach: pH KCl<br />

–<br />

4,4, kwasowość hydrolityczna (Hh) – 44,0 mmol(H + )/kg gleby, suma wymiennych kationów<br />

zasadowych (S) – 90,0 mmol/kg, pojemność wymienna kationów (T) – 134,0 mmol/kg, wysy-<br />

89

Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska<br />

cenie kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi (V) – 67,2%, zawartość C org<br />

– 5,6 g/kg,<br />

zawartość przyswajalnych: fosforu – 55,2 mg/kg, potasu – 56,3 mg/kg i magnezu – 50,4<br />

mg/kg.<br />

Do neutralizacji spodziewanego oddziaływania chromu zastosowano kompost (3%<br />

w stosunku do masy gleby), zeolit (2%) i tlenek wapnia w ilości odpowiadającej 1% kwasowości<br />

hydrolitycznej (Hh). Glebę przed umieszczeniem w wazonach sztucznie zanieczyszczono<br />

wodnymi roztworami chromu (III) w postaci KCr(SO 4<br />

) 2<br />

• . 12H 2<br />

O i chromu (VI) w postaci<br />

K 2<br />

Cr 2<br />

O 7<br />

, w następujących ilościach: 0, 25, 50, 100 i 150 mg Cr/kg gleby. Wprowadzono<br />

również podstawowe makro- i mikropierwiastki, w ilościach:<br />

● N – 110 [CO(NH 2<br />

) 2<br />

+ (NH 4<br />

) 6<br />

Mo 7<br />

O 24·4H 2<br />

O + (NH 4<br />

) 2<br />

HO 4<br />

],<br />

● P – 50 [(NH 4<br />

) 2<br />

HPO 4<br />

],<br />

● K – 110 [KCl + KCr(SO 4<br />

) 2·12H 2<br />

O + K 2<br />

Cr 2<br />

O 7<br />

],<br />

● Mg – 50 [MgSO 4·7H 2<br />

O],<br />

● B – 0,33 [H 3<br />

BO 3<br />

],<br />

● Mn – 5 [MnCl 2·4H 2<br />

O],<br />

● Mo – 5 [(NH 4<br />

) 6<br />

Mo 7<br />

O 24·4H 2<br />

O].<br />

Wpływ chromu testowano na rzepaku jarym (roślina główna) odmiany Hunter i łubinie<br />

żółtym (roślina następcza) odmiany Polo. Obsada rzepaku jarego wynosiła 25 sztuk na wazon<br />

natomiast łubinu żółtego 18 sztuk. Zbioru roślin dokonano w fazie kwitnienia.<br />

Przed założeniem doświadczenia, jak i po jego zakończeniu zebrano próby gleby,<br />

które wysuszono w temperaturze pokojowej, a następnie przesiano przez sito o średnicy<br />

oczek 1 mm. W uzyskanym materiale analizowano wybrane właściwości następującymi<br />

metodami:<br />

● azot ogólny – metodą Kjeldahla po mineralizacji w stężonym kwasie siarkowym (VI)<br />

z dodatkiem nadtlenku wodoru jako katalizatora [Bremner 1965],<br />

+<br />

● N-NH 4<br />

– metodą kolorymetryczną z odczynnikiem Nesslera [Panak 1997],<br />

-<br />

● N-NO 3<br />

– metodą kolorymetryczną z kwasem fenolodisulfonowym [Panak 1997].<br />

Wyniki badań opracowano statystycznie programem STATISTICA [StatSoft, Inc. 2007],<br />

z wykorzystaniem analizy wariancji trójczynnikowej ANOVA.<br />

5. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

+<br />

Na zawartość azotu ogólnego oraz form mineralnych (N-NH 4<br />

i N-NO 3-<br />

) w glebie, na której<br />

uprawiano rzepak jary i łubin żółty, istotnie wpływała dawka oraz forma chromu (tab. 1).<br />

W serii bez dodatków łagodzących średnia zawartość azotu ogólnego wyższa o 28 % charakteryzowała<br />

glebę z chromem sześciowartościowym. Chrom trójwartościowy, zwłaszcza<br />

w dawce 25 i 50 mg/kg gleby, ograniczał koncentrację azotu ogólnego w glebie, w odniesieniu<br />

do obiektu kontrolnego. W odniesieniu do chromu sześciowartościowego, stosowanego<br />

w najwyższej dawce (150 mg/kg gleby), zaobserwowano odwrotną zależność, ponie-<br />

90

Zanieczyszczenie chromem a zawartość związków azotu w glebie<br />

waż wystąpiło 46-procentowe (r = 0,718) zwiększenie zawartości omawianego składnika.<br />

Na zawartość azotu amonowego w glebie po zbiorze roślin także istotnie wpływała<br />

dawka oraz forma chromu (tab. 1). W serii bez dodatków łagodzących sześciokrotnie<br />

większa średnia zawartość azotu amonowego charakteryzowała glebę w obiektach<br />

z Cr (VI), w odniesieniu do Cr (III). Wzrastające dawki chromu trój- i sześciowartościowego<br />

w tej serii badań dodatnio wpływały na zawartość N-NH 4<br />

+<br />

w glebie, jednak w obiektach<br />

z Cr (VI) wpływ ten był wyraźnie większy (r = 0,995). Glebę, na której uprawiano rośliny,<br />

charakteryzowała nieco większa zawartość azotu azotanowego w obiektach, które zanieczyszczono<br />

Cr (VI) niż w wazonach z Cr (III). W serii bez dodatków łagodzących zaobserwowano<br />

istnienie ujemnej korelacji między wzrastającymi dawkami chromu trójwartościowego<br />

a zawartością azotu azotanowego w glebie. Dawka 100 i 150 mg Cr (III)/kg gleby<br />

ponad dwukrotnie zmniejszyła zawartość azotu azotanowego w glebie. Chrom sześciowartościowy<br />

nie miał ukierunkowanego wpływu na zawartość N-NO - w glebie.<br />

3<br />

Spośród użytych w doświadczeniu substancji łagodzących najsilniej na średnią zawartość<br />

N ogólnego w glebie oddziaływał dodatek kompostu w obiektach z Cr (III), powodując<br />

w odniesieniu do serii kontrolnej (bez dodatków) zwiększenie zawartości azotu ogólnego,<br />

oraz zeolitu w wazonach z Cr (VI), wywołując zmniejszenie zawartości azotu ogólnego, odpowiednio<br />

o +22% i –28%.<br />

Podobnie ukierunkowane, lecz mniejsze zmiany zawartości azotu ogólnego w glebie<br />

z Cr (III) i Cr (VI) odnotowano po aplikacji tlenku wapnia do gleby. Na glebie, na której uprawiano<br />

testowane rośliny, wszystkie zastosowane dodatki neutralizujące ograniczały zawartość<br />

azotu amonowego w glebie. Znacznie silniej oddziaływały one w przypadku zanieczyszczenia<br />

gleby chromem (VI) niż w wazonach z chromem (III). Zmniejszenie zawartości<br />

+<br />

N-NH 4<br />

wynosiło od 38% (CaO) do 54% (zeolit) w glebie z chromem (III) oraz od 58% (zeolit)<br />

do 87% (kompost) w obiektach z Cr (VI).<br />

Spośród zastosowanych substancji łagodzących zanieczyszczenie gleby chromem (III)<br />

i chromem (VI) największy wpływ miała aplikacja tlenku wapnia, powodująca czterokrotny<br />

wzrost zawartości azotanów (V) w glebie z Cr (VI) i prawie trzykrotny w przypadku obiektów<br />

z chromem (III), w odniesieniu do serii kontrolnej. Także kompost i zeolit sprzyjały nagromadzeniu<br />

azotu azotanowego w glebie.<br />

Czynniki doświadczenia wywierały istotny wpływ na zawartość azotu ogólnego oraz<br />

+<br />

mineralnego (N-NH 4<br />

i N-NO 3-<br />

) w analizowanej glebie. W zależności od formy chromu oraz<br />

użytych w doświadczeniu dodatków neutralizujących zawartość omawianych form azotu<br />

była zróżnicowana. Substancja organiczna wprowadzana do gleby oddziałuje na szereg<br />

właściwości fizycznych, wzbogaca kompleks sorpcyjny w składniki mineralne i próchnicę<br />

oraz zwiększa jej aktywność biologiczną, a tym samym zdolności produkcyjne. Zasobność<br />

azotu w glebie jest skorelowana z dostępnością oraz zawartością materii organicznej, nawożeniem<br />

azotem mineralnym oraz zdolnością pobierania go przez rośliny [Janowiak 1992,<br />

Kaniuczak 1994, Krzywy i in. 1996, Łoginow i in. 1991].<br />

91

Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska<br />

Tabela 1. Zawartość N-ogólnego, N-NH 4+<br />

, N-NO 3<br />

-<br />

w glebie po zbiorze roślin<br />

Table 1.<br />

Dawka chromu<br />

w mg/kg gleby<br />

Content of total-N, N-NH 4<br />

+<br />

i N-NO 3<br />

-<br />

content in soil after crop harvest<br />

bez dodatków<br />

kompost<br />

Rodzaj zanieczyszczenia<br />

chrom (III)<br />

chrom (VI)<br />

Rodzaj substancji łagodzącej działanie chromu<br />

zeolit<br />

CaO<br />

średnia<br />

Azot ogólny [g/kg s.m.]<br />

0 0,61 0,52 0,49 0,56 0,55 0,61 0,52 0,49 0,56 0,55<br />

25 0,46 0,49 0,36 0,48 0,45 0,56 0,63 0,50 0,63 0,58<br />

50 0,38 0,62 0,62 0,55 0,54 0,56 0,68 0,42 0,61 0,57<br />

100 0,53 0,72 0,55 0,55 0,59 0,56 0,74 0,45 0,58 0,58<br />

150 0,50 0,69 0,46 0,54 0,55 0,89 0,89 0,43 0,48 0,67<br />

r -0,109 0,876** 0,106 0,123 0,452 0,718* 0,978** -0,700* -0,684* 0,888**<br />

Śr. 0,50 0,61 0,50 0,54 0,54 0,64 0,69 0,46 0,57 0,59<br />

NIR a – 0,01**, b – 0,02**, c – 0,02**, a . b – 0,03**, a . c – 0,02**, b . c – 0,04**, a . b . c – 0,05**<br />

+<br />

N-NH 4<br />

[mg/kg s.m.]<br />

0 2,49 3,20 2,36 9,17 4,31 2,49 3,20 2,36 9,17 4,31<br />

25 3,05 1,93 2,77 3,03 2,70 18,96 6,66 14,12 7,13 11,72<br />

50 7,60 2,07 3,27 2,53 3,87 23,48 4,52 13,30 4,71 11,50<br />

100 8,39 2,47 1,43 2,38 3,67 54,61 4,05 22,03 8,90 22,<strong>40</strong><br />

150 9,81 7,23 4,61 2,32 5,99 82,07 5,<strong>40</strong> 25,19 10,25 30,73<br />

r 0,919** 0,723* 0,455 -0,664* 0,660* 0,995** 0,182 0,932** 0,441 0,988**<br />

Śr. 6,27 3,38 2,89 3,89 4,11 36,32 4,77 15,<strong>40</strong> 8,03 16,13<br />

NIR a – 0,47**, b – 0,75**, c – 0,67**, a . b – 1,05**, a . c – 0,94**, b . c – 1,49**, a . b . c – 2,11**<br />

-<br />

N-NO 3<br />

[mg/kg s.m.]<br />

0 5,08 5,30 5,35 11,58 6,83 5,08 5,30 5,35 15,07 7,70<br />

25 3,36 5,23 4,06 8,50 5,29 5,20 11,02 7,04 15,93 9,80<br />

50 2,34 3,56 4,55 8,73 4,80 4,63 10,70 6,50 23,46 11,32<br />

100 2,13 2,95 3,30 6,56 3,74 5,24 9,88 6,96 23,82 11,48<br />

150 2,17 2,17 2,60 4,99 2,98 4,31 7,48 6,83 27,75 11,59<br />

r -0,795* -0,954** -0,9<strong>40</strong>** -0,952** -0,962** -0,598 0,061 0,583 0,927** 0,810**<br />

Śr. 3,02 3,84 3,97 8,07 4,73 4,89 8,88 6,54 21,21 10,38<br />

NIR a – 0,26**, b – 0,<strong>40</strong>*, c – 0,36**, a . b – 0,57**, a . c – 0,51**, b . c – 0,81**, a . b . c – 1,15**<br />

Objaśnienia: NIR dla: a – formy chromu, b – dawki chromu, c – rodzaju substancji neutralizującej.<br />

** – istotne dla p=0,01, * – istotne dla p=0,05 , r – współczynnik korelacji.<br />

bez dodatków<br />

kompost<br />

zeolit<br />

CaO<br />

średnia<br />

Wprowadzanie do gleby kompostów, które poprawiają jej właściwości fizyczne, chemiczne<br />

oraz biologiczne [Szulc i in. 2003] może być również wykorzystane do ograniczenia<br />

negatywnego oddziaływania związków chromu (III) i chromu (VI) na gleby. Potwierdzają to<br />

badania własne, gdzie dodatek kompostów do gleby z chromem (III) i chromem (VI) istotnie<br />

zmniejszał zawartość azotu amonowego w glebie. W przeprowadzonym doświadczeniu<br />

wazonowym zastosowanie tlenku wapnia wywołało ograniczenie w zawartości amonowych<br />

92

Zanieczyszczenie chromem a zawartość związków azotu w glebie<br />

form azotu w glebie. Podobne wyniki otrzymali Bednarek i Reszka [2008], w badaniach<br />

w których dodawany węglan wapnia i saletra wapniowa przyczyniła się do zmniejszenia ilości<br />

N-NH 4<br />

+ -<br />

i N-NO 3<br />

w glebie.<br />

Również Wyszkowski i Ziółkowska [2006, 2007, 2009] w doświadczeniach z benzyną<br />

i olejem napędowym po aplikacji CaO zauważyli ograniczenie zawartości azotu amonowego<br />

w glebie po zbiorze kukurydzy, łubinu żółtego i jęczmienia jarego. W odniesieniu do azotu<br />

azotanowego dodatek tlenku wapnia istotnie zwiększał udział omawianej formy azotu<br />

w analizowanej glebie. Zależności te potwierdzają badania Wyszkowskiego i Ziółkowskiej<br />

-<br />

[2006, 2007, 2009] gdzie wapnowanie powodowało wzrost zawartości N-NO 3<br />

w doświadczeniu<br />

z substancjami ropopochodnymi oraz Wyszkowskiego i Radziemskiej [2009] z zanieczyszczeniem<br />

gleby Cr (III) i Cr (VI), na której uprawiano jęczmień jary i kukurydzę.<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Dawka i forma chromu, a także rodzaj zastosowanej substancji łagodzącej miały istotne<br />

oddziaływanie na zawartość azotu ogólnego i mineralnego w glebie.<br />

2. W serii bez dodatków neutralizujących nastąpiło pod wpływem chromu (VI) zwiększenie<br />

zawartości N-ogólnego oraz N-amonowego w glebie po zbiorze roślin. Podobny wpływ<br />

miał chrom (III) w przypadku N-NH 4+<br />

.<br />

3. Chrom (III) w serii bez dodatków neutralizujących ograniczył zawartość azotu azotanowego<br />

i w małym stopniu azotu ogólnego w glebie po zbiorze uprawianych roślin.<br />

4. Spośród użytych w doświadczeniu substancji łagodzących najsilniej na średnią zawartość<br />

N-ogólnego w glebie w obiektach z Cr (III) oddziaływał dodatek kompostu, powodując<br />

zwiększenie jego zawartości, w odniesieniu do serii kontrolnej (bez dodatków).<br />

Ujemnie na zawartość N-ogólnego w obiektach z Cr (VI) działał tlenek wapnia i szczególnie<br />

zeolit.<br />

5. Kompost, zeolit i tlenek wapnia spowodowały zmniejszenie średniej zawartości azotu<br />

amonowego w glebie, przy czym działanie to było większe w wazonach z chromem<br />

(VI).<br />

6. Tlenek wapnia w obiektach z chromem (III) i (VI) wywołał największy w porównaniu do<br />

innych substancji wzrost średniej zawartości azotanów (V) w glebie. Podobnie, lecz<br />

znacznie słabiej, działały zeolit i kompost.<br />

Badania wykonane w ramach projektu MNiSW nr N N305 1059 33. M. Radziemska<br />

otrzymała stypendium współfinansowanie przez Unię Europejską w ramach Europejskiego<br />

Funduszu Społecznego.<br />

93

Mirosław Wyszkowski, Maja Radziemska<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Bednarek W., Reszka R. 2008. Influence of liming and mineral fertilization on the content<br />

of mineral nitrogen in soil. J. Elementol. 13(3): 301–308.<br />

Bremner J.M. 1965. Total Nitrogen. In: Methods of soil analysis chemical and microbiological<br />

properties, ed. Black, C.A., American Society of Agronomy 2: 1149–1178.<br />

Buerge I.B., Hug S.J. 1999. Influence of mineral surfaces on chromium (VI) reduction by<br />

iron (II). Environ. Sci. Technol. 33: 4285–4291.<br />

Chmielnicka J. 1994. Metale i metaloidy. W: Seńczuk W. (red.) Toksykologia. Wyd. Lekarskie<br />

PZWL, Warszawa: 308–310.<br />

Czekała, J. 1997. Chrom w glebie i roślinie – występowanie, sorpcja i pobieranie w zależności<br />

od jego formy i dawki, właściwości środowiska i nawożenia. Rozpr. Nauk. 274,<br />

Wyd. Akad. Rol. Poznań: 91.<br />

Janowiak J. 1992. Wpływ nawożenia obornikiem i azotem na zawartość substancji organicznej<br />

niektórych gleb i niektórych właściwości kwasów huminowych. Mat. Konf. Nauk.<br />

nt. „Nawozy organiczne”, AR Szczecin 1: 271–276.<br />

Kaniuczak J. 1994. The effect of various system of mineral fertilization on the content of<br />

available forms of phosphorus, potassium and magnessium in brown soil formed form<br />

loess. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 413: 115–124.<br />

Krzywy E., Krupa J., Wołoszyk Cz. 1996. Wpływ wieloletniego nawożenia organicznego<br />

i mineralnego na niektóre wskaźniki żyzności gleby. Zesz. Nauk. AR Szczecin<br />

172, Rol. 62: 259–264.<br />

Łoginow W., Andrzejewski J., Janowiak J. 1991. Rola nawożenia organicznego<br />

w trzymaniu zasobów materii organicznej w glebie. Rocz. Gleboz. 3–4: 19.<br />

Panak H. (red.) 1997. Przewodnik metodyczny do ćwiczeń z chemii rolnej. Wyd. ART Olsztyn:<br />

242.<br />

Richard F.C., Bourg A. C.M. 1991. Agueous geochemistry of chromium: A review. Water<br />

Res. 25(7): 807–816.<br />

StatSoft, Inc., 2007. STATISTICA (data analysis software system), version 8.0, www.statsoft.com.<br />

Szulc W., Rutkowska B., Łabętowicz J., Ożarowski G. 2003. Zmiany właściwości<br />

fizykochemicznych gleby w warunkach zróżnicowanego nawożenia kompostem<br />

„Dano”. Zesz. Probl. Post. Nauk. Rol. 494: 445–451.<br />

Wyszkowska J. 2002. Biologiczne właściwości gleby zanieczyszczonej chromem sześciowartościowym.<br />

Rozprawy i monografie, Wyd. UWM, Olsztyn: 134.<br />

Wyszkowski M., Radziemska M. 2009. Wpływ kompostu, zeolitu i tlenku wapnia na<br />

zawartość związków azotowych w glebie zanieczyszczonej chromem (III) i chromem<br />

(VI). W: Mat. III Międzynar. Konf. Nauk. nt. „Azot w Środowisku Przyrodniczym”, Olsztyn:<br />

105.<br />

94

Zanieczyszczenie chromem a zawartość związków azotu w glebie<br />

Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2006. Zawartość azotu mineralnego w glebie zanieczyszczonej<br />

substancjami ropopochodnymi. Zesz. Probl. Post. Nauk. Rol. 513:<br />

563–573.<br />

Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2007. Zawartość azotu mineralnego w glebie zanieczyszczonej<br />

benzyną i olejem napędowym. Ochr. Środ. Zasob. Natural. 31: 154–159.<br />

Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2009. Zawartość azotu mineralnego w glebie zanieczyszczonej<br />

benzyną i olejem napędowym. W: Mat. III Międzynar. Konf. Nauk. nt. „Azot<br />

w Środowisku Przyrodniczym”, Olsztyn: 106.<br />

95

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Karolina Falkowska*, Tadeusz Filipek**<br />

Dynamika zmian zawartości azotu mineralnego<br />

w wierzchniej warstwie gleb rejonu oddziaływania<br />

Zakładów Azotowych „Puławy” S.A.<br />

Dynamics changes of content of mineral nitrogen in<br />

top layer of soils in the zone affected by Nitrogen<br />

Fertilizer Plant „Puławy” S.A.<br />

Słowa kluczowe: azot mineralny, azot amonowy, azot azotanowy ,emisja azotowa.<br />

Key words: mineral nitrogen, ammonium nitrogen, nitrate nitrogen, nitrogen emissions.<br />

Changes of mineral nitrogen forms content in soil were determined on the base of samples<br />

taken three times in (April, July and October) from 6 different distances from the source of<br />

emission. Soil samples were taken from 2 layers: 0–5 and 5–20 cm. Ammonium nitrogen,<br />

nitrate nitrogen, and pH were determined.<br />

The soil examined was strongly acidificated: pH decreased with the increase of the distance<br />

from the source of emission. The research indicated, that differences between contents<br />

of nitrogen depended on the depth, date of sampling, soil granulometric composition<br />

and leaching of mineral-N. The biggest dependence between the content of nitrogen and<br />

the distance from the Nitrogen Plant was found in the case of the fraction of ammonium<br />

nitrogen.<br />

Close to Nitrogen Plant contents of nitrogen were the highest, and they were falling down as<br />

the distance increased. Content the of N-NO 3<br />

was higher than N- NH 4.<br />

* Mgr Karolina Falkowska – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, Uniwersytet<br />

Przyrodniczy w Lublinie, ul Akademicka 15, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 69 17;<br />

e-mail: karolinafalkowska@up.lublin.pl;<br />

** Prof. dr hab. Tadeusz Filipek – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, Uniwersytet<br />

Przyrodniczy w Lublinie, ul Akademicka 15, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 60 44;<br />

e-mail: tadeusz.filipek@up.lublin.pl<br />

96

Dynamika zmian zawartości azotu mineralnego w wierzchniej warstwie gleb...<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Zakłady Azotowe „Puławy” S.A. zostały wybudowane w latach sześćdziesiątych, na<br />

gruntach rozległego kompleksu leśnego, ok. 4 km na północ od miasta Puławy i jak większość<br />

wielkich inwestycji przemysłowych tamtych lat doprowadziły do dużej degradacji środowiska.<br />

Według Jakubczaka [1986] w latach 1968–1984 do atmosfery w rejonie Zakładów Azotowych<br />

w Puławach zostało wyemitowane ok. 35·10 4 Mg związków azotu. Natomiast według<br />

danych Zakładów Azotowych w roku 1969 w miejscu największego stężenia zanieczyszczeń<br />

spadło 1000–1200 kg czystego azotu na hektar. Najsilniejsze negatywne oddziaływanie na<br />

środowisko wokół Zakładów Azotowych przypadło na lata 1969–1971, po uruchomieniu Wytwórni<br />

Saletry Amonowej. W tym czasie uległo zniszczeniu ok. 600 ha lasu sosnowego, a ok.<br />

2000 ha uległo poważnemu uszkodzeniu [Siuta1987]. Do roku 1994 włącznie, nie licząc powierzchni<br />

wylesionej bezpośrednio pod budowę zakładu, usunięto drzewostan z 745 ha powierzchni<br />

lasów [Kowalkowski 2001]. W obrębie emitora powstała pustynia biologiczna potocznie<br />

nazywana pustynią Kallenbacha, zniszczeniu uległy bory świeże z monokulturami<br />

sosnowymi, a w ich miejscu powstały industriogenne trzciniczyska [Kopron 2007]. W glebach<br />

tych obszarów została zachwiania równowaga jonowa oraz nastąpiło pogorszenie ich właściwości<br />

fizykochemicznych i zdolności zatrzymywania wód opadowych [Kowalkowski i in.1999].<br />

W ostatnich latach fabryka znacznie ograniczyła negatywne oddziaływanie na pobliskie<br />

ekosystemy, co owocuje wzrostem ich zdolności do samoregulacji oraz sukcesją wtórną<br />

pionierskich gatunków roślin. Jednak w zdegradowanych ekosystemach zaszły już daleko<br />

idące zmiany, depozyt związków azotu jest wciąż duży, a pobliskie gleby tych obszarów są<br />

już od ponad <strong>40</strong> lat pod ciągłą presją zanieczyszczeń azotowych.<br />

Celem pracy jest zbadanie jak lata wieloletniej degradacji środowiska przez Zakłady<br />

+<br />

Azotowe w Puławach wpływają na zawartości i przemiany azotu amonowego N-NH 4<br />

i azotu<br />

azotanowego N-NO 3<br />

-<br />

w wierzchniej warstwie gleb znajdujących się w strefie oddziaływania<br />

kombinatu nawozowego.<br />

2. Materiały i metody<br />

Zakłady Azotowe „Puławy” S.A. i zdecydowana większość obszarów znajdujących się<br />

w zasięgu oddziaływania fabryki położone są na Wysoczyźnie Lubartowskiej, w VI Krainie Wyżyn<br />

Środkowo-Polskich, w 8 Dzielnicy Wyżyny Zachodnio-Lubelskiej w Nadleśnictwie Puławy<br />

[Kopron 2007]. Gleby objęte badaniami to głównie gleby bielicoziemne wytworzone z piasków<br />

eolicznych i fluwioglacyjnych oraz gleby semihydrogenne wytworzone z gliny zwałowej [Pranagal<br />

2007]. Charakteryzuje je skład granulometryczny piasku luźnego, niska zawartość wody<br />

oraz silna przepuszczalność. Istotne jest to, że są to gleby bardzo wrażliwe na degradacje, powstały<br />

z utworów ubogich w kationy zasadowe i mają małe zdolności buforowe.<br />

97

Karolina Falkowska, Tadeusz Filipek<br />

Próbki do badań pobrano w roku 2007, z 6 powierzchni badawczych wytypowanych<br />

w różnych odległościach od źródła emisji, umiejscowionych na północny wschód od zakładu<br />

zgodnie z dominującym kierunkiem róży wiatrów na tym obszarze. Szczegółowe rozmieszczenie<br />

powierzchni doświadczalnych przedstawiono na rysunku 1.<br />

Rys. 1. Rozmieszczenie obiektów badawczych w rejonie oddziaływania ZA „Puławy” S.A.<br />

Fig. 1. Distribution of study objects in the region affected by ZA „Puławy” S.A.<br />

1. P1 – ok. 160 m od ogrodzenia przedsiębiorstwa, na poletku doświadczalnym z nasadzeniami<br />

sosny zwyczajnej, czeremchy amerykańskiej i brzozy brodawkowej.<br />

2. P2 – ok. 260 m od ZA także na poletku doświadczalnym o takim samym składzie roślinności jak na<br />

poletku P1.<br />

Powierzchnie P1 i P2 znajdują się w strefie wylesionej, otoczone są roślinnością darniową wprowadzoną<br />

tu w latach 70-tych, po nieudanych próbach odtworzenia ekosystemu leśnego.<br />

3. P3 – ok. <strong>40</strong>0 m od zakładu na południowym stoku wydmy, gdzie znajdują się nasadzenia czeremchy<br />

amerykańskiej i pojedyncze egzemplarze sosny zwyczajnej i brzozy brodawkowej.<br />

4. P4 – ok. 800 m od ZA , na niewielkim wzniesieniu na poletku z nasadzeniami sosny zwyczajnej<br />

(granica pomiędzy strefą bezleśną a sukcesją brzozy brodawkowej).<br />

5. P5 – ok. 1,5 km od źródła emisji w lesie.<br />

6. P6 – ok. 2,5 km od źródła emisji, na poletku z sosną zwyczajną.<br />

Materiał do badań pobrano w trzech różnych terminach, na początku okresu wegetacji<br />

(kwiecień), w trakcie wegetacji (lipiec) i po zakończeniu okresu wegetacji (październik)<br />

z dwóch głębokości 0–5 cm i 5–20 cm. W próbkach oznaczono:<br />

● pH – potencjometrycznie w roztworze KCl 1 mol dm -3 ,<br />

● azot mineralny – ekstrakcja z gleby 1% K 2<br />

SO 4<br />

, a następnie oznaczenie ilościowe:<br />

– azot amonowy – metodą fotokolorymetryczną z odczynnikiem Nesslera,<br />

– azot azotanowy – metodą fotokolorymetryczną z salicylanem sodowym.<br />

98

Dynamika zmian zawartości azotu mineralnego w wierzchniej warstwie gleb...<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Tabela 1. Odczyn gleby (pH w KCl)<br />

Table 1. Soil pH KCl<br />

Odległość od źródła<br />

emisji<br />

Głębokość poboru próbki<br />

0–5 cm 5–20 cm<br />

Termin poboru<br />

IV VII IX IV VII IX<br />

160 m (P1) 3,9 5,8 3,9 4,5 6,5 3,6<br />

260 m (P2) 5,8 3,9 4,0 4,5 3,8 4,2<br />

<strong>40</strong>0 m (P3) 3,8 3,7 3,5 3,9 3,5 3,6<br />

800 m (P4) 3,6 3,5 3,7 4,0 3,7 3,9<br />

1500 m (P5) 2,8 2,8 2,9 3,4 3,6 3,2<br />

2500 m (P6) 3,1 3,6 3,4 3,7 3,6 3,5<br />

Gleby w rejonie oddziaływania zakładów charakteryzuje silne zakwaszenie, co jest<br />

związane z długoletnią i wysoką imisją związków o charakterze kwasotwórczym w formie<br />

opadu zarówno mokrego, jak i suchego. Największe wartości pH występowały na powierzchniach,<br />

które znajdowały się najbliżej emitora i malały wraz ze wzrostem odległości<br />

od źródła emisji. Najprawdopodobniej jest to związane z opadem pyłów alkalicznych i amoniaku<br />

na powierzchnie, które są zlokalizowane najbliżej fabryki. Podczas pobierania gleby<br />

w tych punktach dało się wyraźnie wyczuć zapach amoniaku, który początkowo alkalizuje<br />

odczyn gleby.<br />

Największą wartość pH 6,5 odnotowano w lipcu na powierzchni usytuowanej najbliżej<br />

zakładu w warstwie 5–20 cm przy jednocześnie wysokiej wartości pH 5,8 w warstwie<br />

0–5 cm. Najmniejsze wartości pH (2,8–2,9) wystąpiły w warstwie 0–5 cm, we wszystkich<br />

terminach poboru materiału do badań w punkcie P5 – jest to powierzchnia usytuowana w lesie<br />

i taka wartość pH najprawdopodobniej jest związana z obecnością kwaśnej ściółki oraz<br />

depozytem gazowych i pyłowych zanieczyszczeń przemysłowych.<br />

Tabela 2. Zawartość azotu amonowego (mg N/kg) w glebach strefy oddziaływania Zakładów<br />

Azotowych „Puławy” S.A.<br />

Table 2. Content of ammonium nitrogen (mg N/kg) in soils in the zone affected by Nitrogen Fertilizer<br />

Plant „Puławy” S.A.<br />

Głębokość poboru próbki<br />

Odległość od źródła<br />

0–5 cm 5–20 cm<br />

emisji<br />

Termin poboru<br />

IV VII IX IV VII IX<br />

160 m (P1) 15,4 8,8 4,6 4,3 0,8 2,7<br />

260 m (P2) 20 5,3 9,3 4,3 2,6 0,2<br />

<strong>40</strong>0 m (P3) 3,8 8,7 2,5 1,2 1,4 1,4<br />

800 m (P4) 5,9 8,3 10,1 1,7 0,4 1,2<br />

1500 m (P5) 8,6 3,5 3,4 2,3 0,4 0,4<br />

2500 m (P6) 7,2 2,4 4,5 2,5 1,8 2,2<br />

99

Karolina Falkowska, Tadeusz Filipek<br />

Tabela 3. Zawartość azotu azotanowego w glebach (mg N/kg) strefy oddziaływania Zakładów<br />

Azotowych „Puławy” S.A.<br />

Table 3. Content of nitrate nitrogen (mg N/kg) in in the zone affected by Nitrogen Fertilizer Plant<br />

„Puławy” S.A.<br />

Odległość od źródła<br />

emisji<br />

Głębokość poboru próbki<br />

0–5 cm 5–20 cm<br />

Termin poboru<br />

IV VII IX IV VII IX<br />

160 m (P1) 11,8 54,1 45,6 4,6 11,2 21,2<br />

260 m (P2) 33,8 28,7 65,1 65,6 15,1 33,9<br />

<strong>40</strong>0 m (P3) 5,6 14,2 17,2 0,1 3,5 2,2<br />

800 m (P4) 5,6 7,2 27,5 1,5 5,6 17,8<br />

1500 m (P5) 34,8 17,1 44,2 4,8 3,1 7,1<br />

2500 m (P6) 16,0 30,0 42,5 0,2 9,8 24,75<br />

Zawartość azotu amonowego i azotanowego w glebach strefy oddziaływania fabryki<br />

nawozowej była wyraźnie zróżnicowana pomiędzy poszczególnymi powierzchniami badawczymi.<br />

Związane jest to z tym, że zawartość mineralnych form azotu w glebie ulega dużym<br />

zmianom i to nie tylko w poszczególnych porach roku, ale także w okresach znacznie krótszych<br />

[Loginów i in. 1987; Bielińska, Domżał 1998]. Szczególnie dużej zmienności podlega<br />

azot azotanowy [Popławski, Filipiak 1981], dlatego mniejsze zróżnicowanie w zawartościach<br />

wystąpiło w przypadku formy N-NH 4<br />

niż formy N-NO 3<br />

.<br />

Zawartość azotu amonowego była wyraźnie zależna od odległości i najwyższa była<br />

w punktach, które znajdowały się najbliżej emitora (P1 i P2) i malała wraz ze wzrostem<br />

odległości. Najwyższa zawartość formy amonowej azotu wystąpiła w kwietniu w punkcie<br />

P2, w lipcu w punkcie P1, natomiast w październiku ponownie w punkcie P2, rozbieżność<br />

ta jest związana z przenoszeniem przez wiatr zanieczyszczeń i opadaniem ich w różnych<br />

miejscach. Natomiast najniższa wartość wystąpiła w październiku w punkcie P2 w warstwie<br />

5–20 cm, jednocześnie ten punkt charakteryzowała prawie najwyższa zawartość azotu azotanowego.<br />

Większe zawartości N-NH 4<br />

w warstwie 0–5 cm niż w warstwie 5–20 cm, są spowodowane<br />

tym, że nie stwierdza się przemieszczania jonów amonowych w głąb profilu glebowego,<br />

pomimo stosowania nawet dużych dawek nawozów azotowych [Rutkowska i in. 2002].<br />

Największą zawartość azotu amonowego w porównaniu do pozostałych terminów poboru<br />

próbek zaobserwowano wczesną wiosną, zarówno w warstwie 0–5 cm, jak i 5–20 cm,<br />

przy jednoczesnej najmniejszej zawartości w tym terminie formy azotanowej. Badania gleb<br />

+ -<br />

klimatu umiarkowanego wskazują, że stosunek pomiędzy jonami NH 4<br />

i NO 3<br />

ulega dużym<br />

wahaniom. Udział jonu amonowego w azocie mineralnym wczesną jesienią wynosi od 20–<br />

<strong>40</strong>% i zwiększa się właśnie wiosną do ok. 30–60% [Fotyma 1995].<br />

Jeżeli chodzi o zawartość azotu N-NO 3<br />

w glebie obserwowano bardzo duże zróżnicowanie<br />

pomiędzy poszczególnymi powierzchniami badawczymi bez jednoznacznego wpływu<br />

odległości od Zakładów Azotowych. Jest to związane z tym, że azotany są formą luźno<br />

100

Dynamika zmian zawartości azotu mineralnego w wierzchniej warstwie gleb...<br />

związaną z fazą stałą gleby i łatwo, szczególnie w sprzyjających warunkach, są wymywane<br />

w głąb profilu glebowego. Problem ten szczególnie obserwowany jest na glebach lekkich,<br />

a więc na takich, które zostały objęte badaniami [Łoginow i in.1987]. Oprócz strat w postaci<br />

wymywania azot w formie azotanowej podlega w glebie także stratom gazowym (NO, N 2<br />

O<br />

i N 2<br />

), jest bardziej ruchliwy i częściej jest pobierany przez rośliny [Domżał 2007].<br />

W lipcu i październiku zawartość formy N-NO 3<br />

była kilkakrotnie większa niż formy<br />

+ -<br />

N-NH 4.<br />

Relacja między jonami NH 4<br />

i NO 3<br />

głównie jest regulowana przez mikroorganizmy.<br />

W sprzyjających warunkach nitryfikacji stężenie jonów amonowych może być bardzo niskie<br />

lub nawet zerowe, a poziom azotanów może osiągnąć nawet stężenie bardzo wysokie [Curtin<br />

i Smillie 1983]. Forma N-NH 4<br />

nie jest stabilna, bowiem w wyniku nitryfikacji zostaje utleniona<br />

do azotanów. Proces nitryfikacji przebiega w dwóch etapach: w pierwszym bakterie<br />

--<br />

z grupy Nitrosomonas utleniają NH 4<br />

do NO 2<br />

, a w drugim bakterie z rodzaju Nitrobacter powodują<br />

utlenienie NO 2<br />

- -<br />

do NO 3<br />

[Mazur 1996].<br />

Największe zawartości formy azotanowej zaobserwowano w październiku. Nagromadzenie<br />

azotanów jesienią jest związane z amonifikacją i nitryfikacją azotu glebowego [Fotyma,<br />

Pietruch 2004]. Potwierdza to największa zawartość azotu w formie N-NO 3<br />

-<br />

stwierdzona<br />

w punkcie P2 właśnie w październiku, w warstwie 5–20 cm. Najmniejszą zawartość azotu<br />

natomiast stwierdzono w warstwie 5–20 cm w kwietniu, w punkcie P3, jest to obiekt badawczy<br />

położony na południowym stoku wydmy, a więc tak mała zawartość najprawdopodobniej<br />

także była związana z wymyciem azotanów. Gleby, które objęto badaniami należą do<br />

kategorii lekkich, o luźnym składzie mechanicznym i bardzo ograniczonej zdolności sorpcyjnej.<br />

W takiej sytuacji należy przyjąć założenie, że cała pula azotu pozostała po zakończonym<br />

okresie wegetacyjnym przemieściła się w głąb gleby lub wód gruntowych i nie zostanie<br />

wykorzystana w przyszłym sezonie wegetacyjnym.<br />

4. Wnioski<br />

1. Odczyn gleby obiektów badawczych był silnie kwaśny, zarówno w warstwie 0–5 cm jak<br />

i 5–20 cm. Wartość pH gleby w warstwie 0–5 cm była z reguły mniejsza niż w warstwie<br />

5–20 cm i zmniejszała się w miarę oddalania się od emitora zanieczyszczeń.<br />

2. Największą zależność pomiędzy odległością od Zakładów Azotowych i zawartością<br />

azotu stwierdzono we frakcji azotu amonowego N-NH 4<br />

. W bezpośredniej odległości od<br />

zakładu zawartości były największe i zmniejszały się w miarę oddalania.<br />

3. Zawartości mineralnych form azotu w badanych glebach były zróżnicowane, szczególnie<br />

azotu azotanowego i zmieniały się w zależności od pory roku i warstwy, z jakiej została<br />

pobrana próbka.<br />

4. Zawartość formy azotanowej była na ogół kilkakrotnie większa niż amonowej.<br />

101

Karolina Falkowska, Tadeusz Filipek<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Bielińska E. J., Domżał H. 1998. Dynamika różnych form azotu w glebie użytkowanej<br />

sadowniczo. Rocz. Gleb. 49, 3/4, 31–39.<br />

Curtin D., Smillie G. 1983. Soil solution composition as affected by liming and incubation.<br />

Soil Sci. Soc. Am. J. 47: 701–707.<br />

Domżał H., Bielińska E.J. 2007. Ocena przeobrażeń środowiska glebowego i stabilności<br />

ekosystemów leśnych w obszarze oddziaływania Zakładów Azotowych „Puławy”<br />

S.A. Acta Agrophysica 2: 79–90.<br />

Fotyma M., Pietruch C. 2004. Zawartość azotu mineralnego w glebach gruntów ornych<br />

w Polsce. Nawozy i Nawożenie 3 (20): 11–54.<br />

Fotyma E. 1990: Określanie potrzeb nawozowych roślin w stosunku do azotu na przykładzie<br />

jęczmienia jarego. Fragmenta Agronomia 4: 4–78.<br />

Jakubczak Z. 1986. Uszkodzenia drzewostanów leśnych w strefie podmiejskiej Puław, sesja<br />

naukowa, Studia Puławskie:Ochrona środowiska przyrodniczego, Puławy, Zesz. 1: 237–249.<br />

Łoginow W., Janowiak J., Spychaj-Fabisiak E. 1987. Zmienność ogólnej zawartości<br />

i poszczególnych form azotu w glebie. Zesz. Nauk. ATR w Bydgoszczy 141, 23: 13–24.<br />

Mazur T. 1996. Nawożenie organiczne a zawartość azotanów w glebie. Zesz. Probl. Post.<br />

Nauk Roln. 4<strong>40</strong>: 239–247.<br />

Kopron H. 2007. Rewitalizacja Terenów Poleśnych w otoczeniu Zakładów Azotowych<br />

w Puławach. Towarzystwo Przyjaciół Puław, Puławy.<br />

Kowalewski A., Kopron H., Lewandowska J., Jedliczko S., Płecha R. 1999.<br />

Możliwości przywracania funkcji leśnych w długotrwale niezrównoważonym ekosystemie<br />

leśnym Nadleśnictwa Puławy. W: Funkcjonowanie gleb leśnych na terenach zagrożonych<br />

i trendy jego zmian. Kom. Nauk Leśnych PAN, Puławy: 49–63.<br />

Kowalkowski A., Kopron H. 2001. Monitoring środowiska leśnego pod wpływem emisji<br />

przemysłowej w otoczeniu Zakładów Azotowych „Puławy”. Puławy-Kielce. Sprawozdanie<br />

z badań.<br />

Popławski Z., Filipiak K. 1981. Kształtowanie się zawartości azotu związków nieorganicznych<br />

gleby na tle zmiennych opadów atmosferycznych i temperatur. Rocz. Gleb. 32: 33–53.<br />

Pranagal J., Słowińska-Jurkiewicz A. 2007. Ocena przeobrażeń środowiska glebowego<br />

i stabilności ekosystemów leśnych w obszarze oddziaływania Zakładów Azotowych<br />

„Puławy” S.A. Acta Agrophysica 2: 11–27.<br />

Raport Środowiskowy. 2005. Zakłady Azotowe „ Puławy” S.A., Puławy.<br />

Rutkowska B., Łabętowicz J., Szulc W. 2002. Zawartość azotu mineralnego w profilu<br />

glebowym w warunkach wieloletniego trwałego doświadczenia nawozowego. Nawozy<br />

i Nawożenie 1: 76–82.<br />

Siuta J. 1987. Ekologiczne Skutki Uprzemysłowienia Puław. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska,<br />

Warszawa.<br />

102

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Anna Świercz*, Elżbieta Sykała*<br />

CHARAKTERYSTYKA JAKOŚCI GLEB OGRODÓW DZIAŁKOWYCH<br />

W KIELCACH<br />

QUALITY CHARACTERISTIC OF ALLOTMENT GARDENS SOILS<br />

IN KIELCE<br />

Słowa kluczowe: jakość gleb, metale ciężkie, biomagnifikacja.<br />

Key words: quality soil, heavy metals, biomagnifications.<br />

The aim of this paper was estimate quality of allotment gardens soils in respect of physical,<br />

chemical properties and heavy metals contents. Carried out researches of allotment gardens<br />

soils in Kielce locate in city town which are under influence anthrop-pressure and allotment<br />

gardens soils occur on the outskirts of Kielce.<br />

Concentration analysis of heavy metals in soils showed that content of Cd, Cr,Cu, Mn, Pb<br />

contain in acceptable values of concentration irrespective of gardens location. Only in case<br />

of Zn found higher concentrate this element in of soils two allotment gardens put near the<br />

railway track. With reference to researches conducted on the same areas but different cities<br />

in Poland found that allotment gardens soils in Kielce are free from of heavy metal pollutants.<br />

Local growth concentrate these metals slightly exceed the background geochemical<br />

which are cause by motor traffic, fertilizer and substances for protect of plants.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Ogrody działkowe lokalizowane na ogół w obszarach pozamiejskich wraz z postępującym<br />

rozwojem miast były wcielane do terenów miejskich i na stałe wpisały się w ich układ<br />

przyrodniczy. Postępująca degradacja środowiska aglomeracji miejskich powoduje wzrost<br />

* Dr hab. inż. prof. Anna Świercz – Uniwersytet Jana Kochanowskiego w Kielcach<br />

i mgr Elżbieta Sykała – Samodzielny Zakład <strong>Ochrony</strong> i Kształtowania Środowiska,<br />

Uniwersytet Humanistyczno-Przyrodniczy Jana Kochanowskiego w Kielcach,<br />

ul. Świętokrzyska 15 G, tel.: 41 349 64 32, 41 349 64 18, 25-<strong>40</strong>6 Kielce;<br />

e-mail:swierczag@poczta.onet.pl; e-mail: sykala@ujk.kielce.pl<br />

103

Anna Świercz, Elżbieta Sykała<br />

zainteresowania stanem jakości gleb ogrodów działkowych, które oprócz funkcji rekreacyjnej<br />

pełnią rolę obszarów intensywnie wykorzystywanych w amatorskiej uprawie warzyw<br />

i owoców [Chodak i in. 1995, Wiśniowska-Kielan, Baran 2004, Bielińska 2006, Baran i in.<br />

2007, Wójcikowska-Kapusta 2007]. Ogrody działkowe znajdujące się w obrębie miast są<br />

narażone na różnego rodzaju zanieczyszczenia pochodzenia antropogenicznego, które wywołują<br />

zmiany właściwości fizykochemicznych i chemicznych gleb, a także wpływają na jakość<br />

uzyskiwanych płodów rolnych [Dziadek, Wacławek 2005].<br />

Szczególnie niebezpieczna jest zawartość w glebie metali ciężkich w dużych stężeniach,<br />

a ich zwiększona zawartość jest jednym ze wskaźników zanieczyszczenia tego środowiska<br />

[Chodak i in. 1995, Czarnowska 1995, Gorlach, Gambuś 1991, Wiśniowska-Kielian,<br />

Baran 2004, Bielińska 2006].<br />

Celem przeprowadzonych badań było określenie wpływu zanieczyszczeń miejskich<br />

i miejsko-przemysłowych na właściwości fizykochemiczne gleb ogrodów działkowych Kielc<br />

oraz określenie śladowych zawartości metali ciężkich w tych glebach.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Badaniami objęto gleby 11 ogrodów działkowych miasta Kielce, które zajmują 3,6%<br />

całkowitej powierzchni miasta (396 ha). Próby gleb do badań pobierano z poziomu<br />

próchnicznego do 20 cm. Analizowana próbka glebowa była średnią z trzech próbek<br />

uzyskanych z obszaru każdego ogrodu [Świercz 2008]. W pobranym materiale glebowym<br />

oznaczono:<br />

● skład garnulometryczny metodą Cassagrandea ’ a w modyfikacji Prószyńskiego,<br />

● pH w H 2<br />

O i 1 mol KCl·dm -3 metodą potencjometryczną,<br />

● kwasowość hydrolityczną metodą Kappena, kationy zasadowe w 1 mol CH 3<br />

COONH·dm -3 ,<br />

● zawartości CaCO 3<br />

metodą Scheiblera,<br />

● C org. metodą Tiurina,<br />

● zawartość wybranych metali ciężkich – Cd, Cr, Cu, Zn, Pb, Mn – po mineralizacji gleby<br />

w wodzie królewskiej (HCl-HNO 3<br />

– 3:1) metodą ICP-AES.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Gleby badanych obiektów odznaczał zróżnicowany skład granulometryczny – od piasków<br />

słabo gliniastych do glin średnich (tab.1).<br />

Istotnym czynnikiem decydującym o rozpuszczalności metali ciężkich w glebie jest odczyn,<br />

od którego zależy m.in. stan równowagi jonowej – procesów sorpcji i desorpcji kationów<br />

wodorowych i kationów metali. Rozpuszczalność metali ciężkich jest zazwyczaj niska<br />

w zakresie odczynów obojętnych i alkalicznych, a rośnie wraz ze zmniejszaniem się wartości<br />

pH [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Rosada 2007].<br />

104

Charakterystyka jakości gleb ogrodów działkowych w Kielcach<br />

Gleby badanych ogrodów działkowych mają odczyn od słabo kwaśnego do słabo zasadowego,<br />

z wartościami pH w KC1 w granicach od 5,90 do 7,44 oraz pH w H 2<br />

O – od 6,11<br />

do 8,8 (tab. 1).<br />

Tabela 1. Wybrane właściwości fizykochemiczne gleb ogrodów działkowych Kielc<br />

Table 1. Physicochemical properties of Kielce allotment garden soils<br />

Lp.<br />

Lokalizacja<br />

ogrodu<br />

działkowego<br />

O.D. „Metalowiec”-<br />

1 Polskie kwiaty<br />

ul. Zagnańska/Piaski<br />

2 O.D.„Żeromskiego”<br />

ul. Wschodnia<br />

3<br />

O.D. „Żeromskiego”<br />

ul. Morcinka<br />

4<br />

O.D. „Żeromskiego”<br />

ul. Morcinka<br />

5<br />

O.D. „Skałka”<br />

ul. Świętokrzyska<br />

6<br />

O.D. „Magnolia”<br />

ul. Sandomierska<br />

7<br />

O.D. „Ściegiennego”<br />

ul. Napękowska<br />

8<br />

O.D.” Malina”<br />

ul. Boh. Warszawy<br />

9<br />

O.D. „Społem”<br />

ul. Wrzosowa<br />

10<br />

O.D. „Kadzielnia”<br />

Al. Legionów<br />

11<br />

O.D. „Chrobrego”<br />

ul. Dąbrówki<br />

CaCO 3<br />

pH<br />

w<br />

pH<br />

Hh K+ Na+ Ca 2+ Mg 2+ S1 T V<br />

C<br />

org.<br />

H 2<br />

O<br />

w KCl<br />

% cmol(+)·kg -1 % %<br />

Skład<br />

granulometryczny<br />

PTG 2008<br />

2,55 8,81 7,51 0,60 4,96 0,39 36,50 7,80 57,80 58,4 98,9 6,45 gśr<br />

1,99 7,95 7,13 0,55 2,13 0,41 29,13 2,11 36,46 37,01 98,5 4,12 gl<br />

1,33 6,31 5,99 1,52 1,65 0,22 44,62 1,74 48,23 49,75 96,5 3,07 pg<br />

1,55 7,11 6,15 1,11 1,72 0,14 55,11 1,99 58,96 60,07 96,9 2,21 pg<br />

0,35 7,22 7,01 0,42 1,46 0,13 34,59 1,63 37,81 38,23 98,1 3,19 gl<br />

0,15 6,22 6,00 1,31 1,17 0,15 45,13 2,73 49,18 50,49 89,9 3,89 gl<br />

0,97 6,77 6,25 1,19 1,43 0,17 44,97 1,67 48,24 49,43 97,4 3,32 pg<br />

1,25 6,99 6,75 1,07 1,92 0,10 33,89 1,29 37,20 38,27 95,5 2,33 gl<br />

0,17 6,11 5,90 1,58 0,91 0,15 26,46 1,86 29,38 30,96 97,5 1,81 pg<br />

0,90 6,97 6,72 1,61 1,52 0,16 27,11 1,98 30,77 32,38 97,2 2,02 pgm<br />

3,25 7,71 7,44 1,02 1,29 0,15 37,16 1,83 <strong>40</strong>,43 41,45 94,8 2,11 gl<br />

Objaśnienia: Hh – kwasowość hydrolityczna; S1 – suma wymiennych kationów zasadowych; T – całkowita<br />

pojemność sorpcyjna; V – wysycenie kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi.<br />

Największe wartości pH stwierdzono w glebach ogrodu „Metalowiec”, przy ul. Zagnańskiej,<br />

odpowiednio pH w H 2<br />

O – 8,81 i pH w KCl – 7,51, najmniejsza zaś w glebach ogrodu<br />

działkowego „Społem” przy ul. Wrzosowej (pH w H 2<br />

O – 6,11 i w KC1 – 5,90). Gleby zlokalizowane<br />

na peryferiach miasta miały przeważnie odczyn słabo kwaśny, pozostające zaś<br />

pod wzmożoną presją antropogeniczną – obojętny lub słabo zasadowy. Wartości pH gleb<br />

w ogrodach działkowych na terenie Kielc według klasyfikacji Ulricha [1981] znajdują się<br />

w zakresie buforowości węglanowej oraz krzemianowej, która sprzyja wzrostowi odporności<br />

gleb na zanieczyszczenia metalami ciężkimi.<br />

Najwyższa wartość kwasowości hydrolitycznej (Hh) wystąpiła w kulturoziemach ogródków<br />

działkowych (OD) „Kadzielnia”, przy Al. Legionów – 1,61 cmol(+)·kg -1 , nieco niższa,<br />

1,58 cmol(+)·kg -1 w glebach ogródków działkowych „Społem” przy ul. Wrzosowej. Najniższą<br />

wartość Hh zanotowano w glebach ogrodu działkowego „Skałka” przy ul. Świętokrzyskiej –<br />

0,42 cmol(+)·kg -1 (tab.1).<br />

Wszystkie badane gleby zawierały w swoim składzie węglan wapnia CaCO 3<br />

. Zawartość<br />

CaCO 3<br />

wahała się od 0,17 do 3,25%. Małym i bardzo małym wartościom Hh odpowiada-<br />

105

Anna Świercz, Elżbieta Sykała<br />

ły większe zawartości CaCO 3<br />

(rys. 1). Zawartość węglanów w wierzchniej warstwie gleby<br />

wpływa wydatnie na zmniejszenie jej kwasowości, a także na ograniczenie przyswajalności<br />

metali ciężkich.<br />

Rys. 1. Zależność między Hh a zawartością CaCO 3<br />

w glebach ogrodów działkowych Kielc<br />

Fig.1. Correlation between Hh and CaCO 3<br />

content of Kielce allotment garden soils<br />

Głównymi źródłami kationów zasadowych w kompleksie sorpcyjnym gleb naturalnych<br />

są depozycje atmosferyczne oraz wietrzenie skały macierzystej [Gorlach, Gambuś 1991,<br />

Kram i in. 1997]. Największe zawartości jonów potasu i magnezu wymiennego występują<br />

w kompleksie sorpcyjnym gleb w ogrodzie działkowym Metalowiec, przy ul. Zagnańskiej,<br />

odpowiednio K + – 4,96 cmol(+)·kg -1 ; Mg 2+ –7,8 cmol(+)·kg -1 (tab.1), najmniejszą zaś zawartość<br />

Mg 2+ zanotowano w glebach ogrodu działkowego „Malina”, przy ul. Bohaterów Warszawy<br />

(1,29 cmol(+)·kg 1 ). Największe zawartości wapnia wymiennego stwierdzono w kompleksie<br />

sorpcyjnym gleb ogrodu im. „Żeromskiego” przy ul. Morcinka (55,1 cmol(+)·kg -1 ),<br />

najmniejsze zaś w glebach ogrodu „Społem”(26,5 cmol(+)·kg -1 ). Są to wartości wielokrotnie<br />

mniejsze od podawanych przez Wójcikowską-Kapusta [2007] dla gleb Śląska<br />

Pojemność sorpcyjna gleby determinowana jest ilością i jakością koloidów tworzących<br />

glebowy kompleks sorpcyjny. W miarę zwiększania się w glebie zawartości części spławialnych,<br />

materii organicznej, a także wartości pH, dostępność metali ciężkich dla roślin zostaje<br />

znacznie ograniczona. Metale ulegają wówczas związaniu przez korzystny układ buforowy<br />

gleby (buforowość węgalnowa i krzemianowa) i stają się nieprzyswajalne dla korzeni<br />

roślin [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Rosada 2007]. Pojemność sorpcyjna w poziomach<br />

106

Charakterystyka jakości gleb ogrodów działkowych w Kielcach<br />

powierzchniowych gleb pobranych z ogrodów działkowych Kielc mieściła się w zakresie<br />

od 31,0 do 60,1 cmol(+)·kg -1 (tab.1) i była znacznie mniejsza od podawanej przez Wójcikowską-Kapusta<br />

[2007] dla gleb Śląska. Największą wartość tej cechy stwierdzono w glebach<br />

ogrodu działkowego im. „Żeromskiego” przy ul. Morcinka, najniższą zaś w glebach OD<br />

„Społem” przy ul. Wrzosowej.<br />

Stopień wysycenia gleb kationami o charakterze zasadowym (V) zawiera się w przedziale<br />

od 94,8 do 98,9%, co świadczy o wysokim stopniu wysycenia gleb kationami<br />

o charakterze zasadowym spowodowanym m.in. uziarnieniem badanych gleb oraz stosunkowo<br />

wysoką zawartością węgla organicznego. Próchnica, która wykazuje dużą pojemność<br />

sorpcyjną, może skutecznie uwsteczniać metale ciężkie, jest więc ważnym czynnikiem zapobiegającym<br />

negatywnym skutkom skażenia gleby [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Dudka<br />

1992, Rosada, 2007].<br />

Największą zawartość C org. – 6,45 % – zanotowano w kulturoziemach ogrodu działkowego<br />

„Metalowiec”, przy ul. Zagnańskiej. Prawie czterokrotnie mniejszą zawartość 1,81%<br />

C org. zanotowano w glebach ogrodu działkowego „Społem” przy ul. Wrzosowej.<br />

Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w glebach ogrodów działkowych Kielc oraz barwa badanego<br />

poziomu wwdług Munsella<br />

Table 2. The content of heavy metals in the Kielce allotment garden soils and color soils horizon<br />

by Munsell chart<br />

Lp. Lokalizacja ogrodu<br />

Zawartość [mg · kg -1 ]<br />

Cd Cr Cu Mn Pb Zn<br />

Barwa wg Munsella<br />

1<br />

OD „Metalowiec” – Polskie kwiaty<br />

ul. Zagnańska/Piaski<br />

0,56 8,5 16,3 317 33,4 338,0 10YR 2/3<br />

2 OD „Żeromskiego”, ul. Wschodnia 0,15 7,1 10,7 <strong>40</strong>1 31,9 87,5 10YR 4/2<br />

3 OD „Żeromskiego”, ul. Morcinka 0,17 4,7 9,7 307 16,7 99,9 10YR 3/2<br />

4 OD „Żeromskiego”,ul. Morcinka 0,22 5,1 6,1 <strong>40</strong>7 35,5 74,9 10YR 4/4<br />

5 OD „Skałka”,ul. Świętokrzyska 0,35 6,1 4,9 360 33,7 89,8 10YR 2/3<br />

6 OD „Magnolia”, ul. Sandomierska 0,12 3,1 3,9 320 29,6 103,2 10 YR4/2<br />

7 OD „Ściegiennego”, ul. Napękowska 0,11 8,1 4,4 230 28,4 72,9 2,5 YR 3/4<br />

8 OD” Malina”, ul. Boh. Warszawy 0,56 7,3 12,8 530 78,9 91,5 2,5 Y 3/3<br />

9 OD „Społem”, ul.Wrzosowa 0,21 4,6 4,3 433 46,0 183,6 2,5 YR 4/1<br />

10 OD „Kadzielnia”, Al. Legionów 0,51 9,1 10,9 511 63,2 270,1 10YR 3/6<br />

11 OD „Chrobrego”, ul. Dąbrówki 0,60 9,6 13,9 420 37,9 377,8 10YR 2/2<br />

Analiza stężenia metali ciężkich w badanych glebach wykazała, że zawartość Cd, Cr,<br />

Cu, Mn i Pb mieści się w wartościach stężeń dopuszczalnych (tab.2), zarówno zaproponowanych<br />

przez IUNG [Kabata-Pendias i in. 1993] i Czarnowską [1995] dla gleb terenów<br />

miejskich, jak i określonych w rozporządzeniu Ministerstwa Środowiska w sprawie standardów<br />

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [2002]. Koncentracje tych pierwiastków<br />

kwalifikują analizowane gleby do gleb o naturalnej zawartości metali ciężkich (0°).<br />

107

Anna Świercz, Elżbieta Sykała<br />

Stwierdzono tylko zwiększone zawartości cynku w glebach dwóch ogrodów działkowych.<br />

Dopuszczalna zawartość cynku w glebach naturalnych wynosi 50 mg·kg -1 [Kabata-Pendias<br />

i in. 1993]. W badanych glebach zawartość Zn wynosiła od 72,9 do 377,8 mg·kg -1 ,<br />

a więc była większa od dopuszczalnej (I°). Przekroczenia dopuszczalnych zawartości<br />

cynku stwierdzono w glebach ogrodów działkowych: „Chrobrego” przy ul. Dąbrówki,<br />

377,8 mg·kg -1 , oraz w glebach „Metalowiec” przy ul. Zagnańskiej: 338 mg·kg -1 . Większe<br />

nagromadzenie cynku w poziomach powierzchniowych może być wynikiem zanieczyszczeń<br />

motoryzacyjnych [Gorlach, Gambuś 1991, Niesiobędzka, Krajewska 2007].<br />

Największe zawartości Cu, Mn, Pb, Cd i Zn występują w glebach ogrodów „Chrobrego”<br />

przy ul. Dąbrówki, „Metalowiec” przy ul. Zagnańskiej i „Kadzielnia” przy Al. Legionów. Są<br />

to gleby narażone na bezpośrednie oddziaływanie ruchu komunikacyjnego. Najniższe zawartości<br />

metali ciężkich wystąpiły w glebach ogrodu „Ściegiennego” przy ul. Napękowskiej,<br />

„Magnolia” przy ul. Sandomierskiej, „Społem” przy ul. Wrzosowej.<br />

Zawartość kadmu w badanych glebach wynosiła od 0,11 do 0,60 mg·kg -1 , przy wartości<br />

naturalnej określonej na 0,3 mg·kg -1 [Kabata-Pendias in. 1993]. Była więc nieco większa niż<br />

tło geochemiczne, ale też znacznie mniejsza niż zawartość dopuszczalna (4 mg Cd·kg -1 ),<br />

określona w rozporządzeniu Ministerstwa Środowiska [2002].<br />

Kumulacja miedzi w badanych glebach była mało zróżnicowana. Świadczy o tym zakres<br />

zawartości od 3,9 do 16,3 mg·kg -1 . Średnia zawartość miedzi mieściła się więc w zakresie<br />

naturalnych zawartości tego pierwiastka w glebach Polski (2–20 mg·kg -1 ) [Dudka<br />

1992]. Zawartość manganu oscylującą w granicach 230–530 mg·kg -1 , należy także uznać<br />

za naturalną.<br />

Zawartość naturalna ołowiu w glebach wytworzonych z utworów piaszczystych mieści<br />

się najczęściej w przedziale 10–<strong>40</strong> mg·kg -1 . W badanych glebach zakres ten wynosił<br />

od 16,7 do 78,0 mg·kg -1 i nieznacznie przekraczał zakres tła geochemicznego określonego<br />

przez Dudkę [1992].<br />

Większe zawartości metali ciężkich stwierdzono w glebach ogrodów działkowych położonych<br />

przy trasach o nasilonym ruchu komunikacyjnym, w tym kolejowym. Dodatkowym<br />

czynnikiem obarczającym gleby metalami ciężkimi może być stosowanie w nadmiarze środków<br />

ochrony roślin oraz intensywne nawożenie gleb.<br />

Optymalne i właściwe stosunki molarne w glebie zachodzące między Ca, Mg oraz K warunkują<br />

równowagę jonową w roślinach. Zakłócenie w tych proporcjach, niekorzystnie odbija<br />

się na wielkości i jakości uzyskanego plonu [Fotyma, Mercik 1992]. Zbyt szerokie stosunki molarne<br />

Ca:Mg oraz Ca:K (tab. 3) występują prawie we wszystkich badanych glebach. Jedynie<br />

w glebach OD „Metalowiec” występują wartości optymalne Ca:Mg – 1:5; Ca:K – 1:7, co świadczy<br />

o prawidłowej przyswajalności Mg i K. W glebach pozostałych ogrodów działkowych może<br />

zachodzić utrudnione pobieranie przez rośliny tych pierwiastków [Wójcikowska-Kapusta 2007].<br />

Przeprowadzone badania gleb wybranych ogrodów działkowych są fragmentem większego<br />

opracowania dotyczącego właściwości gleb miasta Kielce [Ciupa, Biernat 2006,<br />

108

Charakterystyka jakości gleb ogrodów działkowych w Kielcach<br />

Świercz 2008].Wstępne wyniki pokazały, że koncentracja metali ciężkich w analizowanych<br />

obiektach mieści się w granicach zawartości najczęściej notowanych w niezanieczyszczonych<br />

glebach Polski. Z kolei Bielińska [2006] stwierdziła, że gleby ogrodów działkowych<br />

na terenie Górnego Śląska są silnie zanieczyszczone cynkiem, ołowiem oraz<br />

kadmem. Do podobnych wniosków doszli także Wójcikowska-Kapusta [2007], Baran i in.<br />

[2007], którzy badali gleby ogrodów działkowych Śląska, Białej Podlaskiej i Lublina. Piotrowska<br />

i Koper [2007] w swoich badaniach prowadzonych na terenie Inowrocławia pokazali,<br />

że spośród jedenastu gleb ogrodów działkowych tego miasta zanieczyszczenie<br />

ołowiem, cynkiem i kadmem dotyczy jedynie obszarów trzech z nich. Wartości pH oraz<br />

inne właściwości fizykochemiczne gleby ogrodów działkowych Kielc mieszczą się w zakresie<br />

pH podawanych dla gleb innych miast Polski [Bielińska 2006, Wójcikowska-Kapusta<br />

2007].<br />

Tabela 3. Stosunki molarne Ca:Mg, Ca:K , Mg:K w glebach ogrodów działkowych Kielc<br />

Table 3. Molar intercourse of Kielce allotment garden soils<br />

Lp. Lokalizacja ogrodu Ca:Mg Ca:K Mg:K<br />

1<br />

OD „Metalowiec” – Polskie kwiaty<br />

ul. Zagnańska/Piaski<br />

4,7 7,4 0,9<br />

2 OD „Żeromskiego”, ul. Wschodnia 13,8 13,7 0,9<br />

3 OD „Żeromskiego”, ul. Morcinka 25,6 27,1 1,1<br />

4 OD „Żeromskiego”, ul. Morcinka 27,7 32,1 1,2<br />

5 OD „Skałka”, ul. Świętokrzyska 21,2 23,3 1,1<br />

6 OD „Magnolia”, ul. Sandomierska 16,5 31,5 2,3<br />

7 OD „Ściegiennego”, ul. Napękowska 26,9 31,4 1,2<br />

8 OD” Malina”, ul. Boh. Warszawy 26,3 17,7 0,7<br />

9 OD „Społem”, ul. Wrzosowa 14,2 29,1 2,1<br />

10 OD „Kadzielnia”, Al. Legionów 13,7 17,8 1,3<br />

11 OD „Chrobrego”, ul. Dąbrówki 20,3 28,8 1,4<br />

4. WNIOSKI<br />

Na podstawie wyników przeprowadzonych badań sformułowano następujące wnioski:<br />

1. Właściwości fizykochemiczne badanych gleb (zawartość C org., uziarnienie, stosunkowo<br />

wysoki odczyn, zawartość węglanów) wpłynęły na obniżenie mobilności metali ciężkich<br />

i pozwoliły na zakwalifikowanie gleb ogrodów działkowych Kielc do gleb o naturalnej<br />

zawartości metali ciężkich.<br />

2. Podwyższona koncentracja Zn (do 377,8 mg·kg –1 ) w glebach dwóch ogrodów działkowych<br />

ma charakter antropogeniczny i jest spowodowana ich położeniem przy trasie komunikacyjnej.<br />

3. Kompleks sorpcyjny gleb ogrodów działkowych Kielc charakteryzuje duże wysycenie<br />

jonami Ca 2+ , stosunki molarne zaś Ca:K oraz Ca:Mg są poszerzone, co może rzutować<br />

na przyswajalność magnezu i potasu przez rośliny.<br />

109

Anna Świercz, Elżbieta Sykała<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Baran S., Wójcikowska-Kapusta A., Żukowska G., Makuch I. 2007. Wpływ różnych<br />

źródeł zanieczyszczeń na zawartość miedzi, cynku i ołowiu w glebach i w selerach<br />

z ogródków działkowych. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 520: 441–446.<br />

Bielińska E. 2006. Charakterystyka ekologiczna gleb ogrodów działkowych z terenów<br />

zurbanizowanych. Journal of Research and Applications in Agricultural Engineering vol.<br />

51 (2): 13–16.<br />

Chodak T., Szerszeń L., Kabała C. 1995. Metale ciężkie w glebach i warzywach ogrodów<br />

działkowych Wrocławia. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 418:291–297.<br />

Ciupa T., Biernat T. 2006. Metale ciężkie w wierzchniej warstwie gleb miasta Kielce.<br />

Przemiany środowiska geograficznego Polski północno-zachodniej. W: A. Kostrzewski,<br />

J. Czerniowska (red.) Poznań: 195–202.<br />

Czarnowska K.1995. Gleby i rośliny w środowisku miejskim. Zesz. Probl. Post. Nauk<br />

Roln. 418: 11–115.<br />

Dudka S. 1992. Ocena całkowitych zawartości pierwiastków głównych i śladowych w powierzchniowej<br />

warstwie gleb Polski. R (293), IUNG, Puławy: 48.<br />

Fotyma M., Mercik S. 1992. Chemia rolna. PWN, Warszawa.<br />

Dziadek K., Wacławek W. 2005. Metale w środowisku. Cz. I. Metale ciężkie (Zn, Cu, Ni,<br />

Pb, Cd) w środowisku glebowym. Chemia. Dydaktyka. Ekologia. Meteorologia 2005 r.<br />

10, nr 1–2: 33–44.<br />

Gorlach E., Gambuś F. 1991. Desorpcja i fitotoksyczność metali ciężkich zależnie od<br />

właściwości gleby. Rocz. Glebozn. XLII (3/4):207–214.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />

Warszawa.<br />

Kabata-Pendias A., Piotrowska M., Witek T. 1993. Ramowe wytyczne dla rolnictwa:<br />

Ocena stopnia zanieczyszczeń gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. IUNG, Puławy<br />

P(53): 20.<br />

Krám P., HruškaJ., Wener B.S., Driscon Ch.T., Johnson Ch.E. 1997. The biogeochemistry<br />

of basic cations in two forest catchments with contrasting lithology in the<br />

Czech Republic. Biogeochemistry 37: 173–202.<br />

Kwiatkowska J., Maciejewska A. 2005. Wpływ materii organicznej na plon oraz<br />

zawartość i rozmieszczenie metali ciężkich w życie (Secale cereale L). Obieg pierwiastków<br />

w przyrodzie. Monografia t. III. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa:<br />

319–322.<br />

Niesiobędzka K., Krajewska E. 2007. Akumulacja metali ciężkich w glebach roślinności<br />

trawiastej przy trasach szybkiego ruchu. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych<br />

nr 31, <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa: 278–283.<br />

110

Charakterystyka jakości gleb ogrodów działkowych w Kielcach<br />

Piotrowska A., Koper J. 2007. Wpływ zwiększonej zawartości metali ciężkich na aktywność<br />

wybranych oksydoreduktaz gleb aglomeracji miejskiej. Ochrona Środowiska<br />

i Zasobów Naturalnych nr 32, <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa: 130–133.<br />

Rosada J. 2007. Ekologiczne aspekty wykorzystania obszarów objętych oddziaływaniem<br />

emisji hut miedzi do upraw rolniczych. Postępy w ochronie roślin 47 (1) 2007: 119–127.<br />

Rozporządzenie Ministerstwa Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. Dz.U. <strong>Nr</strong> 165, poz. 1359.<br />

Świercz A. 2008. Pokrywa Glebowa. W: B. Szulczewska (red.) Opracowanie ekofizjograficzne<br />

dla miasta Kielce: Kielce-Warszawa: 30–58.<br />

Wiśniowska-Kielan B., Baran A. 2004. Assessment of trace element in soil and vegetables<br />

from an allotment garden in Brzesko-Okocim. Chemia i Inżynieria Ekol. vol. 11<br />

(8): 811–821.<br />

Wójcikowska-Kapusta A. 2007. Wybrane właściwości fizykochemiczne i chemiczne<br />

gleb ogródków działkowych. Zeszyty Prob. Post. Nauk Roln. 520: 547–554.<br />

111

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Mirosław Wyszkowski*, Agnieszka Ziółkowska*<br />

ZAWARTOŚĆ WĘGLA ORGANICZNEGO I NIEKTÓRYCH<br />

MAKROPIERWIASTKÓW W GLEBIE ZANIECZYSZCZONEJ BENZYNĄ<br />

I OLEJEM NAPĘDOWYM<br />

THE CONTENT OF ORGANIC CARBON AND SOME MACROELEMENTS<br />

IN THE SOIL CONTAMINATED WITH PETROL AND DIESEL OIL<br />

Słowa kluczowe: zanieczyszczenie gleby, benzyna, olej napędowy, kompost, bentonit, tlenek<br />

wapnia, węgiel organiczny, składniki mineralne.<br />

Key words: soil contamination, petrol, diesel oil, compost, bentonite, calcium oxide, organic<br />

carbon, mineral components.<br />

The aim of the present study was to determine the effect of soil contamination with petrol<br />

and diesel oil (0, 2.5, 5 and 10 cm 3 /kg) on the concentrations of organic carbon and available<br />

form of phosphorus, potassium and magnesium - in the soil after maize’s harvest. The<br />

expected negative impact of these substances was neutralized with compost, bentonite<br />

and calcium oxide. The contamination of soil with petrol and diesel oil, and the kind of applied<br />

substance for neutralization of its effects were significant influence on content of organic<br />

carbon as well as available forms of phosphorus, potassium and magnesium in soil<br />

after maize’s harvest. In series without additions petrol and diesel oil caused a significant<br />

increase in content of organic carbon in soil. The potassium content in soil was positive correlated<br />

with progressive doses of oil-derived substances. The effect of these substances on<br />

magnesium content in soil was rather positive, especially in objects with petrol. Application<br />

of compost and bentonite to soil in objects contaminated with petrol and diesel oil caused<br />

an increase of average content of organic carbon. Bentonite caused the largest changes in<br />

content of phosphorus in soil in objects with petrol and diesel oil, however CaO only in objects<br />

with diesel oil. The application of bentonite more effectively influenced on content of<br />

* Prof. dr hab. Mirosław Wyszkowski i dr Agnieszka Ziółkowska – Katedra Chemii<br />

Środowiska, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, pl. Łódzki 4, 10-727 Olsztyn;<br />

tel.: 89 523 33 02; e-mail: miroslaw.wyszkowski@uwm.edu.pl<br />

112

Zawartość węgla organicznego i niektórych makropierwiastków w glebie zanieczyszczonej...<br />

available potassium in soil than the compost or CaO, causing a considerable increase of<br />

accumulation of this macroelement. Compost, bentonite and in smaller degree CaO caused<br />

an enlargement of content of magnesium in soil contaminated with petrol and diesel oil.<br />

Content of some coefficients, and especially the content of available magnesium was correlated<br />

with other properties of soil, the most often in objects with diesel oil.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

W ciągu ostatnich lat postępująca industrializacja światowej gospodarki doprowadziła<br />

do znacznego wzrostu konsumpcji związków petrochemicznych [Włodkowic, Tomaszewska<br />

2003, Wyszkowski i in. 2004]. Transport rosnącej ilości paliw, ich magazynowanie, dystrybucja<br />

i użytkowanie stanowią najczęstszą przyczynę licznych wycieków paliw do środowiska. Stanowią<br />

one prawie <strong>40</strong>% wszystkich zdarzeń, które mogą stwarzać nadzwyczajne zagrożenie środowiska<br />

[Warchałowska 1999]. Stopień toksyczności zarówno ropy naftowej, jak i produktów<br />

z niej pozyskiwanych, jest różny i zależy od składu chemicznego oraz struktury węglowodorów.<br />

Obecność w środowisku, w dużych stężeniach, tychże substancji jest źródłem poważnego<br />

skażenia i tym samym stanowi bezpośrednie zagrożenie wszystkich żywych organizmów<br />

zasiedlających skażony teren. Produkty naftowe stanowią zatem coraz bardziej poważny problem<br />

ekologiczny, ponieważ zanieczyszczenie nimi wód i gruntów wpływa niekorzystnie nie tylko<br />

na produkcję roślinną, ale stwarza także niebezpieczeństwo dla zdrowia ludzi i zwierząt, ponieważ<br />

większość z nich działa toksycznie na organizmy żywe [Kołwzan 2002].<br />

Substancje ropopochodne w dość istotny sposób modyfikują naturalną aktywność biologiczną<br />

[Baran i in. 2004, Kucharski, Jastrzębska 2006, Wyszkowska i in. 2002, 2006] i właściwości<br />

fizykochemiczne gleb [Wyszkowski, Ziółkowska 2006, 2007, 2008] oraz wzrost<br />

i rozwój roślin [Wyszkowski i in. 2004, Wyszkowski, Ziółkowska 2009].<br />

Powodowana przez substancje ropopochodne modyfikacja naturalnej aktywności biologicznej<br />

i właściwości fizykochemicznych gleb była właśnie przyczyną podjęcia prezentowanych<br />

w tym opracowaniu badań, których celem było określenie oddziaływania zanieczyszczenia<br />

gleby benzyną i olejem napędowym na zawartość w niej węgla organicznego oraz<br />

przyswajalnych form fosforu, potasu i magnezu. Do ograniczenia oddziaływania tych substancji<br />

zastosowano kompost, bentonit i tlenek wapnia.<br />

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />

Doświadczenie zostało wykonane w hali wegetacyjnej Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego<br />

w Olsztynie, na glebie brunatnej właściwej, wytworzonej z piasku słabogliniastego<br />

pylastego (1,0–0,1 mm – 50%; 0,1–0,02 mm – <strong>40</strong>%;

Mirosław Wyszkowski, Agnieszka Ziółkowska<br />

ność wymienna kompleksu sorpcyjnego (T) – 133 mmol(+)/kg; stopień wysycenia kationami<br />

(V) – 84,2%; zawartość C org. – 6,2 g/kg; zawartość przyswajalnych: fosforu – 27,4 mg/kg;<br />

potasu – 50,6 mg/kg i magnezu – 66,0 mg/kg.<br />

W badaniach stosowano wzrastające dawki benzyny i oleju napędowego w następujących<br />

ilościach: 0; 2,5; 5 i 10 cm 3 /kg s.m. gleby.<br />

W celu ograniczenia oddziaływania substancji ropopochodnych na glebę aplikowano<br />

kompost w ilości 30 g (3%), bentonit w ilości 20 g (2% w stosunku do masy gleby) i 50% tlenek<br />

wapnia w ilości 0,98 g Ca/kg gleby, w dawce odpowiadającej jednej pełnej kwasowości<br />

hydrolitycznej. Kompost został sporządzony z liści (44%), obornika (33%) i torfu (23%) i był<br />

kompostowany przez okres 6 miesięcy. Charakteryzowała go dość duża zawartość wapnia<br />

(15,86 g/kg s.m.), mniejsza zaś fosforu (2,32 g/kg s.m.), magnezu (1,47 g/kg s.m.) i potasu<br />

(1,33 g/kg s.m.). Bentonit był zasobny w wapń (26,72 g/kg s.m.), sód (12,11 g/kg s.m.),<br />

magnez (5,03 g/kg s.m.) i potas (2,43 g/kg s.m.), a uboższy, jeżeli chodzi o fosfor (0,47 g/kg<br />

s.m.). Tlenek wapnia wyróżniała duża zawartość Ca (347,99 g/kg s.m.), ale także znacząca<br />

zawartość magnezu (2,65 g/kg s.m.), stosunkowo niewielka natomiast zawartość potasu<br />

(0,77 g/kg s.m.) i fosforu (0,10 g/kg s.m.).<br />

Doświadczenie prowadzono w czterech powtórzeniach. Dodatkowo do wszystkich wazonów<br />

wprowadzono makro- i mikroelementy w następujących ilościach (w mg/kg gleby):<br />

N – 25 CO(NH 2<br />

) 2,<br />

P – 30 (KH 2<br />

PO 4<br />

); K – 70 (KH 2<br />

PO 4<br />

+ KCl); Mg – 50 (MgSO 4 · 7H 2<br />

O);<br />

Mn – 5 (MnCl 2 · 4H 2<br />

O); Mo – 5 [(NH 4<br />

) 6<br />

Mo 7<br />

O 24<br />

· 4H 2<br />

O]; B – 0,33 (H 3<br />

BO 3<br />

).<br />

Substancje ropopochodne, kompost, bentonit i wapno, a także makro- i mikroelementy<br />

w postaci wodnych roztworów, wymieszano z 9,5 kg gleby w momencie zakładania doświadczenia<br />

i przeniesiono do wazonów polietylenowych. Następnie wysiano łubin żółty<br />

(Lupinus luteus L.) odmiany Parys – jako roślinę główną i kukurydzę (Zea mays L.) odmiany<br />

Scandia – jako roślinę następczą. Po zbiorze łubinu żółtego, a przed siewem kukurydzy, do<br />

gleby wprowadzono dodatkowo 150 mg N/kg. .<br />

W czasie trwania badań utrzymywano wilgotność<br />

na poziomie 60% kapilarnej pojemności wodnej. Próby gleby do badań pobrano<br />

w czasie zbioru kukurydzy w fazie intensywnego wzrostu pędu.<br />

Glebę wysuszono i przesiano przez sito o średnicy oczek 1 mm. W próbach glebowych<br />

oznaczono zawartość węgla organicznego (C org.) – metodą Tiurina w dichromianie potasu<br />

z rozcieńczonym kwasem siarkowym [Lityński i in. 1976], zawartość przyswajalnego fosforu<br />

i potasu – metodą Egnera-Riehma [Panak 1997], zawartość przyswajalnego magnezu – metodą<br />

Schachtschabela [Panak 1997]. Uzyskane wyniki badań opracowano statystycznie za<br />

pomocą analizy wariancji trzyczynnikowej ANOVA, z pakietu Statistica [StatSoft, Inc. 2007].<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Zanieczyszczenie środowiska glebowego może bez wątpienia ograniczać jego funkcję<br />

ochronną, zakłócać aktywność metaboliczną, wpływać niekorzystnie na właściwości fizyko-<br />

114

Zawartość węgla organicznego i niektórych makropierwiastków w glebie zanieczyszczonej...<br />

chemiczne, a także zmniejszać żyzność oraz negatywnie wpływać na produkcję roślinną [Wyszkowski<br />

i in. 2004, Wyszkowski, Wyszkowska 2005, Wyszkowski, Ziółkowska 2009]. Na powyższe<br />

cechy bardzo duży wpływ wywierają czynniki antropogeniczne, do których można<br />

zaliczyć zanieczyszczenie gleby produktami ropopochodnymi. Zmiany niektórych właściwości<br />

gleb wskutek zanieczyszczenia produktami ropopochodnymi, a zwłaszcza składu fizyczno-chemicznego,<br />

pociągają za sobą zmiany w składzie biologicznym gleb, co w konsekwencji<br />

może prowadzić do deficytów tlenu i wody, a także przyswajalnych form azotu i fosforu [Wyszkowska,<br />

Kucharski 2000, Wyszkowski, Ziółkowska 2006, 2007, 2008].<br />

Zanieczyszczenie gleby benzyną i olejem napędowym, a także rodzaj zastosowanej<br />

substancji łagodzącej ich wpływ miały istotne oddziaływanie na zawartość węgla organicznego<br />

oraz przyswajalnych form: fosforu, potasu i magnezu w glebie po zbiorze kukurydzy.<br />

Wyższą zawartość fosforu, w odróżnieniu od potasu i C org., odnotowano w obiektach zanieczyszczonych<br />

benzyną niż olejem napędowym (tab.1). W serii bez dodatków łagodzących<br />

benzyna i olej napędowy spowodowały istotne zwiększenie zawartości węgla organicznego<br />

w glebie, na której uprawiano łubin żółty i kukurydzę. Przy dawce 10 cm 3 oleju<br />

napędowego na kg gleby zawartość C org. była o 82% (r=0,984) większa niż w wariancie<br />

kontrolnym (niezanieczyszczonym). Oddziaływanie benzyny na zawartość węgla organicznego<br />

w glebie było znacznie mniejsze niż oleju napędowego. Olej napędowy nie miał ukierunkowanego<br />

wpływu, a benzyna nie wywołała istotnych zmian zawartości fosforu w glebie<br />

w serii bez dodatków. Zawartość potasu w glebie była dodatnio skorelowana z wzrastającymi<br />

dawkami produktów ropopochodnych. Wyjątek stanowiły jedynie seria z dodatkiem kompostu,<br />

zarówno w odniesieniu do benzyny, jak i oleju napędowego.<br />

W serii bez udziału substancji łagodzących substancje ropopochodne (a zwłaszcza<br />

olej napędowy) spowodowały zwiększenie zawartości przyswajalnego potasu, odpowiednio<br />

o 43% (r=0,865) w glebie z benzyną i o 174% (r=0,922) w obiektach z olejem napędowym.<br />

Ich wpływ na zawartość magnezu w glebie był raczej dodatni, zwłaszcza w obiektach<br />

z benzyną.<br />

Stopień oddziaływania związków ropopochodnych na właściwości fizykochemiczne<br />

i biologiczne gleby jest uzależniony od wielu warunków występujących w glebie oraz poszczególnych<br />

jej właściwości. Zanieczyszczenie gleb substancjami ropopochodnymi najbardziej<br />

wpływa na zawartość węgla organicznego [Kucharski, Jastrzębska 2005, Caravaca,<br />

Roldán 2003, Riffaldi i in. 2006]. Oddziaływanie substancji ropopochodnych zależy<br />

jednak od stopnia zanieczyszczenia, ponieważ duże ich ilości powodują wzrost zawartości<br />

węgla organicznego w glebie [Obire, Nwaubeta 2002, Caravaca, Roldán 2003, Kucharski,<br />

Jastrzębska 2005, Riffaldi i in. 2006], co zostało potwierdzone w badaniach własnych autorów.<br />

Ważną rolę odgrywają: uprawa roślin (jeżeli jest możliwa) oraz drobnoustroje glebowe<br />

wykorzystujące węgiel, ponieważ substancje ropopochodne stają się dla nich źródłem węgla,<br />

a to z kolei wywołuje dynamiczny rozwój tych drobnoustrojów. Jeśli jeszcze dodatkowo<br />

zanieczyszczenie gleby substancjami ropopochodnymi jest niewielkie może dochodzić do<br />

115

Mirosław Wyszkowski, Agnieszka Ziółkowska<br />

ograniczenia zawartości węgla w glebie [Wyszkowska, Kucharski 2000, Wyszkowska i in.<br />

2002, Wyszkowski, Ziółkowska 2007, 2008].<br />

Tabela 1. Zawartość węgla organicznego, fosforu (P), potasu (K) i magnezu (Mg) w glebie po<br />

zbiorze roślin<br />

Table 1. Content of organic-C and phosphorus (P), potassium (K) and magnesium (Mg) in soil<br />

after plants harvest<br />

Dawka w cm 3 /kg gleby<br />

bez dodatków<br />

kompost<br />

Rodzaj zanieczyszczenia<br />

benzyna (Ben)<br />

olej napędowy (ON)<br />

rodzaj substancji łagodzącej działanie Ben i ON<br />

bentonit<br />

CaO<br />

średnia<br />

bez dodatków<br />

kompost<br />

bentonit<br />

CaO<br />

średnia<br />

Węgiel organiczny, g/kg<br />

0 5,03 10,65 5,<strong>40</strong> 5,03 6,53 5,03 10,65 5,<strong>40</strong> 5,03 6,53<br />

2,5 6,08 8,70 5,63 6,00 6,60 5,85 6,75 6,23 6,15 6,25<br />

5,0 6,53 7,58 6,45 4,65 6,30 7,65 8,33 8,18 6,75 7,73<br />

10,0 6,23 6,68 9,68 7,20 7,45 9,15 9,53 9,30 8,85 9,21<br />

r 0,684 * -0,9<strong>40</strong> ** 0,959 ** 0,696 * 0,762 ** 0,984 ** -0,020 0,969 ** 0,996 ** 0,946 **<br />

NIR a – 0,11 ** , b – 0,15 ** , c – 0,15 ** , a ∙ b – 0,21 ** , a ∙ c – 0,21 ** , b ∙ c – 0,30 ** , a ∙ b ∙ c – 0,43 **<br />

Fosfor (P), mg/kg<br />

0 31,76 29,4 29,8 29,03 30,00 31,76 29,<strong>40</strong> 29,8 29,03 30,00<br />

2,5 28,24 25,54 34,05 31,18 29,75 30,27 31,03 30,52 31,57 30,85<br />

5,0 30,41 31,57 32,32 30,94 31,31 31,32 32,04 32,71 29,86 31,48<br />

10,0 30,85 33,13 26,78 30,68 30,36 30,26 26,27 33,34 24,04 28,48<br />

r 0,033 0,702 * -0,577 0,517 0,379 -0,610 * -0,588 0,936 ** -0,780 ** -0,553<br />

NIR a – 0,05 ** , b – 0,08 ** , c – 0,08 ** , a ∙ b – 0,11 ** , a ∙ c – 0,11 ** , b ∙ c – 0,15 ** , a ∙ b ∙ c – 0,21 **<br />

Potas (K), mg/kg<br />

0 35,66 57,81 56,82 32,59 45,72 35,66 57,81 56,82 32,59 45,72<br />

2,5 30,55 71,62 96,66 48,82 61,91 47,81 124,57 75,52 36,68 71,15<br />

5,0 44,79 65,73 68,68 <strong>40</strong>,74 54,99 89,04 87,12 83,27 59,8 79,81<br />

10,0 50,83 51,83 107,95 51,83 65,61 97,61 67,7 121,81 69,66 89,20<br />

r 0,865 ** -0,490 0,723 * 0,748 ** 0,779 ** 0,922 ** -0,136 0,991 ** 0,949 ** 0,912 **<br />

NIR a – 0,61 ** , b – 0,86 ** , c – 0,86 ** , a ∙ b – 1,21 ** , a ∙ c – 1,21 ** , b ∙ c – 1,71 ** , a ∙ b ∙ c – 2,42 **<br />

Magnez (Mg), mg/kg<br />

0 12,04 13,76 16,79 17,41 15,00 12,04 13,76 16,79 17,41 15,00<br />

2,5 11,66 13,30 14,68 16,45 14,02 13,22 14,79 17,72 14,86 15,15<br />

5,0 12,46 17,58 14,41 12,19 14,16 13,43 15,14 19,84 14,60 15,75<br />

10,0 16,38 17,85 14,37 11,56 15,04 13,57 16,22 19,19 13,22 15,55<br />

r 0,906 ** 0,845 ** -0,750 ** -0,908 ** 0,222 0,812 ** 0,983 ** 0,770 ** -0,918 ** 0,736 **<br />

NIR a – n.i., b – 0,26 * , c – 0,26 ** , a ∙ b – n.i., a ∙ c – n.i., b ∙ c – n.i., a ∙ b ∙ c – 0,73 *<br />

Objaśnienia: NIR dla: a – rodzaju substancji ropopochodnej, b – dawki substancji ropopochodnej, c –<br />

rodzaju substancji neutralizującej; istotne dla: ** – p=0,01; * istotne dla p=0,05; n.i. – nieistotne;<br />

r – współczynnik korelacji.<br />

116

Zawartość węgla organicznego i niektórych makropierwiastków w glebie zanieczyszczonej...<br />

Prawidłowy rozwój roślin uprawnych bez wątpienia jest uzależniony od zawartości w glebie<br />

składników pokarmowych. Dimitrow i Markow [2000] wykazali, że obecność ropy naftowej<br />

r 0,865 ** -0,490 0,723 * 0,748 ** 0,779 ** 0,922 ** -0,136 0,991 ** 0,949 ** 0,912 **<br />

NIR a – 0,61 ** , b – 0,86 ** , c – 0,86 ** , a · b – 1,21 ** , a · c – 1,21 ** , b · c – 1,71 ** , a · b · c – 2,42 **<br />

w glebie istotnie zmniejsza zawartość przyswajalnych form fosforu i potasu, co częściowo zostało<br />

potwierdzone w badaniach Wyszkowskiego Magnez (Mg), i Ziółkowskiej mg/kg [2007, 2008], którzy stwierdzili,<br />

że benzyna 12,04 spowodowała 13,76 16,79 zmniejszenie 17,41 przyswajalnych 15,00 12,04 form fosforu 13,76 i potasu 16,79 oraz zwięk-<br />

17,41 15,00<br />

0<br />

2,5 szenie 11,66 zawartości 13,30 magnezu 14,68 w glebie. 16,45 Wpływ benzyny 14,02 na 13,22 koncentrację 14,79 makroelementów 17,72 14,86 był 15,15<br />

5,0 zdecydowanie 12,46 mniejszy 17,58 niż 14,41 oleju napędowego, 12,19 14,16 który wywołał 13,43 zwiększenie 15,14 zawartości 19,84 14,60 przyswajalnego<br />

15,75<br />

10,0 16,38<br />

potasu<br />

17,85<br />

i magnezu<br />

14,37<br />

w glebie.<br />

11,56<br />

Zmniejszenie<br />

15,04<br />

zawartości<br />

13,57<br />

fosforu<br />

16,22<br />

i zwiększenie<br />

19,19<br />

zawartości<br />

magnezu w glebie w wyniku oddziaływania węglowodorów ropopochodnych stwierdzili<br />

13,22 15,55<br />

r 0,906 ** 0,845 ** -0,750 ** -0,908 ** 0,222 0,812 ** 0,983 ** 0,770 ** -0,918 ** 0,736 **<br />

także Obire i Nwaubeta [2002]. Znalazło to częściowe potwierdzenie w badaniach własnych.<br />

NIR<br />

Zaaplikowane<br />

a – n.i., b – 0,26<br />

dodatki * , c<br />

łagodzące<br />

– 0,26 ** , a<br />

w<br />

· b<br />

różnorodny<br />

– n.i., a · c<br />

sposób<br />

– n.i., b<br />

wpływały<br />

· c – n.i.,<br />

na<br />

a ·<br />

zawartość<br />

b · c – 0,73<br />

C *<br />

organicznego<br />

dla: a – rodzaju i przyswajalnych substancji ropopochodnej, form pierwiastków b – dawki w glebie substancji po zbiorze ropopochodnej, testowanych c – rodzaju roślin substancji (rys.1 i 2). neutralizującej<br />

NIR<br />

istotne dla: ** – p=0,01; * istotne dla p=0,05; n.i. – nieistotne; r – współczynnik korelacji.<br />

12<br />

NIR NIR: - a - a 0,11 – 0,11 **, **, b - b 0,15 – 0,15 **, **, a a·b · b –- 0,21 **<br />

g C org / kg s.m. gleby<br />

10<br />

8<br />

6<br />

Benzyna (Ben)<br />

Olej napędowy (ON)<br />

4<br />

bez dodatków kompost bentonit CaO<br />

Rys. 1. Średnia zawartość C org w 1 kg s.m. gleby po zbiorze roślin w g; NIR dla: a – rodzaju<br />

Rys. 1. Średnia zawartość C org. w 1 kg s.m. gleby po zbiorze roślin, w g<br />

Fig. Fig. 1. 1. Average content of organic-C in in 1 kg 1 kg d.m. d.m. of soil of after soil plants after harvest plants harvest, in g in g<br />

NIR dla: a - rodzaju substancji ropopochodnej, b - rodzaju substancji łagodzącej<br />

istotne dla: ** p=0,01; * p=0,05<br />

substancji ropopochodnej, b – rodzaju substancji łagodzącej istotne dla: ** p=0,01; * p=0,05<br />

W glebie po zbiorze kukurydzy najbardziej skuteczna okazała się aplikacja kompostu<br />

Prawidłowy rozwój roślin uprawnych bez wątpienia jest uzależniony od zawartości<br />

i bentonitu, które w obiektach zanieczyszczonych benzyną i olejem napędowym spowodowały<br />

zwiększenie średniej zawartości węgla organicznego. Bentonit wywołał największe<br />

w glebie składników pokarmowych. Dimitrow i Markow [2000] wykazali, że obecność ropy<br />

zmiany w zawartości fosforu w glebie w obiektach z benzyną i olejem napędowym. Duży<br />

naftowej w glebie istotnie zmniejsza zawartość przyswajalnych form fosforu i potasu, co<br />

częściowo zostało potwierdzone w badaniach Wyszkowskiego i Ziółkowskiej [2007, 2008],<br />

wpływ wywierało także CaO, ale tylko w obiektach z olejem napędowym. Znacznie skuteczniej<br />

na zawartość przyswajalnego potasu w glebie we wszystkich przypadkach działała aplikacja<br />

bentonitu niż kompostu czy CaO, powodując znaczne zwiększenie nagromadzenia<br />

którzy tego stwierdzili, makroelementu że zarówno benzyna w obiektach spowodowała z benzyną, zmniejszenie jak i olejem przyswajalnych napędowym. Kompost, form fosforu<br />

i potasu oraz zwiększenie zawartości magnezu w glebie. Wpływ benzyny na koncentrację<br />

makroelementów był zdecydowanie mniejszy niż oleju napędowego, który wywołał<br />

bentonit i CaO oddziaływały istotnie na zawartość magnezu w glebie, wywołując zwiększenie<br />

zawartości tego składnika w obiektach zanieczyszczonych benzyną i olejem napędowym.<br />

Największy wpływ miały jednak kompost i bentonit.<br />

zwiększenie zawartości przyswajalnego potasu i magnezu w glebie. Zmniejszenie zawartości<br />

117<br />

fosforu i zwiększenie zawartości magnezu w glebie w wyniku oddziaływania węglowodorów<br />

ropopochodnych stwierdzili także Obire i Nwaubeta [2002]. Znalazło to częściowe

w glebie, wywołując zwiększenie zawartości tego składnika w obiektach zanieczyszczonych<br />

benzyną i olejem napędowym. Największy wpływ miały jednak kompost i bentonit.<br />

Mirosław Wyszkowski, Agnieszka Ziółkowska<br />

35<br />

Fosfor (P)<br />

NIR: a – 0,05 **, b – 0,08 **, a · b – 0,11 **<br />

mg P / kg s.m. gleby<br />

30<br />

25<br />

mg K / kg s.m. gleby<br />

mg Mg / kg s.m. gleby<br />

20<br />

120<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

25<br />

20<br />

15<br />

10<br />

5<br />

bez dodatków kompost bentonit CaO<br />

Potas (K)<br />

NIR: a – 0,61 **, b – 0,86 **, a · b – 1,21 **<br />

bez dodatków kompost bentonit CaO<br />

Magnez (Mg)<br />

NIR: a – n.i., b – 0,26 **, a · b – n.i. Benzyna (Ben) Olej napędowy (ON)<br />

0<br />

bez dodatków kompost bentonit CaO<br />

Rys. 2. Średnia zawartość w mg przyswajalnego fosforu (P), potasu (K) i magnezu (Mg) w 1 kg<br />

Rys. 2. Średnia zawartość mg przyswajalnego fosforu (P), potasu (K) i magnezu (Mg) w 1<br />

s.m. gleby po zbiorze roślin; NIR dla: a – rodzaju substancji ropopochodnej, b – rodzaju<br />

kg s.m. gleby po zbiorze roślin,<br />

Fig. 2. Average substancji content łagodzącej of available istotne in dla: mg ** form – p=0,01; of phosphorus * – p=0,05; n.i. (P), – nieistotne potassium (K) and magnesium<br />

Fig. 2. (Mg) Average in 1 kg content d.m. of available soil after in plants mg form harvest, of phosphorus (P), potassium (K) and magnesium<br />

NIR (Mg) dla: in 1 a kg – rodzaju d.m. of soil substancji after plants ropopochodnej, harvest. b – rodzaju substancji łagodzącej<br />

istotne dla: ** – p=0,01; * – p=0,05; n.i. – nieistotne<br />

Tabela 118 2. Współczynniki korelacji (r) między niektórymi właściwościami gleby<br />

zanieczyszczonej benzyną i olejem napędowym<br />

Table 2. Correlation coefficients (r) between some properties of soil contaminated by petrol and

Zawartość węgla organicznego i niektórych makropierwiastków w glebie zanieczyszczonej...<br />

Obliczone współczynniki korelacji prostej Pearsona wskazują na istnienie zależności<br />

między niektórymi właściwościami gleby (tab.2). Najczęściej stwierdzano istotne zależności<br />

między zawartością przyswajalnego magnezu w glebie zanieczyszczonej olejem<br />

napędowym a pH KCl<br />

, kwasowością hydrolityczną (Hh), sumą wymiennych kationów<br />

zasadowych (S), pojemnością sorpcyjną gleby (T) i stopniem wysycenia gleby kationami<br />

o charakterze zasadowym (V), zawartością azotu mineralnego (N-NH 4+<br />

, N-NO 3-<br />

)<br />

i WWA. Były one dodatnie, z wyjątkiem zależności kwasowości hydrolitycznej i zawartości<br />

N-NH 4+<br />

.<br />

Należy przy tym nadmienić, że zawartość magnezu była dodatnio skorelowana<br />

z WWA, także w obiektach zanieczyszczonych benzyną. Zawartość węgla organicznego<br />

wykazywała dodatnią korelację z zawartością N-NH 4+<br />

, przyswajalnego potasu i WWA<br />

w glebie zanieczyszczonej olejem napędowym oraz była skorelowana dodatnio z zawartością<br />

potasu i ujemnie z zawartością fosforu w obiektach z benzyną.<br />

Zaznaczyły się także istotne relacje między zawartością przyswajalnego fosforu a zawartością<br />

N-NH 4<br />

+ - +<br />

i N-NO 3<br />

w obiektach z olejem napędowym, przy czym dla N-NH 4<br />

były<br />

-<br />

one ujemne, a dla N-NO 3<br />

dodatnie. Zawartość przyswajalnego potasu była także ujemnie<br />

+<br />

skorelowana z zawartością N-NH 4<br />

w glebie zanieczyszczonej benzyną.<br />

Tabela 2. Współczynniki korelacji (r) między niektórymi właściwościami gleby zanieczyszczonej<br />

benzyną i olejem napędowym<br />

Table 2. Correlation coefficients (r) between some properties of soil contaminated by petrol and<br />

diesel oil<br />

Zmienna pH KCl<br />

Hh S T V<br />

Zawartość<br />

+ -<br />

N-NH 4 N-NO 3 C org. P K WWA<br />

Benzyna (Ben)<br />

C org. -0,25 0,20 -0,25 -0,26 -0,21 0,11 0,17 X -0,49 ** 0,51 ** 0,21<br />

P 0,07 -0,04 0,06 0,07 0,07 -0,01 0,08 -0,49 ** X -0,07 0,18<br />

K 0,18 -0,25 0,24 0,23 0,27 -0,45 ** 0,33 0,51 ** -0,07 X 0,11<br />

Mg 0,06 -0,12 0,21 0,23 0,17 -0,16 0,04 -0,07 0,24 0,13 0,50 **<br />

Olej napędowy (ON)<br />

C org. -0,20 0,17 -0,14 -0,13 -0,18 0,52 ** -0,32 X -0,20 0,49 ** 0,48 **<br />

P -0,16 0,02 -0,16 -0,17 -0,08 -0,52 ** 0,76 ** -0,20 X 0,27 -0,19<br />

K -0,14 -0,17 -0,03 -0,06 0,13 0,17 0,12 0,49 ** 0,27 X 0,42 *<br />

Mg 0,52 ** -0,57 ** 0,51 ** 0,48 ** 0,57 ** -0,34 * 0,46 ** 0,04 0,29 0,27 0,34 *<br />

Objaśnienia: Hh – kwasowość hydrolityczna, S – suma wymiennych kationów zasadowych, T – pojemność<br />

wymienna kompleksu sorpcyjnego, V – stopień wysycenia gleby kationami; ** p = 0,01; * p=0,05; n=32.<br />

Bardzo ważną rolę w obiegu składników pokarmowych odgrywa występująca w glebach<br />

substancja organiczna, której obecność decyduje o jakości środowiska glebowego<br />

i której zawartość może być zwiększana np. przez aplikację kompostów [Vouillamoz, Milke<br />

2001, Riffaldi i in. 2006, Quintern i in. 2006]. Może ona spełniać funkcję łagodzącą nieko-<br />

119

Mirosław Wyszkowski, Agnieszka Ziółkowska<br />

rzystne zmiany zachodzące w glebach zanieczyszczonych substancjami ropopochodnymi<br />

[Vouillamoz, Milke 2001, Riffaldi i in. 2006].<br />

Komposty mają również korzystny wpływ na zawartość w glebie niezbędnych dla roślin<br />

składników pokarmowych [Vouillamoz, Milke 2001, Riffaldi i in. 2006]. Badania Wyszkowskiego<br />

i Ziółkowskiej [2007, 2008] wskazują, że kompost stosowany na glebie zanieczyszczonej<br />

benzyną i olejem napędowym spowodował zwiększenie zawartości węgla organicznego,<br />

fosforu i magnezu. W badaniach własnych stwierdzono także wzrost zawartości<br />

węgla organicznego oraz przyswajalnych form potasu i magnezu. Ważną rolę w łagodzeniu<br />

skutków zanieczyszczenia gleby substancjami ropopochodnymi może odgrywać stosowanie<br />

bentonitu i wapna. W wykonanym doświadczeniu największy wpływ na badane właściwości<br />

gleby miał bentonit, który ma korzystne właściwości fizykochemiczne, a zwłaszcza<br />

zdolność pęcznienia i pochłaniania wody [Ito 2006]. W doświadczeniu Boskovic-Rakocevic<br />

i in. [2004] oraz Wyszkowskiego i Ziółkowskiej [2007, 2008] dodatek bentonitu i tlenku wapnia<br />

do gleby spowodował zwiększenie zawartości składników przyswajalnych dla roślin<br />

(głównie fosforu i potasu), przy czym bentonit w badaniach Wyszkowskiego i Ziółkowskiej<br />

[2007, 2008] miał znacznie większy wpływ niż tlenek wapnia.<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Zanieczyszczenie gleby benzyną i olejem napędowym, a także rodzaj zastosowanej<br />

substancji łagodzącej ich wpływ miały istotne oddziaływanie na zawartość węgla organicznego<br />

oraz przyswajalnych form fosforu, potasu i magnezu w glebie po zbiorze kukurydzy.<br />

2. W serii bez dodatków łagodzących benzyna i olej napędowy spowodowały istotne zwiększenie<br />

zawartości węgla organicznego w glebie. Zawartość potasu w glebie była dodatnio<br />

skorelowana z wzrastającymi dawkami produktów ropopochodnych. Ich wpływ na<br />

zawartość magnezu w glebie był raczej dodatni, zwłaszcza w obiektach z benzyną.<br />

3. Aplikacja kompostu i bentonitu w obiektach zanieczyszczonych benzyną i olejem napędowym<br />

spowodowały zwiększenie średniej zawartości węgla organicznego. Bentonit<br />

wywołał największe zmiany w zawartości fosforu w glebie w obiektach z benzyną<br />

i olejem napędowym, a CaO tylko w obiektach z olejem napędowym. Znacznie skuteczniej<br />

na zawartość przyswajalnego potasu w glebie we wszystkich przypadkach<br />

działała aplikacja bentonitu niż kompostu czy CaO, powodując znaczne zwiększenie<br />

nagromadzenia tego makroelementu. Kompost, bentonit i w mniejszym stopniu CaO<br />

powodowały zwiększenie zawartości magnezu w glebie zanieczyszczonej benzyną<br />

i olejem napędowym.<br />

4. Zawartość niektórych wskaźników, w tym zwłaszcza przyswajalnego magnezu, wykazywała<br />

powiązanie z innymi właściwościami gleby, najczęściej w obiektach z olejem napędowym.<br />

120

Zawartość węgla organicznego i niektórych makropierwiastków w glebie zanieczyszczonej...<br />

Badania wykonane w ramach projektu własnego MNiSW nr 2P06S01628.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Baran S., Bielińska E.J., Oleszczuk P. 2004. Enzymatic activity in an airfield soil polluted<br />

with polycyclic aromatic hydrocarbons. Geoderma 118 (3-4): 221–232.<br />

Boskovic-Rakocevic L., Ubavic M., Jakovljevic M., Milivojevic J. 2004. Effects<br />

of pseudogley chemical amelioration on the changes in soil and plant phosphorus<br />

and potassium contents. J. Agricult. Sci. 49 (2): 149–158.<br />

Caravaca F., Roldán A. 2003. Assesing changes in physical and biological properties in<br />

a soil contaminated by oil sludges under semiarid Mediterranean conditions. Geoderma<br />

117: 53–59.<br />

Dimitrow D.N., Markow E. 2000. Behaviour of available forms of N, P, and K in soils<br />

polluted by oil products. Poczwoznanie, Agrochimija i Ekologia 35 (3): 3–8.<br />

Ito H. 2006. Compaction properties of granular bentonite. App. Clay Scien. 31: 4-55.<br />

Kołwzan B. 2002. Wykorzystanie mikroorganizmów do oczyszczania gruntów skażonych<br />

produktami naftowymi. Inż. Ekol. 7: 36–44.<br />

Kucharski J., Jastrzębska E. 2005. Effects of heating oil on the count of microorganisms<br />

and physico-chemical properties of soil. Polish J. Environ. Stud. 14 (2): 189–198.<br />

Kucharski J., Jastrzębska E. 2006. Effect of heating oil on the activity of soil enzymes<br />

and the yield of yellow lupine. Plant Soil Environ. 52 (5): 220–226.<br />

Lityński T., Jurkowska H., Gorlach E. 1976. Analiza chemiczno-rolnicza.<br />

PWN, Warszawa: 129–132.<br />

Obire O., Nwaubeta O. 2002. Effects of refined petroleum hydrocarbon on soil physicochemical<br />

and bacteriological characteristics. J. App. Sci. Environ. Managem. 6 (1): 39–44.<br />

Panak H. (red.) 1997. Przewodnik metodyczny do ćwiczeń z chemii rolnej. Wyd. ART. Olsztyn:<br />

242.<br />

Quintern M., Lein M., Joergensen R.G. 2006. Changes in soil-biological quality indices<br />

after long-term addition of shredded shrubs and biogenic waste compost. J. Plant<br />

Nutrit. Soil Sci. 169 (4): 488–493.<br />

Riffaldi R., Levi-Minzi R., Cardelli R., Palumbo S., Saviozzi A. 2006. Soil biological<br />

activities in monitoring the bioremediation of diesel oil-contaminated soil. Water Air<br />

Soil Pollution 170 (1–4): 3–15.<br />

StatSoft, Inc. 2007. STATISTICA (data analysis software system), version 8.0. www.<br />

statsoft.com.<br />

Vouillamoz J., Milke M.W. 2001. Effect of compost in phytoremediation of diesel-contaminated<br />

soils. Water Sci. Techn. 43 (2): 291–295.<br />

Warchałowska T. 1999. Analiza zdarzeń mogących spowodować nadzwyczajne zagrożenie<br />

środowiska w I kwartale 1999 roku. Raport GIOŚ. Warszawa.<br />

121

Mirosław Wyszkowski, Agnieszka Ziółkowska<br />

Włodkowic D., Tomaszewska B. 2003. Podstawy technologii fitoremediacji zanieczyszczeń<br />

ropopochodnych. W: Mat. Konf. Nauk. nt. „Zanieczyszczenia środowiska<br />

produktami naftowymi, ich monitoring i usuwanie w aspekcie procesu integracji z Unią<br />

Europejską”. Ustronie Morskie: 43–51.<br />

Wyszkowska J., Kucharski J. 2000. Biochemical properties of soil contaminated by<br />

petrol. Polish J. Environ. St. 9 (6): 479–485.<br />

Wyszkowska J., Kucharski J., Wałdowska E. 2002. The influence of diesel oil contamination<br />

on soil enzymes activity. Rostl. Vyr. 48 (2): 58–62.<br />

Wyszkowska J., Kucharski M., Kucharski J. 2006. Application of the activity of soil<br />

enzymes in the evaluation of soil contamination by diesel oil. Polish J. Environ. Stud.<br />

15 (3): 499–504.<br />

Wyszkowski M., Wyszkowska J. 2005. Effect of enzymatic activity of diesel oil contaminated<br />

soil on the chemical composition of oat (Avena sativa L.) and maize (Zea<br />

mays L.). Plant, Soil, Environ. 51 (8): 360–367.<br />

Wyszkowski M., Wyszkowska J., Ziółkowska A. 2004. Effect of soil contamination<br />

with diesel oil on yellow lupine yield and macroelements content. Plant, Soil, Environ.<br />

50 (5): 218–226.<br />

Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2006. Zawartość azotu mineralnego w glebie zanieczyszczonej<br />

substancjami ropopochodnymi. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 513: 563–573.<br />

Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2007. Content of organic carbon and mineral components<br />

in soil contaminated with petroleum-derived substances. Proceedings of SECO-<br />

TOX Conference and the International Conference on Environmental Management, Engineering,<br />

Planning and Economics (eds. Kungolos A. et al.) 1: 77–82.<br />

Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2008. Effect of petrol and diesel oil on content of organic<br />

carbon and mineral components in soil. Am.-Eurasian J. Sustain. Agric. 2 (1):<br />

54–60.<br />

Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2009. Role of compost, bentonite and calcium oxide<br />

in restricting the effect of soil contamination with petrol and diesel oil on plants. Chemosphere<br />

74: 860–865.<br />

122

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Alena Vollmannova*, Peter Jezo**, Julius Arvay**<br />

Soil hygiene in vicinity of industrial enterprises<br />

in Middle Povazie region<br />

Stan sanitarny gleby w sąsiedztwie zakładów<br />

przemysłowych w rejonie Środkowego POVAZIE<br />

Słowa kluczowe: stan sanitarny gleby, metale ciężkie, zanieczyszczenia, środowisko.<br />

Key words: soil hygiene, heavy metals, pollution, environment.<br />

Celem badań prezentowanych w niniejszym opracowaniu była ocena stanu sanitarnego<br />

gleby w aspekcie zawartości metali ciężkich: kadmu, ołowiu, cynku i miedzi w wybranych<br />

miejscach regionu środkowego Povazia. Poddany badaniom teren wykorzystywany jest<br />

rolniczo i znajduje się w sąsiedztwie dwóch dominujących zakładów przemysłowych: zakładów<br />

przemysłu gumowego i cementowni.<br />

Wpływ tych dwóch emiterów jest źródłem zanieczyszczenia badanej gleby. Wartość odczynu<br />

pH gleby mierzona w roztworze chlorku potasu zawierała się w przedziale 4,06 – 4,79,<br />

co oznacza silną ich kwasowość. Zawartość kadmu (0,60 mg·kg -1 – 0,84 mg·kg -1 ) w ekstrakcie<br />

glebowym mierzona była w dwóch poziomach glebowych i była od 3 do 20% większa od<br />

zawartości dopuszczalnej określonej w odnośnym krajowym akcie prawnym (220/2004), co<br />

oznacza zanieczyszczenie gleby tym pierwiastkiem.<br />

Podobne wyniki uzyskano, jeżeli chodzi o zawartość ołowiu w glebie, gdzie przekroczenie<br />

dopuszczalnych wartości wynosiło od 10 do 90% (zmierzone wartości stężeń wynosiły:<br />

0,095 mg·kg -1 – 0,190 mg·kg -1 ). Stwierdzone w badaniach zawartości miedzi i cynku w glebie<br />

były mniejsze od dopuszczalnych norm.<br />

Niska wartość pH w KCl oraz zwiększona zawartość kadmu i ołowiu w glebie wskazują, że potencjalną<br />

przyczyną jej zanieczyszczenia jest działalność przemysłowa w badanym regionie.<br />

* Doc. RNDr. Alena Vollmannová, PhD., Dep. of Chemistry, Faculty of Biotechnology and<br />

Food Sciences, Slovak University of Agriculture, Tr. A. Hlinku 2, 949 76 Nitra, Slovak<br />

Republic; tel.: 421 137 641 43 74; e-mail: alena.vollmannova@uniag.sk<br />

** Ing. Peter Ježo, ing. Július Árvay, Dep. of Chemistry, Faculty of Biotechnology and Food<br />

Sciences, Slovak University of Agriculture, Dep. of Chemistry, Faculty of Biotechnology and<br />

Food Sciences, Slovak University of Agriculture, adres j.w.<br />

123

Alena Vollmannova, Peter Jezo, Julius Arvay<br />

Wyniki badań potwierdzają konieczność monitorowania zawartości metali ciężkich w glebie<br />

oraz w produktach rolnych w sąsiedztwie źródeł zanieczyszczeń w celu zapewnienia bezpieczeństwa<br />

żywności.<br />

1. Introduction<br />

The atmosphere of northern hemisphere was and still is contaminated by exhalats from<br />

energetics, transport, agriculture and especially from industry. The Slovak Republic covers<br />

49,034.55 km 2 , of which 49.53% is agricultural land, <strong>40</strong>.93% percent is forested land and<br />

1.91% is constituted by water sources.<br />

The state of the environment is differentiated and is caused by social and economic activities.<br />

Loaded areas represent approximately 10% of the SR territory.<br />

The soil as a starting place for input of risk substances into a human food chain is continually<br />

monitored in our country [Hegedüsová 1999, Tóth et al. 2004, Hronec et al. 2006<br />

etc]. The necessity to monitor the soil contaminant contents is especially important in vicinity<br />

of industrial sources from the aspect of food safety and quality assurance.<br />

The aim of this work is to asses the status of soil hygiene from the point of Cd, Pb, Cu<br />

and Zn soil contents at the selected locality with agricultural production situated in the region<br />

of Middle Povazie in vicinity of two important industrial enterprises: the rubber corporation<br />

and the cement mill. The potential influence of these two emitting sources on the soil content<br />

of risk elements is investigated.<br />

2. Material and methods<br />

Soil samples were taken from the site Háje with the acreage 7.8 ha, located in cadastre<br />

area managed by the agricultural co-operative in village Mestečko 1 km southeastern from<br />

the town Púchov. Localisation coordinates of the site are 49°06,250´ of northern latitude<br />

and 18°20,00´ of eastern longitude. Bonitation soil-ecological unit of this area is 0763<strong>40</strong>2.<br />

Soil type: KMm – Eutric Cambisol associated with Stagni – Eutric Cambisols from weathering<br />

products of sandstone – claystone rocks (flysh), soil texture: sh loam.<br />

The sampling sites determination was done by covering of borders of the key site by<br />

raster, their distances inside the site presented sampling sites. Site borders were gained<br />

with navigation apparatus GPS MAP 60 Cx GARMIN (GPS). After data transfer about position<br />

and above sea level into the program OziExplorer the borders were adapted and covered<br />

by raster with density of lattice of 5 seconds. Sampling places with the accuracy ± 2<br />

meters were determined with GPS. The site borders were defined by 6 points, their above<br />

sea level ranged from 241.1 to 330.4 m. Sampling sites are presented on Figure 1.<br />

After localization of sampling point we had done taking of the soil on this place by valid methods<br />

from two horizons (A: 0–0.2 m; B: 0.3–0.45 m) with pedological probe GeoSampler fy. Fisher.<br />

124

Soil hygiene in vicinity of industrial enterprises in Middle Povazie region<br />

Pseudototal content of Zn, Cu, Cd and Pb including all of the forms besides residual<br />

fraction of metals was assessed in solution of aqua regia and content of mobile forms of selected<br />

heavy metals in soil extract of NH 4<br />

NO 3<br />

(c = 1 mol·dm -3 ). Gained results were evaluated<br />

according to Law 220/2004.<br />

Analytical ending was flame AAS (AAS Varian AA Spectr DUO 2<strong>40</strong> FS/2<strong>40</strong>Z/UltrAA).<br />

Fig. 1. Sampling sites in locality Háje<br />

Rys. 1. Sieć kontrolno-pomiarowa Fig. 1. w Háje Sampling sites in locality Háje<br />

Rys. 1. ...................................................<br />

3. Results and discussion<br />

3. RESULTS AND DISCUSSION<br />

In Table 1 the values of the determined soil reaction and Cd, Pb, Zn and Cu content in<br />

the soil<br />

In Table<br />

horizon<br />

1 the<br />

A<br />

values<br />

are presented.<br />

of the determined soil reaction and Cd, Pb, Zn and Cu content in the<br />

soil horizon A are presented.<br />

Table 1. Soil reaction and heavy metal contents (mg·kg -1 ) in soil horizon A<br />

Tabela<br />

Table<br />

1. Odczyn<br />

1. Soil reaction<br />

gleby i zawartość<br />

and heavy<br />

metali<br />

metal contents<br />

ciężkich<br />

(mg.kg<br />

w warstwie -1 ) in soil<br />

gleby<br />

horizon<br />

A<br />

A<br />

Tabela. 1. ….<br />

Sampling pH Soil extract Soil extract by aqua by regia aqua (mg·kg regia Soil of 1mol.dm -3 NH 4 NO 3<br />

No. Sampling<br />

pH<br />

) Soil extract of 1mol·dm -3 NH<br />

(mg.kg -1 )<br />

(mg.kg -1 4<br />

NO 3<br />

(mg·kg -1 )<br />

No.<br />

)<br />

point (KCl) (KCl) Cd Pb Zn Cu Cd Pb Zn Cu<br />

point<br />

Cd Pb Zn Cu Cd Pb Zn Cu<br />

1. 1. 1A 1A 4.72 4.72 0.72 0.72 21.0 21.0 52.0 12.80 0.015 0.110 0.410 0,100 0,100<br />

2. 2. 2A 2A 7.38 7.38 0.84 0.84 24.2 57.0 17.60 0.030 0.1<strong>40</strong> 0.430 0,110 0,110<br />

3. 3. 3A 3A 4.06 4.06 0.72 0.72 24.2 54.0 15.80 0.021 0.115 0.565 0,075 0,075<br />

4. 4. 4A 4A 4.59 4.59 0.84 0.84 24.6 24.6 62.6 18.<strong>40</strong> 0.018 0.120 0.505 0,090 0,090<br />

5. 5. 5A 5A 4.42 4.42 0.66 0.66 21.6 21.6 55.2 55.2 14.80 14.80 0.029 0.029 0.145 0.655 0,095 0,095<br />

6. 6. 6A 6A 4.79<br />

4.79<br />

0.64<br />

0.64<br />

23.6<br />

23.6<br />

57.8<br />

57.8<br />

16.20<br />

16.20<br />

0.027<br />

0.027<br />

0.125<br />

0.125 0.260<br />

0.260<br />

0,100<br />

0,100<br />

Average 4.99 0.74 23.20 56.43 15.93 0.023 0.126 0.471 0.095<br />

Average 4.99 0.74 23.20 56.43 15.93 0.023 0.126 0.471 0.095<br />

Min 4.06 0.64 21.00 52.00 12.80 0.015 0.110 0.260 0.075<br />

Min 4.06 0.64 21.00 52.00 12.80 0.015 0.110 0.260 0.075<br />

Max 7.38 0.84 24.6 62.6 18.<strong>40</strong> 0.030 0.145 0.655 0.110<br />

Max 7.38<br />

SD 1.20<br />

0.84<br />

0.09<br />

24.6<br />

1.52<br />

62.6<br />

3.67<br />

18.<strong>40</strong><br />

2.00<br />

0.030<br />

0.006<br />

0.145<br />

0.014 0.137<br />

0.655<br />

0.012<br />

0.110<br />

Hygienic<br />

SD<br />

limit * 1.20 0.09 0.70 1.52 70.0 3.67 150.0 2.00 60.0 0.006 0.100 0.014 0.100 2.000 0.137 1.000 0.012<br />

Hygienic limit* 0.70 70.0 150.0 60.0 0.100 0.100 2.000 1.000<br />

* Law 220/2004<br />

* Law 220/2004.<br />

The values of the soil reaction pH/KCl in the observed locality in horizon A are in interval<br />

4.06 - 4.79, it means that the soil is extremely till strongly acid (Fig. 2).<br />

125

Alena Vollmannova, Peter Jezo, Julius Arvay<br />

The values of the soil reaction pH/KCl in the observed locality in horizon A are in interval<br />

4.06–4.79, it means that the soil is extremely till strongly acid (Fig. 2).<br />

The Cd content Fig. 2. Values in soil of the extract soil reaction by aqua pH/KCl regia in locality was in Háje soil (A horizon) A by 3% – 20% higher than<br />

Fig. 2 Values of the soil reaction pH/KCl in locality Háje (A horizon)<br />

hygienic limit<br />

Rys. 2. Odczyn pH/KCl gleby w obszarze Háje (warstwa A)<br />

Rys. value 2.......................................................................................................<br />

given by Law 220/2004 (Fig. 3). It means, that soil contamination by Cd<br />

was analytically The confirmed. Cd content in soil extract by aqua regia was in soil horizon A by 3% – 20% higher<br />

The Cd content in soil extract by aqua regia was in soil horizon A by 3% higher than<br />

than hygienic limit value given by Law 220/2004 (Fig. 3). It means, that soil contamination<br />

by Cd was analytically confirmed.<br />

hygienic limit value given by Law 220/2004 (Fig. 3). It means, that soil contamination by Cd<br />

was analytically confirmed.<br />

Fig. 2 Values of the soil reaction pH/KCl in locality Háje (A horizon)<br />

Rys. 2.......................................................................................................<br />

Fig. 3. Cd content in soil extract by aqua regia in locality Háje (A horizon)<br />

Fig. 3. Cd content in soil extract by aqua regia in locality Háje (A horizon)<br />

Rys. 3. Zawartość kadmu w wodnym ekstrakcie gleby w obszarze Háje (warstwa A)<br />

Rys. 3. ............................................................................................................<br />

126<br />

Fig. 3. Cd content in soil extract by aqua regia in locality Háje (A horizon)<br />

The legislative critical value in relationship to grown plant determined in soil extract of

Soil hygiene in vicinity of industrial enterprises in Middle Povazie region<br />

The legislative critical value in relationship to grown plant determined in soil extract of<br />

NH 4<br />

NO 3<br />

was in horizon A only for Pb soil content by 10% – 45% exceeded (Fig. 4).<br />

Fig. 4. Pb content in soil extract by NH 4<br />

NO 3<br />

in locality Háje (A horizon)<br />

Fig. 4. Pb content in soil extract by NH 4 NO 3 in locality Háje (A horizon)<br />

Rys. 4. Zawartość ołowiu w ekstrakcie NH 4<br />

NO 3<br />

w obszarze Háje (warstwa A)<br />

Rys. 4. ..........................................................................................................<br />

The Cu and Zn soil contents in horizon A are below their hygienic limits (Fig. 5, 6).<br />

The Cu and Zn soil contents in horizon A are below their hygienic limits (Fig. 5, 6).<br />

Fig. 5. Cu content in soil extract<br />

Rys. 5. Zawartość miedzi w ekstrakcie glebowym<br />

127

Alena Vollmannova, Peter Jezo, Julius Arvay<br />

Fig. 6. Zn content in soil extract by aqua regia in locality Háje (A horizon)<br />

Rys. 6. Zawartość cynku w wodnym ekstrakcie gleby w obszarze Háje (warstwa A)<br />

Fig. 5. Cu content in soil extract<br />

by aqua regia in locality Háje (A horizon)<br />

Fig. 6. Zn content in soil extract<br />

by aqua regia in locality Háje (A horiz<br />

The similar situation was observed also in horizon B (Tab. 2). Also in horizon B was<br />

the determined value of the soil reaction extremely till strongly acid. From observed heavy<br />

The similar situation was observed also in horizon B (Tab. 2). Also in horizon B was<br />

metals only Cd and Pb can be considered as risky elements. The Cd content in soil extract<br />

by aqua regia was in soil horizon B in three sample points by 6% – 20% higher than<br />

hygienic limit value given by Law 220/2004. In another two points the determined values<br />

were on the level of hygienic limit. It means, that soil contamination by Cd was analytically<br />

confirmed.<br />

determined value of the soil reaction extremely till strongly acid. From observed heavy me<br />

only Cd and Pb can be considered as risky elements. The Cd content in soil extract by aq<br />

regia was in soil horizon B in three sample points by 6% – 20% higher than hygienic li<br />

value given by Law 220/2004. In another two points the determined values were on the le<br />

of hygienic limit. It means, that soil contamination by Cd was analytically confirmed.<br />

Table 2. Soil reaction and heavy metal contents (mg·kg -1 ) in soil horizon B<br />

Tabela 2. Odczyn gleby i zawartość metali ciężkich w warstwie gleby B<br />

No.<br />

Sampling<br />

point<br />

pH<br />

(KCl)<br />

Soil extract by aqua regia (mg·kg -1 ) Soil extract of 1mol·dm -3 NH 4<br />

NO 3<br />

(mg·kg -1 )<br />

Cd Pb Zn Cu Cd Pb Zn Cu<br />

1. 1B 4.54 0.70 21.8 50.2 13.<strong>40</strong> 0.023 0.135 0.500 0.105<br />

2. 2B 4.36 0.84 24.2 62.6 21.00 0.034 0.190 0.475 0.115<br />

3. 3B 4.12 0.70 22.8 52.2 16.<strong>40</strong> 0.024 0.115 0.320 0.110<br />

4. 4B 4.77 0.78 24.6 64.8 19.20 0.019 0.125 0.420 0.080<br />

5. 5B 4.52 0.60 21.8 54.6 14.20 0.017 0.095 0.345 0.075<br />

6. 6B 4.72 0.74 23.0 58.4 17.<strong>40</strong> 0.027 0.145 0.275 0.095<br />

Average 4.51 0.73 23.03 57.1 16.93 0.024 0.134 0.389 0.097<br />

Min 4.12 0.60 21.80 50.2 13.<strong>40</strong> 0.017 0.095 0.275 0.075<br />

Max 4.77 0.84 24.6 64.8 21.00 0.034 0.190 0.500 0.115<br />

SD 0.24 0.08 1.18 5.8 2.90 0.006 0.032 0.090 0.016<br />

Hygienic limit* 0.70 70.0 150.0 60.0 0.100 0.100 2.000 1.000<br />

* Law 220/2004.<br />

128

Soil hygiene in vicinity of industrial enterprises in Middle Povazie region<br />

The legislative critical value determined in soil extract of NH 4<br />

NO 3<br />

was in horizon B only<br />

for Pb soil content in all sample points with exception of point No. 5 exceeded. The enhancement<br />

was in interval 15% – 90% above the maximal available value given by the legislative.<br />

High contents of heavy metals in the soil represent a potential risk for the human health.<br />

In soil and in agricultural plants cultivated on the metallic contaminated soil the synergic and<br />

antagonistic effects between different risk elements [Bystrická et al. 2008], but also between<br />

heavy metals and some nutritive components of plant foods are confirmed [Vollmannová et<br />

al. 2007, Musilová et al. 2009a, 2009b etc.].<br />

4. Conclusion<br />

Low pH/KCl values and enhanced Cd and Pb soil contents indicate the potential causal<br />

connection with industrial activity in region of Middle Povazie. The results confirm the necessity<br />

of risk metal monitoring in the soil as well as in the agricultural production in vicinity<br />

of potential pollution sources because of food chain safety assurance.<br />

Acknowledgement: The work was supported by grants KEGA 3/5081/07,<br />

VEGA 1/0030/09, APVV SK-Sl-0008-08.<br />

REFERENCES<br />

Bystrická, j., Musilová, J., Tóth, T. 2008. The possibilities of cadmium uptake lowering<br />

by seeds of legumines with the application of Zn 2+ into the soil. In Slovak Journal<br />

of Animal Science 41 (4): 197.<br />

Hegedüsová A. 1999. Heavy metals (Cd. Pb. Hg) in soils of the South Slovakia and hygienic<br />

state of cultivated vegetables. Dissertation Work. Nitra: 20–30.<br />

Hronec O., Holobradý K., Tóth T. 2004. Old alkaline environmental loads of soils in<br />

Slovakia. In Acta regionalia et environmentalica 3 (2): 2006:32–35.<br />

Musilová J., Bystrická J., Tomáš J., Poláková Z., Melicháčová S. 2009. Changes<br />

of Vitamin C Content in Relation to the Range of Accumulation of Cd, Pb and Zn in<br />

Potato Tubers. In Czech Journal of Food Sciences 27 (Special Issue): 192–194.<br />

Musilová J., TÓTH T., Árvay J. 2009. Contents of Heavy Metals in Different Saccharides<br />

Fractions of Potato Tubers. In Czech Journal of Food Sciences 27 (Special Issue): 382–385.<br />

TÓTH T., TOMÁŠ J., VOLLMANNOVÁ A., LAHUČKÝ L., DUCSAY L., VARGA L. 2004. Kontaminácia<br />

pôd v okolí chemického podniku Chemko Strážske. In Chemické Listy 98 (11): 1063.<br />

Vollmannová A., Urminská D., Melicháčová S., Harangozo Ľ., Timoracká<br />

M. 2007. Polyphenolic compounds with antioxidant activity in buckwheat grown in the<br />

metallic burden soil. In Synthetic an Natural Compounds in Cancer Therapy and Prevention.<br />

International Conference ERDF of European Union 28–30.3.2007, Bratislava: 84.<br />

129

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Marta Wardas*, Aleksander Biel**<br />

Wpływ aktywności człowieka na zmiany właściwości<br />

fizykochemicznych gruntów w nawarstwieniach<br />

kulturowych w rejonie północnej części Małego Rynku<br />

w Krakowie<br />

The impact of human activities on the physicochemical<br />

changes in the soil in cultural strata in the area<br />

of northern part of the Mały Rynek Square in Krakow<br />

Słowa kluczowe: grunty, nawarstwienia kulturowe, metale ciężkie.<br />

Key words: soil, cultural strata, heavy metals.<br />

Archaeological surveys conducted at the Mały Rynek Square since 2007 made it possible<br />

to perform various analyses of the strata soil, like those for heavy metal content (Cd, Cr, Ni,<br />

Cu, Pb, Zn, Mn and Fe), inorganic anions, pH, electrolytic conductivity and organic matter<br />

content. The utmost attention was paid to the changes in the chemical composition of functional<br />

levels. The concentrations of heavy metals, particularly Cu and Pb, were discussed in<br />

the context of the origin and ways of transport, taking into account the proximity of the Main<br />

Market Square. The geochemistry of the strata may yield lots of additional information about<br />

how people functioned and the role of objects in the given area.<br />

The purpose of geochemical studies was to determine the degree and character of the impact<br />

of human activities on the changes in physicochemical properties of the soil in the strata.<br />

The soil quality was treated as a representative indicator of historical anthropopression, useful<br />

for the determination of the origin and the degree of environmental transformation of our<br />

* Dr inż. Marta Wardas – Zakład <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Katedra Geologii Ogólnej, <strong>Ochrony</strong><br />

Środowiska i Geoturystyki, Wydział Geologii, Geofizyki i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Akademia<br />

Górniczo-Hutnicza, Al. A. Mickiewicza 30; 30-059 Kraków; tel.: 12 617 35 57;<br />

e-mail: mw@geol.agh.edu.pl<br />

** Mgr inż. Aleksander Biel – Zakład Geodezji Środowiskowej, Państwowy <strong>Instytut</strong><br />

Geologiczny, ul. Rakowiecka 4, 00-975 Warszawa; tel.: 22 849 53 51 wew. 279;<br />

e-mail: abiel@pgi.gov.pl<br />

130

Wpływ aktywności człowieka na zmiany właściwości fizykochemicznych gruntów...<br />

ancestors. The tests were performed for samples from the archaeological digs IX and IXN.<br />

Samples from the southern part of dig IXS and from dig XIS (southern wall) are still being<br />

tested. Summarising analysis of Pb and Cu, both in profile IX and IXN, allows determining<br />

three extrema, at the depths of 70, 117 and 194 cm below ground level and 144, 194 and<br />

170 cm below ground level, respectively, listing them hierarchically.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Badania archeologiczne na Małym Rynku wykazały obecność dwumetrowej miąższości<br />

nawarstwień historycznych, powstałych w tym miejscu m.in. w wyniku istnienia przez kilkaset<br />

lat placu targowego. Już w okresie przedlokacyjnym Mały Rynek był zasiedlony i wykorzystywany<br />

gospodarczo, dawniej zwano go Wendetą, Tandetą lub Rynkiem Rzeźnickim<br />

[Kędar i in. 1999, Zaitz 2004, 2006, Zaitz, Zaitz 2007]. Wokół rynku biegły ważne drogi gospodarcze<br />

i dojazdowe do międzynarodowych traktów handlowych, a od co najmniej drugiej<br />

połowy XIV w. funkcjonowała rozbudowana sieć przewodów wodociągowych, którymi doprowadzano<br />

wodę do Rynku. System odprowadzania spłukiwanych ścieków z mycia i prania<br />

zorganizowany był w postaci biegnących środkiem ulicy, dość prymitywnych, otwartych<br />

rynsztoków i kanałów (zlikwidowanych dopiero w XIX w.). Obecność wody w mieście, wobec<br />

faktu istnienia, stosunkowo blisko, znacznego źródła ołowiu i miedzi, jakim była Waga<br />

Wielka na Rynku Głównym, stwarzała dogodne warunki do łatwego wymywania i przemieszczania<br />

się zanieczyszczeń [Jelicz 1966, Wardas i in. 2006a, 2006b]. Miąższość osadów<br />

zawierających artefakty, dzięki którym jest możliwe określenie czasu uformowania poziomów<br />

nawarstwień, osiąga miejscami 150 cm [Zaitz, Zaitz 2008].<br />

2. Metodyka i badania chemiczne nawarstwień<br />

Celem badań jest próba określenia stopnia i charakteru wpływu aktywności człowieka<br />

na zmiany właściwości fizykochemicznych gruntów w nawarstwieniach, zwłaszcza w warstwach<br />

z poziomami użytkowymi. Szczególną uwagę zwraca się na obecność w gruntach<br />

mikroartefaktów, jak i ekofaktów, gdzie zza te ostatnie uważa się nagromadzenie organicznych<br />

lub środowiskowych pozostałości.<br />

Zabytki ruchome i inne elementy obecne w nawarstwieniach Małego Rynku mogą<br />

w sposób znaczący wpływać na właściwości geochemiczne poszczególnych warstw gruntów.<br />

Tego typu wystąpienia, których istnienie lub tylko nikłe pozostałości niekiedy mogą<br />

ujawniać w gruntach jedynie różnego rodzaju indykatory fizykochemiczne, w pełni i prawidłowo<br />

odczytane są pomocne w uszczegółowieniu informacji na temat sposobów wykorzystywania<br />

badanego miejsca oraz w ocenie jakości ekosystemu ludzi żyjących w Krakowie,<br />

nawet w odległej przeszłości [Wardas i in. 2008]. Badania gruntów wykonano na próbkach<br />

pochodzących z dwóch profili nawarstwień historycznych, odsłoniętych w wykopach arche-<br />

131

Marta Wardas, Aleksander Biel<br />

ologicznych na Małym Rynku w 2007 r. Opróbowanie zrealizowano wiosną dla czterech<br />

o ponad 2 metrowej miąższości odsłonięć, koncentrując się na możliwie pełnych profilach,<br />

w których obok murów, wkopów, resztek fundamentów, rur i śladów po kanalizacji, pochodzących<br />

z różnych okresów historycznych, zachowały się dosyć grube, występujące w nienaruszonej<br />

sekwencji osady antropogeniczne [Wardas i in. 2008].<br />

Próbki analityczne stanowiły wydzielone na mokro, z użyciem sit plastikowych, frakcje<br />

ziarnowe. Większość badań chemicznych przeprowadzono dla frakcji < 0,18 mm. Dodatkowo<br />

dla próbek surowych wykonano w wyciągach wodnych badania zawartości anionów<br />

nieorganicznych, wartości pH i zasolenia, której miarą jest przewodność elektrolityczna właściwa<br />

(PEW). Metodą wyliczenia tzw. strat prażenia (w % wag., wskaźnik LOI) określono<br />

zawartość substancji organicznej. Badania wykonano na próbkach z wykopu archeologicznego<br />

IX, IXN, a badania próbek z części południowej wykopu IXS i z wykopu XIS (ściana<br />

południowa) są w trakcie. Wcześniejszą zgrubną interpretacją wyników badań geochemicznych<br />

[Wardas i in. 2008], także dotyczącą próbki z profilu wykopu VIII pochodzącej z jego<br />

spągu, gdzie w części środkowej dna biegł prawdopodobnie ciek wodny (?), i osadu z wnętrza<br />

kamionkowej, IX-wiecznej (?) rury kanalizacyjnej, określono genezę zanieczyszczenia<br />

tych nawarstwień metalami ciężkimi. Z dotychczasowych badań wynika, że odpowiednio<br />

opróbowane, zarówno grunty z różnowiekowych poziomów użytkowych, jak i osady pochodzące<br />

z obiektów sieci wodnościekowych, można uważać za reprezentatywne i wskaźnikowe<br />

dla tego typu rozważań. Wykazane zróżnicowanie stopnia zanieczyszczenia warstw<br />

wskazuje na znaczną antropopresję już w okresie średniowiecza. Pod względem archeologicznym<br />

w IX wykopie wszystkie warstwy położone poniżej 80 cm od poziomu terenu (ppt)<br />

oszacowano jako późnośredniowieczne. Powyżej zalegają warstwy nowożytne. W wykopie<br />

IXN (ścianka północna) poniżej 150 cm od poziomu terenu występują warstwy wczesnośredniowieczne<br />

(XIII w.). Nad nimi stwierdzono ok. 50-centymetrowej miąższości nawarstwienia,<br />

uformowane w okresie późnego średniowiecza, a nadległe (czyli do poziomu ok. 100<br />

cm poniżej poziomu terenu) warstwy nowożytne [Zaitz, Zaitz 2008].<br />

W badaniach materiału z nawarstwień historycznych za każdym razem stosuje się jednakową<br />

metodykę, dzięki czemu możliwe jest porównywanie wyników badań [Kluj i in. 2006,<br />

Wardas i in. 2006a, Wardas i in. 2007]. Z warstw wydzielonych litologicznie lub metrycznie<br />

(przy braku wydzieleń litologicznych) pobrano próbki bruzdowe o masie co najmniej ok. 0,5<br />

kg. Ze względu na przeprowadzanie badań zawartości metali ciężkich i anionów opróbowanie<br />

rozpoczęto od spągu profilu, w którym w większości przypadków występowała tzw.<br />

warstwa calcowa, tj.: „jałowa pod względem archeologicznym warstwa geologiczna, niezawierająca<br />

materiału kulturowego”, czyli osad naturalny, przez geochemików traktowany<br />

jako niezanieczyszczony antropogenicznie. Dlatego właśnie zawartość pierwiastków w calcu<br />

jest uważana za odpowiadającą za lokalne tło geochemiczne. Poszczególne warstwy<br />

były numerowane, a próbki pobierane od dołu. Próbnik za każdym razem był czyszczony,<br />

przez wielokrotne zagłębianie (oczyszczanie) w piaskach, z niezanieczyszczonej warstwy<br />

132

Wpływ aktywności człowieka na zmiany właściwości fizykochemicznych gruntów...<br />

calcowej, w celu uniknięcia kontaminacji kolejno pobieranych próbek. Miąższość każdej<br />

warstwy mierzono, odnosząc jej poziom głębokości do poziomu terenu.<br />

Badaniami objęto wyłącznie nawarstwienia zawierające materiał archeologiczny umożliwiający<br />

ich datowanie. Pominięto przemieszane i znacznie zaburzone nasypy nowożytne.<br />

W laboratorium wykonano pomiary wskaźników fizykochemicznych; odczynu (pH),<br />

PEW i potencjału Eh (w próbkach surowych i w 25% zawiesinie wodnej (1:3/v:v), sporządzonej<br />

z uśrednionej próbki z każdej warstwy). Za pomocą chromatografu jonowego (IC,<br />

DIONEX DX-100) określono w wyciągach wodnych stężenie fluorków, chlorków, azotanów,<br />

fosforanów i siarczanów. Straty prażenia (w % wag. LOI) oznaczono metodą wygrzewania<br />

przez 12 godzin w temperaturze 600 o C, w przybliżeniu odpowiadające zawartości substancji<br />

organicznej. Metodą przesiewania na mokro, po 12-godzinnym wytrząsaniu i lasowaniu<br />

próbek gruntu (dezintegracji agregatów) w wodzie destylowanej, na sitach polietylenowych<br />

o średnicach (mm) oczek; 2, 1, 0,5 i 0,18, uzyskano frakcje ziarnowe do badań, określając<br />

przy tym ich udziały procentowe (w % wag.). Do badań chemicznych najodpowiedniejsza<br />

jest najdrobniejsza z wydzielonych (dobrze odpłukana i pozbawiona agregatów) frakcja<br />

< 0,18 mm, o najlepszych właściwościach sorpcyjnych dla metali. Inne frakcje są zwykle wykorzystywane<br />

do badań mineralogicznych i do obserwacji makroskopowych, mających na<br />

celu identyfikację mikroartefaktów [Wardas i in. 2008].<br />

Analizy zawartości metali ciężkich wykonano za pomocą absorpcyjnego spektrometru<br />

atomowego (AAS, PYE UNICAM SP9), po uprzednim ich wyekstrahowaniu z próbek<br />

(1,0000 g naważki frakcji < 0,18 mm) stężonym kwasem azotowym, w ciągu ich 2-godzinnego<br />

gotowania, w temperaturze wrzenia kwasu azotowego – 130 o C. W odwirowanym ekstrakcie<br />

oznaczano zawartość pierwiastków Cd, Cr, Ni, Cu, Pb, Zn, Mn i Fe. Stosując metodę<br />

analizy sitowej ustalono rodzaj gruntu. W zakres analiz wchodził także opis makroskopowy<br />

próbek, charakterystyka gruntu i ocena stopnia przepuszczalności, a także określenie zawartości<br />

węglanów i wilgotności próbek.<br />

Dla obu profili w tym miejscu stwierdza się także podwyższenie wartości pH, co może<br />

wynikać z obecności węglanu wapnia. Badania gruntoznawcze z wykorzystaniem reakcji<br />

wskaźnikowej z burzeniem kwasu solnego przy kontakcie z próbką potwierdzają ten fakt.<br />

Szczególnie intensywnie reakcja ta zachodziła w warstwach wyodrębnionych na głębokości<br />

od 134 do 147 i od 171 do 200 cm poniżej poziomu terenu. Za wartości pH powyżej 7<br />

mogą być jednak także odpowiedzialne obecne w nawarstwieniach fragmenty ówczesnych<br />

materiałów budowlanych, do których pokrywania było używane wapno palone. Wcześniejsze<br />

badania mineralogiczne [Wardas i in. 2008] ujawniły w gruntach omawianych poziomów<br />

obecność okruchów węgli, które mogły powstać po spaleniu drewna lub roślin, ich nagromadzenie<br />

może także alkalizować środowisko. Uwzględniając wszystkie wcześniej rozpatrywane<br />

czynniki, podjęto próbę oceny, czy można uznać wpływ aktywności człowieka za<br />

główną przyczynę zmian właściwości fizykochemicznych gruntów w nawarstwieniach kulturowych,<br />

w rejonie północnej części Małego Rynku w Krakowie. Próbowano tym samym<br />

133

Marta Wardas, Aleksander Biel<br />

ustalić, czy jakość gruntów nawarstwień archeologicznych może być wskaźnikiem do określenia<br />

genezy i stopnia antropopresji na środowisko naszych przodków. Ocena zawartości<br />

poszczególnych metali sprowadza się do ich odniesienia do lokalnego tła geochemicznego.<br />

W odniesieniu do nawarstwień archeologicznych za wartości tzw. tła geochemicznego są<br />

uznawane zawartości metali w tzw. calcu, czyli naturalnej warstwie, odpowiednio obu profili<br />

archeologicznych, który w granicach Starego Miasta w Krakowie stanowią przeważnie naturalne<br />

piaski aluwialne, zalegające w obrębie Małego Rynku, na głębokości mniej więcej<br />

230 cm poniżej poziomu terenu.<br />

3. Konkluzje<br />

Najbardziej interesujące jest zinterpretowanie rozmieszczenia w profilach ołowiu (Pb)<br />

i miedzi (Cu), bowiem te pierwiastki z całą pewnością były wprowadzane przez naszych<br />

przodków w wyniku funkcjonowania historycznej gospodarki Krakowa. Grunty z profilu IX<br />

wykazują maksymalne zawartości ołowiu na głębokości 90 cm i miedzi na poziomie 194 cm<br />

poniżej poziomu terenu, w profilu IXN natomiast odpowiednio zawartości tych pierwiastków<br />

w warstwie 144 cm i 182 cm poniżej poziomu terenu. Kumulacja Pb w wykopie IX jest blisko<br />

2-krotnie większa niż w IXN, Cu natomiast niemal identyczna. Poziomy koncentracji Cu<br />

w stosunku do zawartości w calcu, także są zbliżone i nie przekraczają 10 ppm, natomiast<br />

jak się wydaje 3-krotnie wyższa niż w IXN zawartość 61 mg Pb/kg w calcu profilu IX, może<br />

wynikać z migracji tego pierwiastka z warstw nadległych. Sumarycznie analizowane Pb i Cu<br />

pozwalają na wyznaczenie zarówno w profilu IX, jak i w profilu IXN trzech ekstremów, odpowiednio<br />

wymieniając je hierarchicznie na głębokości 70, 117 i 194 cm poniżej poziomu<br />

terenu oraz 144, 194 i 170 cm poniżej poziomu terenu. W przebiegu zmienności sumy koncentracji<br />

Fe i Mn zauważa się w profilu IX dwa ekstrema na głębokości 235 cm i 117 cm poniżej<br />

poziomu terenu, a w IXN trzy, tj. 194, 121 i 173 cm poniżej poziomu terenu. Analizowanie<br />

pozostałych metali w profilu IX pozwala na wyróżnienie maksimów na głębokości 117<br />

i 70 cm poniżej poziomu terenu, oraz w IXN – 170, 182 i 121 cm poniżej poziomu terenu.<br />

Przy próbie ustalenia, czy odpowiedzialne za kumulacje są jakieś inne wskaźniki gruntów<br />

analiza przebiegów zmienności zasolenia gruntów pozwoliła na stwierdzenie, że z pewnym<br />

przybliżeniem przebiegi te odzwierciedlają zróżnicowanie ich zanieczyszczenia metalami<br />

ciężkimi. Zmienność zasolenia w profilu IX powiela zmienność udziału w tym profilu substancji<br />

organicznej, czego jednak nie daje się zaobserwować w odniesieniu do profilu IXN,<br />

ponieważ ten w zasadzie w całej miąższości wykazuje podobny poziom nasycenia rozpuszczalnymi<br />

w wodzie solami, odpowiedzialnymi za wartość wskaźnika PEW, zwanego przewodnictwem.<br />

Zwrócić należy uwagę na konieczność pomiaru stężeń anionów nie bezpośrednio<br />

w próbce, lecz w sporządzonych z próbek wyciągach wodnych, ponieważ zmienny<br />

stopień zawodnienia gruntów bardzo intensywnie wpływa na wyniki przewodności. Z kolei<br />

jednak uwalnianie jonów z próbek wynika ze stopnia rozdrobnienia gruntów, a także zasole-<br />

134

Wpływ aktywności człowieka na zmiany właściwości fizykochemicznych gruntów...<br />

nie może wywoływać zjawisko koagulacji, wpływając na zjawisko słabszego przechodzenia<br />

do roztworu związków rozpuszczalnych w wodzie. Udział natomiast substancji organicznej,<br />

zwłaszcza w formie rozpuszczalnej w wodzie, zwiększa stopień zakwaszenia roztworów,<br />

oddziałując na uwalnianie jonów. Metodyka pomiaru pH, a zwłaszcza przewodnictwa i stężenia<br />

anionów nieorganicznych, polegająca na pewnej standaryzacji pomiaru, wymaga jednak<br />

wykonania zawiesiny wodnej o jednakowej gęstości. Zarówno składniki naturalne, jak<br />

i antropogeniczne, obecne w nawarstwieniach z jednej strony kształtują pH poszczególnych<br />

warstw, z drugiej odpowiadają za tzw. właściwości buforujące. Ta cecha gruntów wynika<br />

głównie z występowania węglanów, które przy napływie kwaśnych roztworów rozpuszczają<br />

się, utrzymując wartość pH w zakresie odczynu lekko zasadowego. Taka wartość pH sprzyja<br />

zatrzymywaniu metali ciężkich w gruntach. Przebieg zmienności pH w profilach w zasadzie<br />

nie koreluje z tendencjami wzrostów i spadków innych wskaźników. Jedynie, z pewnym<br />

przybliżeniem, malejące wartości pH w profilu IX pokrywają się ze zmniejszającym się stopniem<br />

zanieczyszczenia gruntów. W profilu IXN pH wykazuje trzy maksima, na głębokości<br />

121, 173 i 238 cm poniżej poziomu terenu. Można z pewnym przybliżeniem stwierdzić, że<br />

jego zmienność powiela nieco zmienność zawartości substancji organicznej. Takiej prawidłowości<br />

nie zaobserwowano w profilu IX.<br />

Analiza czynników wpływających zarówno na zawartość metali ciężkich, jak i innych<br />

cech gruntów, które mogą implikować ich zdolność do kumulowania zanieczyszczeń, nasuwa<br />

wniosek, że interpretacja wyników badań fizykochemicznych, w aspekcie ustalania charakteru<br />

wpływu człowieka na jakość nawarstwień, nie jest łatwa. Do prawidłowego odczytania<br />

historii i zmian środowiska przyrodniczego zapisanych w ziemi i mikrozabytkach, przy<br />

tak dużej zmienności dotyczącej genezy formowania się nawarstwień historycznych, konieczne<br />

jest wykonywanie większej liczby analogicznych badań. W rejonie Starego Miasta<br />

w Krakowie, pojedyncze stanowisko archeologiczne ujawnia olbrzymią zmienność układów<br />

nawarstwień, zawierających różne materiałowo artefakty. Prace będą nadal kontynuowane.<br />

Podziękowanie: Autor składa podziękowania wszystkim, którzy umożliwili i pomogli<br />

wykonać opróbowanie i badania. Praca była realizowana w ramach Projektu KBN<br />

1746/T02/2007/32 (18.18.1<strong>40</strong>.563-AGH).<br />

Piśmiennictwo<br />

Biel A. 2008. Geneza zmiennych poziomów kumulacji ołowiu w historycznych nawarstwieniach<br />

Krakowa, Praca dyplomowa, AGH.<br />

Jelicz A. 1966. Życie codzienne w średniowiecznym Krakowie. Kraków: 204.<br />

Kędar I., Komorowski W., Zeńczak A. 1999. Ikonografia kościoła Mariackiego, Małego<br />

Rynku, ulic Mikołajskiej, Siennej i Św. Krzyża w Krakowie. W: Katalog widoków Krakowa.<br />

Banach J. (Ed), Tom 2. Kraków: 514.<br />

135

Marta Wardas, Aleksander Biel<br />

Kluj M., Pawlikowski M., Zaitz E. 2006. Badania mineralogiczne osadów antropogenicznych<br />

oraz wybranych materiałów budowlanych odkrytych pod płytą Rynku Głównego<br />

w Krakowie. Materiały Archeologiczne 36: 189 – 200.<br />

Wardas M., Pawlikowski M., Zaitz E. 2006a. Systemy średniowiecznej kanalizacji<br />

Krakowa jako ochrona przed antropogeniczną modyfikacją środowiska. W: Latocha A.,<br />

Traczyk A. (eds). Zapis działalności człowieka w środowisku przyrodniczym. Metody<br />

badań i studia przypadków: 136 – 146. Wyd. Gajt. Wrocław.<br />

Wardas M., Pawlikowski M., Zaitz E. 2006 b. Zanieczyszczenie metalami gruntów infrastruktury<br />

podziemnej Rynku w Krakowie przyczyną skażenia historycznych osadów<br />

wodno-kanalizacyjnych. VII Konferencja Naukowo-Techniczna: „Inżynieryjne problemy<br />

odnowy staromiejskich zespołów zabytkowych”. Kraków 31 maja – 2 czerwca 2006 r.,<br />

t. 2: 177 – 188.<br />

Wardas M, Zaitz E., Pawlikowski M. 2007. Rozpoznanie historycznych nawarstwień<br />

i podziemnej infrastruktury Krakowa, Kazimierza i ich przedmieść. Roczniki Geomatyki<br />

t. v, zeszyt 8, Polskie Towarzystwo Informacji Przestrzennej. Warszawa: 33–247.<br />

Wardas M., Pawlikowski M., Biel A., Zaitz E., Zaitz M. 2008. Geneza zmiennych<br />

poziomów kumulacji ołowiu w historycznych nawarstwieniach Małego Rynku w Krakowie,<br />

VIII Konferencja Naukowo-Techniczna: Inżynieryjne Problemy Odnowy Staromiejskich<br />

Zespołów Zabytkowych, 28 – 30 maja 2008 r., Kraków: 1–15.<br />

Zaitz E. 2004. Sprawozdanie z badań sondażowych prowadzonych na Rynku Głównym<br />

w Krakowie w 2003 r. VI Konferencja Naukowo-Techniczna: Inżynieryjne problemy odnowy<br />

staromiejskich zespołów zabytkowych 24–27 listopada 2004 r., Kraków: 263–296.<br />

Zaitz E. 2006. Sprawozdanie z badań archeologicznych prowadzonych w Krakowie w 2004<br />

roku przy przebudowie nawierzchni płyty Rynku Głównego po zachodniej stronie Sukiennic.<br />

Materiały Archeologiczne 36: 79–142.<br />

Zaitz E., Zaitz M. 2007. Badania archeologiczne przy przebudowie nawierzchni Małego<br />

Rynku w 2007 roku, (folder okolicznościowej wystawy z okazji „Nocy Muzeów” prezentowanej<br />

w gmachu MAK). Kraków.<br />

Zaitz E., Zaitz M. 2008. Badania archeologiczne przy przebudowie nawierzchni Małego<br />

Rynku w Krakowie. VIII Konferencja Naukowo-Techniczna: Inżynieryjne Problemy Odnowy<br />

Staromiejskich Zespołów Zabytkowych, 28 – 30 maja 2008 r. Kraków: 1–9.<br />

136

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Elżbieta Krajewska*, Krystyna Niesiobędzka*<br />

WPŁYW ZASOLENIA SPŁYWÓW POWIERZCHNIOWYCH<br />

NA WYMYWANIE METALI Z PYŁÓW ULICZNYCH DO FAZY WODNEJ<br />

THE INFLUENCE OF SURFACE FLOW SALINITY ON ELUTION<br />

OF HEAVY METALS FROM STREET DUST TO AQUEOUS PHASE<br />

Słowa kluczowe: metale ciężkie, spływy powierzchniowe, pył uliczny.<br />

Key words: heavy metals, surface flow, street dust.<br />

Street dust and urban runoff from Warsaw streets were determined. Samples of urban runoff<br />

were collected in winter time. Several trends were identified between concentrations of<br />

heavy metals in winter runoff and their physical and chemical properties. Conductivity was<br />

mainly influenced on concentrations of heavy metals (Zn, Cu, Pb). Increase of conductivity<br />

and also decrease of pH caused increase metal concentrations. The bath test of street<br />

dust was conducted by adding deionised water and artificial winter road runoff (1M NaCl ).<br />

Heavy metals concentrations were a few time higher in NaCl than water and even natural<br />

road dust leachates. Only Zn concentration was the same. The results showed that heavy<br />

metals associated with the too first fractions (exchangeable and carbonate ) are easy leachate<br />

to road runoff, especially in winter time when roads are de-ice. In effect mobile fractions<br />

of heavy metals polluted soils and surface water near the roads.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Pył zdeponowany na drogach, zwany pyłem ulicznym, stanowi znaczące zanieczyszczenie<br />

środowisk miejskich. W dużych aglomeracjach o pochodzeniu pyłu ulicznego decyduje<br />

głównie komunikacja oraz emisje przemysłowe. Najpoważniejszym problemem,<br />

stanowiącym o toksyczności pyłów ulicznych, jest występowanie w nich znacznych ilości<br />

pierwiastków metalicznych. Wielokrotne obserwacje dowodzą, że ilości opadu metali wraz<br />

* Dr Elżbieta Krajewska; e-mail: elzbieta.krajewska@is.pw.edu.pl i dr Krystyna Niesiobędzka;<br />

e-mail: krystyna.niesiobedzka@is.pw.edu.pl – Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika<br />

Warszawska, ul. Nowowiejska 20, 00-653 Warszawa; tel.: 22 234 59 53.<br />

137

Elżbieta Krajewska, Krystyna Niesiobędzka<br />

z pyłami są kilkakrotnie większe w przy trasach komunikacyjnych o dużym natężeniu ruchu<br />

[Murakami 2009; Banerjee 2003]. Pył uliczny ma wpływ na stan jakości innych elementów<br />

środowiska. Unoszony z jezdni pod wpływem ruchu pojazdów lub zmywany z powierzchni<br />

i przenoszony wraz ze spływami powierzchniowymi stanowi istotne źródło zanieczyszczenia<br />

metalami ciężkimi ekosystemu wodnego i glebowego [Krajewska 2003].<br />

Spływy powierzchniowe z dróg, obciążone znaczną zawartością chlorków, zwłaszcza<br />

w okresie zimowym, zawierają także metale ciężkie w dużych stężeniach, co dowodzi wysokiej<br />

zdolności uruchamiania metali z frakcji wymiennej do fazy wodnej.<br />

W warunkach obniżonego pH metale z frakcji węglanowej dość łatwo ulegają wymywaniu.<br />

W środowisku wielkomiejskim wartości pH wód powierzchniowych i opadowych dość<br />

często są obniżone, dlatego też bardzo prawdopodobna jest mobilizacja metali z tej frakcji<br />

do fazy wodnej. Obniżone pH gleb daje możliwość uruchamiania do roztworu glebowego<br />

metali, które wraz z pyłem przedostały się do gleb.<br />

Nadmierna kumulacja metali ciężkich w warstwie powierzchniowej gleb stanowi jedną<br />

z podstawowych przyczyn ich degradacji chemicznej oraz zanieczyszczenia wód glebowo-<br />

-gruntowych i powierzchniowych. Nagromadzenie w glebach metali ciężkich, szczególnie<br />

w formie łatwo dostępnej dla roślin, prowadzi w konsekwencji do nadmiernego ich pobierania<br />

przez rośliny i stwarzania poważnego zagrożenia dla zdrowia ludzi i zwierząt [Krajewska<br />

2008].<br />

2. Materiał badawczy i zakres badań<br />

Materiał badawczy stanowiły spływy powierzchniowe z ulic Warszawy oraz odcieki mokrych<br />

pyłów ulicznych pobrane na przestrzeni lat 2006–2008. Próby pobierano w sezonie<br />

zimowo-wiosennym, podczas wiosennych roztopów. Łącznie pobrano 25 próbek spływów<br />

powierzchniowych. Roztwory pobierano do szklanych pojemników, a następnie po przesączeniu<br />

poddano badaniom określającym podstawowe wskaźniki fizyczno-chemicznego zanieczyszczenia<br />

wód, jak: pH, przewodność właściwa, stężenie jonów Cl – i SO 2– 4<br />

. Zarówno<br />

w przesączach, jak i w wysuszonym pyle pozostałym na sączku określono stężenia metali<br />

ciężkich (Zn, Cu, Pb). Do badań wykorzystano również 25 próbek pyłów ulicznych zebranych<br />

w okresie bezopadowym, na przestrzeni trzech ostatnich lat. Próby zbierane były<br />

przez zmiatanie pyłów nylonową szczotką do szklanych pojemników, a następnie po przetransportowaniu<br />

do laboratorium, gdzie były suszone powietrznie i przesiewane przez sito<br />

o średnicy 1 mm. Na tak przygotowanym materiale przeprowadzano eksperyment wymywania<br />

metali z pyłu ulicznego za pomocą wody destylowanej oraz 1-molowego roztworu NaCl.<br />

Ekstrakcję prowadzono przez 1-godzinne mieszanie reagentów w stosunku wagowym<br />

10 g pyłu/100 g roztworu. Ekstrakty po przesączeniu poddano analizie na zawartość cynku,<br />

miedzi i ołowiu. Oznaczenie całkowitej zawartości metali przeprowadzono również w próbkach<br />

pyłu użytego do ekstrakcji.<br />

138

Wpływ zasolenia spływów powierzchniowych na wymywanie metali z pyłów ulicznych...<br />

3. Wyniki badań i dyskusja<br />

Badania odcieków mokrych pyłów ulicznych wykazały ich duże zróżnicowanie. Odcieki<br />

charakteryzował dość szeroki zakres przewodności właściwej: od wartości niskich<br />

– 203 μ S/cm do bardzo wysokich – 53 300 μ S/cm. Zważywszy, że próby pobierano<br />

w okresie pozimowym, okres poboru może tłumaczyć bardzo wysoką wartość przewodności.<br />

W niektórych punktach na ulicach mogła zalegać jeszcze sól stosowana zimą do<br />

ich odladzania, co znacznie zwiększa przewodność właściwą spływów powierzchniowych.<br />

Potwierdzają to stężenia jonów chlorkowych w badanych odciekach, których najwyższą<br />

i najniższą wartość odnotowano w tych samych próbach co wartości przewodności<br />

właściwej: najniższa 21,3 mg Cl – /l, a najwyższa 22 720 mg Cl – /l. Współczynnik<br />

korelacji pomiędzy zawartością Cl – a przewodnością właściwą wyniósł (0,97).<br />

Niskie wartości stężenia siarczanów, jakie zanotowano w badanych odciekach, nie<br />

miały istotnego wpływu na wartość przewodności właściwej.<br />

Odcieki pyłów mokrych charakteryzował słabo zasadowy odczyn, który wyrażają wartości<br />

pH od 7,5 do 8,2. Zauważono, że pomiędzy pH a przewodnością właściwą oraz zawartością<br />

jonów chlorkowych istnieje zależność odwrotna, o współczynnikach korelacji<br />

(-0,75). Zakresy oraz średnie wartości wskaźników zanieczyszczenia spływów powierzchniowych<br />

podano w tabeli 1.<br />

Tabela 1. Wskaźniki zanieczyszczenia spływów powierzchniowych. Zakresy, średnia<br />

Table 1. Contaminants of road runoff water. Ranges and mean<br />

wartości<br />

wskaźników<br />

przewodność wł.<br />

[µS/cm]<br />

Wskaźnik zanieczyszczenia<br />

Cl –<br />

[mg/l]<br />

SO 4<br />

2–<br />

[mg/l]<br />

Minimalne 203 21 2 7,5<br />

Maksymalne 53 300 22 720 375 8,2<br />

Średnie 6229 2941 60 7,9<br />

pH<br />

Wśród badanych odcieków najbardziej wyróżniającym się jest odciek, który charakteryzuje<br />

najniższa wartość pH, a przewodność właściwa wielokrotnie wyższa od<br />

pozostałych. W tej próbce wykryto najwyższe bądź podwyższone stężenia badanych<br />

metali.<br />

Metalem występującym w odciekach w największych ilościach był cynk (Zn). Średnie<br />

stężenie tego metalu w próbach wyniosło 0,123 mg/l. Średnie stężenie ołowiu (Pb) było na<br />

3-krotnie niższym poziomie i wynosiło 0,0<strong>40</strong> mg/l, miedzi (Cu) natomiast w odciekach odnotowano<br />

ponad 6 razy mniej niż cynku, ze średnim stężeniem 0,019 mg/l. Zakresy oraz średnie<br />

stężenia metali w badanych roztworach przedstawiono w tabeli 2.<br />

139

Elżbieta Krajewska, Krystyna Niesiobędzka<br />

Tabela 2. Stężenia metali ciężkich w spływach powierzchniowych. Zakres, średnia<br />

Table 2. Heavy metal concentrations in road runoff water. Ranges and mean<br />

Wartość stężeń Zn [mg/l] Pb [mg/l] Cu [mg/l]<br />

Minimalna < 0,010 < 0,010 < 0,010<br />

Maksymalna 0,429 0,169 0,134<br />

Średnie 0,123 0,0<strong>40</strong> 0,019<br />

Badając odcieki pyłów mokrych zaobserwowano, że próby, które charakteryzowała<br />

najwyższa przewodność właściwa, wykazywały podwyższone wartości stężeń metali<br />

ciężkich. Wzrost przewodności spowodowany był obecnością jonów chlorkowych,<br />

które w sezonie zimowym występowały w spływach z powodu posypywania ulic solą<br />

w celu ich odlodzenia. Im wyższa była zawartość jonów chlorkowych, tym wyższe<br />

wartości stężeń metali obserwowano w spływach powierzchniowych z ulic. W odniesieniu<br />

do badanych roztworów zaobserwowano istotną zależność między stężeniem<br />

metalu w odcieku a przewodnością właściwą. Współczynnik korelacji wyniósł dla cynku<br />

– 0,60, dla ołowiu – 0,69, dla miedzi natomiast – 0,84. Współczynnik korelacji pomiędzy<br />

stężeniem Zn a zawartością jonów chlorkowych wyniósł 0,63, w przypadku<br />

ołowiu 0,73, a w przypadku miedzi 0,77. Sugerowałoby to, że posypywanie ulic solą<br />

w okresie zimowym może skutkować wymywaniem większych ilości metali przez spływy<br />

roztopowe i wprowadzaniem ich do innych elementów środowiska. Ponieważ rozpuszczalne<br />

formy metali są najbardziej mobilne, zatem przydrożne gleby czy też wody<br />

powierzchniowe, które są odbiornikami spływów powierzchniowych z ulic, są w tym<br />

okresie znacznie bardziej narażone na zanieczyszczenie metalami ciężkimi niż w innych<br />

porach roku.<br />

Mobilność i biodostępność metali w środowisku jest przede wszystkim zależna od form<br />

fizykochemicznych, w jakich metal jest związany z pyłem. Za najważniejsze źródło przedostawania<br />

się metali do pozostałych komponentów środowiska uważa się frakcję wymienną.<br />

Metale związane z tą frakcją najłatwiej ulegają wymywaniu, stąd obecność metali w tej<br />

frakcji świadczy o ich biodostępności i mobilności. Drugą frakcją, z której bardzo prawdopodobna<br />

jest mobilizacja metali do fazy wodnej, jest frakcja węglanowa. W warunkach obniżonego<br />

pH metale obecne w tej frakcji dość łatwo ulegają wymywaniu, co świadczy o ich<br />

biodostępności i mobilności.<br />

Na podstawie przeprowadzonych badań zauważono, że w odciekach, które charakteryzuje<br />

obniżone pH, wzrastały stężenia wymywanych metali. Dla zależności Zn/pH współczynnik<br />

korelacji wyniósł (-0,76), Cu/pH natomiast (-0,87). Obniżona wartość pH może<br />

powodować uruchamianie metali z frakcji węglanowej i znacznie podnosić jego stężenie<br />

w roztworze wodnym.<br />

W badanych odciekach najlepiej do fazy wodnej przechodziły kolejno Zn, Pb i Cu.<br />

1<strong>40</strong>

Wpływ zasolenia spływów powierzchniowych na wymywanie metali z pyłów ulicznych...<br />

Opierając się na przedstawionych spostrzeżeniach założono, że stopień wymycia metali<br />

do fazy wodnej zwiększa się wraz ze wzrostem przewodności właściwej ekstrahenta.<br />

Spływy powierzchniowe z ulic w porze zimowej i wczesno-wiosennej mogą zatem stanowić<br />

znaczące źródło wprowadzania łatwo przyswajalnych form metali ciężkich do gleb i cieków<br />

wodnych, które są bezpośrednimi odbiornikami tychże spływów.<br />

W celu potwierdzenia postawionej tezy przeprowadzono wstępne badania poddając suche<br />

pyły uliczne ekstrakcji wodą oraz 1-molowym roztworem NaCl. Stężenia metali w badanych<br />

pyłach podano w tabeli 3.<br />

Tabela 3. Stężenia metali ciężkich w pyłach ulicznych. Zakresy, średnia<br />

Table 3. Heavy metal concentrations in street dust. Ranges and mean<br />

Stężenie Zn [mg/kg·s m] Pb [mg/kg·s m] Cu [mg/kg·s m]<br />

Minimalne 144,10 18,72 19,61<br />

Maksymalne 152042 181,20 909,<strong>40</strong><br />

Średnie 347,87 50,53 109,05<br />

Po 1-godzinnej ekstrakcji we wszystkich odciekach oznaczono stężenia metali, a w<br />

ekstraktach wodnych dodatkowo pH, stężenie jonów Cl – oraz przewodność właściwą. Wyniki<br />

przedstawiono w tabeli 4.<br />

Tabela 4. Stężenia metali w wyciągu wodnym i 1 M NaCl. Zakres, średnia<br />

Table 4. Heavy metal concentrations in leachates of water and 1M NaCl. Ranges and mean<br />

Stężenia metali<br />

w wyciągu<br />

Zn<br />

[mg/l]<br />

Pb<br />

[mg/l]<br />

Cu<br />

[mg/l]<br />

Przewodnictwo<br />

wł. [µS/cm]<br />

minimalne 0,038 0,023 0 121<br />

H 2<br />

O<br />

maksymalne 0,180 0,192 0,106 5000<br />

średnia 0,076 0,090 0,032 1250<br />

NaCl<br />

minimalne 0,047 0,182 0,077<br />

maksymalne 0,920 0,272 0,203<br />

średnia 0,120 0,212 0,121<br />

76 000<br />

Wyniki badań wskazują, że metale zawarte w pyłach ulicznych dość łatwo ulegają wymywaniu<br />

do fazy wodnej. W wielu wypadkach wodne ekstrakty wykazywały stężenia metali<br />

wyższe niż odnotowano w naturalnych odciekach pyłów ulicznych. Szczególnie widoczne<br />

jest to w odniesieniu do ołowiu, którego średnie stężenie odnotowane w wyciągach wodnych<br />

było ponad 2-krotnie wyższe niż w naturalnych spływach powierzchniowych. W odniesieniu<br />

do zawartości tego metalu w pyłach, stopień wymycia ołowiu wahał się na poziomie<br />

2,4%, podczas gdy stopień wymywania miedzi wynosił 0,44%, a wymywania cynku<br />

141

Elżbieta Krajewska, Krystyna Niesiobędzka<br />

ok. 0,29%. Należy zauważyć, że wodne ekstrakty pyłów ulicznych, w niektórych wypadkach<br />

wykazywały dość wysokie stężenia jonów chlorkowych, a co za tym idzie wartości przewodności<br />

właściwej. Chociaż pyły do eksperymentu zbierano w sezonie letnim, to przewodność<br />

właściwa wyciągów wodnych dochodziła nawet do poziomu mniej zasolonych odcieków zimowych,<br />

co mogło wpływać na wzrost wymywalności metali.<br />

Wykorzystując do ekstrakcji 1-molowy roztwór NaCl o przewodności właściwej<br />

76 000 μS/cm uzyskano znacznie wyższy stopień wymycia w odniesieniu do wszystkich<br />

metali. Ołów uległ wymyciu na poziomie 5,5%, a jego stężenia w roztworze znacznie przekraczały<br />

wyniki dla ekstraktów wodnych, a także dla naturalnych odcieków. Znacznie wzrosły<br />

również stężenia pozostałych metali. Średnie stężenie miedzi i cynku w ekstrakcie<br />

NaCl wzrosło prawie 4-krotnie w porównaniu do ekstraktów wodnych. W porównaniu do<br />

naturalnych odcieków stężenie cynku dopiero w tym wypadku osiągnęło ich poziom.<br />

Według różnych autorów mobilność metali związanych w pierwszych dwóch frakcjach<br />

(wymiennej i węglanowej) nie zawsze przedstawia się tak samo. Prawdopodobnie wynika<br />

to z indywidualnych właściwości pyłu, którego skład geochemiczny zmienia się w zależności<br />

od miejsca poboru [Achmed 2006, Jaradat 2004 ].<br />

W pyle zbieranym z ulic Hong Kongu mobilność i biodostępność metali zmniejsza się<br />

w następującym porządku: Cd > Zn > Pb > Cu, przy czym zwykle większa jest w pyle niż<br />

w glebie [Li 2001]. Inni autorzy pod względem mobilności i biodostępności szeregują metale<br />

w następującej kolejności Cd > Zn > Cu > Pb> Ni [Charleswoth 2003]. Według jeszcze<br />

innych doniesień natomiast kolejność ta przedstawiała się następująco: Cd > Zn > Pb > Co<br />

> Mn > Ni > Cu > Cr [Tokahoglu 2006].<br />

Zarówno w badanych pyłach i ich ekstraktach przy wymywaniu i wodą i 1-molowym roztworem<br />

NaCl najlepiej do fazy wodnej przechodziły kolejno Pb, Cu, Zn.<br />

4. Wnioski<br />

1. W naturalnych odciekach pyłów mokrych obserwuje się zwiększone stężenia Zn, Cu<br />

i Pb w miarę wzrostu ich przewodności właściwej oraz zmniejszenie wartości pH.<br />

2. Wstępne wyniki badań wskazują, że poziom zasolenia ekstrahenta może mieć znaczący<br />

wpływ na wymywanie metali do fazy wodnej. Stopień wymycia metali z pyłu do fazy<br />

wodnej wielokrotnie się zwiększył przy ekstrakcji 1M NaCl w porównaniu do wymywania<br />

wodą.<br />

3. Im większa zawartość jonów chlorkowych, a co za tym idzie, im wyższa wartość przewodności<br />

właściwej spływów roztopowych, tym większe prawdopodobieństwo podwyższonych<br />

stężeń metali w odciekach.<br />

4. W okresie zimowym zasolone spływy powierzchniowe z dróg mogą stanowić istotne<br />

źródło wprowadzanych do przydrożnych gleb i cieków wodnych zwiększonych ilości<br />

najbardziej mobilnych form metali ciężkich.<br />

142

Wpływ zasolenia spływów powierzchniowych na wymywanie metali z pyłów ulicznych...<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Ahmed F., Ishiga H. 2006. Trace metal concentrations in street dust of Dhaka city,<br />

Bangladesh. Atmospheric Environment <strong>40</strong>: 3835–3844.<br />

Banerjee Anju D.K. 2003. Heavy metal levels and solid phase speciation in street<br />

dust of Delhi, India. Environmental Pollution 123: 95–105.<br />

Charlesworth S., Everett M., McCarthy R., Ordonez A., de Miguel E.<br />

2003. A comparative study of heavy metal concentration and distribution in deposited street<br />

dusts in large and a small urban area: Birmingham and Coventry, West Midlands, UK. Environment<br />

International 29: 563–573.<br />

Jaradat Q.M., Momani K.A., Jbaah A-A.Q., Massadeh A. 2004. Inorganic analysis<br />

of dust fall and office dust in an industrial area of Jordan. All Elsevier Journals: 139–144.<br />

Krajewska E., Wojtkowska M., Niesibędzka K. 2005. Spływy powierzchniowe<br />

jako źródło zanieczyszczenia metalami ciężkimi małych cieków wodnych. Obieg Pierwiastków<br />

w Przyrodzie. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa. Monografia t. III: 174–178.<br />

Krajewska E., Niesiobędzka K. 2008. Pyły uliczne jako źródło zanieczyszczenia<br />

wielkomiejskiego ekosystemu glebowego metalami ciężkimi. Ekotoksykologia w ochronie<br />

Środowiska. Wrocław. Materiały konferencyjne: 197–202.<br />

Li X., Poon C., Liu P.S. 2001. Heavy metal contamination of urban soils and street<br />

dust in Hong Kong. Applied Geochemistry 16: 1361–1368.<br />

Murakami M., Nakajima F., Furumai H. 2009. Sorption behavior of heavy metal<br />

species by soakway sediment receiving urban road runoff from residential and heavily trafficked<br />

areas. Journal of Hazardous Materials 164: 707–712.<br />

Tkahoglu S., Kartal S. 2006. Multivariate analysis of the data and speciation of<br />

heavy metals in street dust samples from Organized Industrial District in Kayseri (Turkey).<br />

Atmospheric Environment <strong>40</strong>: 2797–2805.<br />

143

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Paweł Muszyński*<br />

WPŁYW ELEKTROLITU I pH NA SORPCJĘ CHLOROWODORKU<br />

AMPROLINIOWEGO W GLEBACH O RÓŻNYM UZIARNIENIU<br />

EFFECT OF ELECTROLYTE AND pH ON THE SORPTION AMPROLIUM<br />

HYDROCHLORIDE IN SOILS WITH VARIOUS GRAIN SIZE<br />

COMPOSITIONS<br />

Słowa kluczowe: surfaktant, izoterma, sorpcja, gleba, elektrolit.<br />

Key words: surfactant, isotherm, sorption, soil, electrolyte.<br />

In the present work the effect of pH solution, addition electrolytes (KCl and CaCl 2<br />

) and contact<br />

time on the sorption of cationic surfactant amprolium hydrochloride (AHCl) in sandy<br />

and loamy soils has been investigated using a batch equilibrium method. The experimental<br />

data have been analysed using the Freundlich, Langmuir, Dubinin–Kaganer–Radushkevich<br />

and pseudo second order models. The percentage of sorption increased with the<br />

increase of concentration of solution AHCl. A good agreement of experimental data with<br />

the pseudo second order kinetic model was observed. In general, R 2 values for the Freundlich,<br />

Langmuir, Dubinin–Kaganer–Radushkevich models were lower than 0.94. In sandy<br />

soil the extent of removal of AHCl increased with the increase of solution pH. Compared<br />

with that from solution of natural pH, the sorption of AHCl in sandy soil was lower from solution<br />

of pH 2–10.<br />

Solution pH had little effect on the sorption of AHCl on loamy soil. The effect of electrolyte<br />

on sorption of AHCl was greater than that of pH. At the molar ratio of AHCl to electrolyte<br />

(1 : 1) the sorption of AHCl increased in sandy soil. At molar ratio of AHCl to electrolyte<br />

(1 : 50) the sorption of AHCl decreased in sandy soil. In the presence of KCl and CaCl 2<br />

the<br />

sorption on loamy soil decreased with the increase molar ratio of AHCl to electrolyte.<br />

* Dr Paweł Muszyński – Katedra Chemii, Uniwersytet Przyrodniczy, ul. Akademicka 15,<br />

20-950 Lublin; tel.: 81 445 65 56; e-mail: pawel.muszynski@up.lublin.pl<br />

144

Wpływ elektrolitu i pH na sorpcję chlorowodorku amproliniowego w glebach...<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Surfaktanty są związkami amfifilowymi, składającymi się z dwóch zasadniczych części:<br />

polarnej (hydrofilowej) i niepolarnej (hydrofobowej). Część polarna może być obdarzona ładunkiem<br />

elektrycznym – surfaktanty jonowe, lub może nie posiadać ładunku – surfaktanty<br />

niejonowe [Atay i in. 2002]. Większość produkowanych surfaktantów jest wykorzystywana<br />

w gospodarstwie domowym, głównie jak środki piorące i pieniące. Surfaktanty ze<br />

względu na zdolność do obniżania napięcia powierzchniowego oraz intensyfikowanie rozpuszczania<br />

niektórych związków znalazły także zastosowanie w przemyśle farbiarskim,<br />

farmaceutycznym, w rolnictwie (jako składniki pestycydów) i w remediacji (przy usuwaniu<br />

WWA, bifenyli i chlorowcowopochodnych węglowodorów z gleb). Surfaktanty wraz<br />

ze związkami ropopochodnymi należą do głównych organicznych zanieczyszczeń środowiska<br />

glebowego. Wprowadzone do gleby ulegają sorpcji i niekorzystnie wpływają na jej biologiczne<br />

i fizykochemiczne właściwości. Z tego powodu są prowadzone badania, które mają<br />

na celu wyjaśnienie mechanizmów sorpcji surfaktantów w glebach. Jest to szczególnie ważne,<br />

jeżeli chodzi o surfaktanty trwałe, trudno ulegające biodegradacji, a do takich zalicza się<br />

m.in. surfaktanty kationowe. Istotną rolę w procesach sorpcyjnych surfaktantów przypisuje<br />

się długości łańcucha węglowodorowego oraz obecności lub braku ładunku w części polarnej<br />

cząsteczek surfaktantów, jak również czynnikom zewnętrznym, tj. właściwościom sorbenta,<br />

składowi chemicznemu roztworu, jego pH i temperaturze [Nevskaia i in. 1998, Khan,<br />

Zareen 2004, Khan, Zareen 2006].<br />

Celem prezentowanych w niniejszej pracy badań było rozpoznanie, w jaki sposób pH<br />

i siły jonowe roztworu wpływają na przebieg sorpcji kationowego surfaktantu – chlorowodorku<br />

amproliniowego – w dwóch glebach różniących się właściwościami fizykochemicznymi.<br />

2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ<br />

Do badań wybrano pobrane z poziomu A p<br />

próbki dwóch gleb:<br />

● płowej, wytworzonej z piasku o składzie granulometrycznym piasku słabogliniastego<br />

pylastego (Albic Luvisols),<br />

oraz<br />

● brunatnej wytworzonej z gliny zwałowej o składzie granulometrycznym gliny ciężkiej<br />

(Haplic Cambisols według PTG),<br />

zwanych w pracy ze względu na charakter skał macierzystych glebą piaszczystą i glebą gliniastą.<br />

Próbki gleb wysuszono na powietrzu, następnie przesiano przez sito o średnicy oczek<br />

2 mm i uśredniono.<br />

Podstawowe właściwości fizykochemiczne badanych gleb – piaszczystej i gliniastej –<br />

były następujące:<br />

145

Paweł Muszyński<br />

● skład granulometryczny (frakcja w mm: procent) – 1,0 – 0,1: 80, 29%; 0,1 – 0,02: 14,<br />

• kwasowość 19%; 0,02 hydrolityczna – 0,002: 2, 34%; (H h ) < – 0,002: 35,8; 4, 9,2 18%; mmol H + /kg;<br />

● pH w 1 mol/dm 3 KCl: 3,9, 5,6;<br />

• suma zasad wymiennych (S): 0, 332,4 mmol(+) /kg;<br />

● zawartość węgla organicznego – 5,0, 17 g/kg;<br />

• pojemność ● powierzchnia sorpcyjna: właściwa 35,8, – 8,67, 341,649,09 mmol(+)/kg. m 2 /g;<br />

● kwasowość hydrolityczna (H h<br />

) – 35,8; 9,2 mmol H + /kg;<br />

Skład granulometryczny oznaczono metodą Cassagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego,<br />

● suma zasad wymiennych (S): 0, 332,4 mmol(+) /kg;<br />

zawartość ● węgla pojemność organicznego sorpcyjna: 35,8, metodą 341,6 Tiurina, mmol(+)/kg. pH w 1 mol/dm 3 KCl elektrometrycznie,<br />

powierzchnię właściwą metodą adsorpcji pary wodnej, kwasowość hydrolityczną i sumę<br />

zasadowych kationów wymiennych metodą Appena, a pojemność sorpcyną jako sumę H h i S.<br />

Skład granulometryczny oznaczono metodą Cassagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego,<br />

zawartość węgla organicznego metodą Tiurina, pH w 1 mol/dm 3 KCl elektrometrycznie,<br />

powierzchnię właściwą metodą adsorpcji pary wodnej, kwasowość hydrolityczną<br />

i sumę zasadowych kationów wymiennych metodą Kappena, a pojemność sorpcyną jako<br />

Do doświadczeń użyto chlorowodorku amproliniowego (AHCl) firmy Sigma–Aldrich<br />

sumę H h<br />

i S.<br />

(Niemcy). Jest to kationowy surfaktant o masie molowej 315,2 g/mol, o następującym wzorze<br />

chemicznym:<br />

Do doświadczeń użyto chlorowodorku amproliniowego (AHCl) firmy Sigma-Aldrich<br />

(Niemcy). Jest to kationowy surfaktant o masie molowej 315,2 g/mol, o następującym wzorze<br />

chemicznym:<br />

N<br />

CH 3<br />

H 3 C<br />

+<br />

N<br />

N<br />

Cl - . HCl<br />

NH 2<br />

Badania sorpcji AHCl przeprowadzono metodą statyczną: 2 g gleby i 10 cm 3 roztwo-<br />

Badania ru surfaktantu, sorpcji AHCl o stężeniach: przeprowadzono 0,00015; 0,0003; metodą 0,0005; statyczną: 0,001; 0,0015; 2 g gleby 0,002; i 0,003; 10 cm0,004;<br />

3 roztworu<br />

0,005; 0,006; 0,01 mol/dm 3 , umieszczano w probówkach wirówkowych o pojemności 25 cm 3<br />

surfaktantu, o stężeniach: 0,00015; 0,0003; 0,0005; 0,001; 0,0015; 0,002; 0,003; 0,004; 0,005;<br />

i wytrząsano przez 6 godzin w temperaturze pokojowej. Następnie zawiesiny glebowe<br />

i wytrząsano przez 6 godzin w temperaturze pokojowej. Następnie zawiesiny glebo-<br />

0,006; 0,01 we mol/dm odwirowywano 3 , umieszczano z prędkością w <strong>40</strong>00 probówkach obrotów/min w wirówkowych czasie 20 min. W o otrzymanym pojemności roz-25 cm 3<br />

tworze oznaczono AHCl przy długości fali 254 nm, na półpreparatywnym chromatografie<br />

cieczowym Knauer, połączonym z kolumną Hypersil C 8<br />

, o wymiarch 150 × 4,6 mm<br />

odwirowywano i wypełnieniu z prędkością o średnicy <strong>40</strong>00 5 µm. obrotów/min Stosowano w fazę czasie ruchomą 20 min. metanol/woda W otrzymanym (59/41, v/v) roztworze<br />

w buforze octanowym o pH 4 i prędkość 1 cm 3 /min. Ilość AHCl zasorbowaną przez glebę S<br />

oznaczono AHCl przy długości fali 254 nm, na półpreparatywnym chromatografie<br />

(mol/kg) obliczono ze wzoru:<br />

cieczowym Knauer, połączonym z kolumną S = (C o<br />

- C e<br />

) Hypersil · V/m, C 8, o wymiarch 150 × (1) 4,6 mm<br />

gdzie:<br />

i wypełnieniu o średnicy 5 μm. Stosowano fazę ruchomą metanol/woda (59/41, v/v)<br />

C o<br />

i C e<br />

– początkowe i równowagowe stężenie surfaktantu (mol/dm 3 ),<br />

w buforze V octanowym – objętość roztworu o pH (dm 4 i 3 ), prędkość 1 cm 3 /min. Ilość AHCl zasorbowaną przez glebę S<br />

m – masa gleby (kg).<br />

(mol/kg) obliczono ze wzoru:<br />

146<br />

S = (C o - C e ) ⋅ V/m, (1)<br />

gdzie: C o i C e – początkowe i równowagowe stężenie surfaktantu (mol/dm 3 ), V – objętość

Wpływ elektrolitu i pH na sorpcję chlorowodorku amproliniowego w glebach...<br />

Sorpcję AHCl przeprowadzono także z roztworów o pH 2, 4, 6, 8, 10, 12 i stężeniach 0,00015–<br />

0,01 mol/dm 3 oraz z roztworów z dodatkiem KCl i CaCl 2<br />

w następującym stosunku molowym<br />

surfaktant : elektrolit (1 : 1), (1 : 10) i (1 : 50). Wartość pH próbek regulowano przez wprowadzenie<br />

niewielkich ilości NaOH (1 mol/dm 3 ) lub HCl (1 mol/dm 3 ). Stężenia AHCl w roztworach<br />

z elektrolitem wynosiły od 0,00015 do 0,01 mol/dm 3 .<br />

Zbadano również wpływ czasu kontaktu surfaktant/gleba na wielkość sorpcji AHCl,<br />

przez wytrząsanie 2-gramowych próbek gleb z 10 cm 3 roztworu o stężeniach 0,005 i 0,01<br />

mol/dm 3 w czasie 15, 30, 60, 120, 2<strong>40</strong>, 300, 360 minut. Doświadczenia wykonano w trzech<br />

powtórzeniach.<br />

Do analizy wyników wykorzystano nastepujące równania:<br />

● Freundlicha:<br />

ln S e<br />

= K F<br />

+ n · ln C e<br />

, (2)<br />

gdzie: S e<br />

– ilość sorbatu zasorbowana przez jednostkę masy sorbenta (mol/kg), C e<br />

– stężenie<br />

równowagowe sorbatu (mol/dm 3 ), K F<br />

– stała Freundlicha (mol/kg), n – parametr związany<br />

z intensywnością sorpcji (dm 3 /kg);<br />

● Langmuira:<br />

C e<br />

/S e<br />

= 1/q L<br />

· K L<br />

+ C e<br />

/q L<br />

, (3)<br />

gdzie: S e<br />

i C e<br />

– znaczenie jak w równaniu Freundlicha, q L<br />

– ilość sorbatu wymagana<br />

do pokrycia powierzchni sorbenta monowarstwą (mol/kg), K L<br />

– stała związana z energią<br />

sorpcji (dm 3 /mol);<br />

● Dubinina–Kaganera–Raduszkiewicza (DKR):<br />

ln S e<br />

= ln X m<br />

- K · (R · T · ln (1 + 1/C e<br />

)) 2 , (4)<br />

gdzie: S e<br />

i C e<br />

– znaczenie jak w równaniu Freundlicha, X m<br />

– stała DKR (mol/kg), R –<br />

stała gazowa (J/mol·K), T – temperatura (K), K – współczynnik (mol 2 /J) związany z energią<br />

sorpcji E (kJ/mol) wzorem: E = (2K) –1/2 .<br />

● pseudo drugiego rzędu:<br />

2<br />

t/S t<br />

= 1/k 2<br />

· S cal<br />

+ t/S cal<br />

, (5)<br />

gdzie:<br />

S t<br />

– ilość sorbatu zasorbowana w czasie t (min), k 2<br />

– stała szybkości (kg/mol · min),<br />

S cal<br />

– wielkość sorpcji obliczona z równania (mol/kg).<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Wielkość sorpcji AHCl w badanych glebach przedstawiono na rysunku 1A. Kształt<br />

krzywych był niejednakowy i świadczył o różnym przebiegu sorpcji AHCl w glebie piaszczystej<br />

i gliniastej. Początkowo w glebie piaszczystej obserwowano liniowy wzrost sorpcji<br />

AHCl do punktu przegięcia na krzywej przy stężeniu C e<br />

= 3,5 · 10 –4 mol/dm 3 . W przedziale<br />

wyższych stężeń równowagowych, 6,9 · 10 –4 – 49,9 · 10 –4 mol/dm 3 , sorpcja AHCl wykazywała<br />

mniejszą dynamikę wzrostu i utrzymywała się w granicach 0,004–0,005 mol/kg.<br />

147

Paweł Muszyński<br />

Przy stężeniu 0,0084 mol/dm 3 stwierdzono dalszy wzrost sorpcji AHCl do maksymalnego<br />

poziomu 0,0079 mol/kg. W glebie gliniastej również obserwowano wzrost sorpcji AHCl<br />

ze wszystkich roztworów wyjściowych, ale w stopniu dużo większym niż w glebie piaszczystej.<br />

W zakresie małych stężeń, 2 · 10 –5 – 1,1 · 10 –4 mol/dm 3 , zależność sorpcji AHCl od<br />

stężenia równowagowego była prostoliniowa. Po przekroczeniu stężenia 1,1 · 10 –4 mol/dm 3<br />

intensywność sorpcji zmalała, a wartość sorpcji przy najwyższym stężeniu równowagowym<br />

wynosiła 0,0361 mol/kg gleby gliniastej.<br />

W badaniach wykazano, że względna sorpcja AHCl wyrażona w procentach zmniejszała<br />

się ze wzrostem początkowego stężenia surfaktantu i była większa w glebie gliniastej<br />

niż w glebie piaszczystej (rys. 1B). Przy najniższym stężeniu początkowym 1,5 · 10 –4 mol/dm 3<br />

procent sorpcji AHCl wynosił np.: 86,9% w glebie piaszczystej i 90,2% w glebie gliniastej,<br />

dla roztworu o maksymalnym stężeniu 0,01 mol/dm 3 natomiast miał wartość odpowiednio<br />

15,8% oraz 72,3%. Podane wyniki wskazują, że wielkość sorpcji AHCl związana była z pojemnością<br />

sorpcyjną badanych gleb i zmniejszała się w kolejności: gleba gliniasta > gleba<br />

piaszczysta.<br />

Porównanie izoterm Langmuira, Freundlicha i Dubinina – Kaganera – Raduszkiewicza<br />

(DKR) z danymi eksperymentalnymi, przedstawione na rys. 2A i rys. 2B, wskazuje na małą<br />

zgodność wyników obliczonych z wynikami uzyskanymi w doświadczeniu. Na podstawie<br />

rysunków 2A i 2B można stwierdzić, że wyniki z obliczeń były najgorzej dopasowane do<br />

sorpcji AHCl z roztworów o najwyższych stężeniach. Mimo że dla izotermy DKR wartości<br />

współczynnika R 2 były najwyższe (patrz tab. 3), dopasowanie tego modelu również nie<br />

było najlepsze. Stosunkowo najmniejsze różnice stwierdzono między obliczeniami z modelu<br />

Langmuira a sorpcją AHCl w glebie piaszczystej wyznaczoną doświadczalnie.<br />

W tabelach 1, 2 i 3 zamieszczono wartości parametrów dla liniowej postaci izoterm<br />

sorpcji Freundlicha, Langmuira i DKR. Wyraźnie mniejsze wartości stałych K F<br />

, q L<br />

i X m<br />

gleby<br />

piaszczystej w stosunku do wartości tych stałych w glebie gliniastej, świadczą o ograniczonej<br />

zdolności tej gleby do wiązania AHCl. Mniejsza wartość parametru n dla gleby<br />

piaszczystej oznacza, że ilość AHCl zasorbowana przez tą glebę zwiększała się w mniejszym<br />

stopniu niż stężenie równowagowe surfaktanta. Na przykład przy stężeniach równowagowych<br />

11,2 · 10 –4 mol/dm 3 i 30 · 10 –4 mol/dm 3 sorpcja AHCl wynosiła odpowiednio<br />

0,0044 mol/kg oraz 0,005 mol/kg. Z obliczeń wynika, że w przedziale podanych wartości<br />

stężenie równowagowe wzrosło 2,68 razy, natomiast sorpcja – 1,14 razy. Siła wiązania<br />

AHCl w glebie piaszczystej była większa niż w glebie gliniastej na co wskazują wyższe<br />

wartości współczynników K L<br />

i E, związanych z energią sorpcji (tab. 2 i 3). W niniejszym<br />

doświadczeniu wartości E dla sorpcji AHCl w glebach (tab. 3) mieściły się w zakresie<br />

wartości energii charakterystycznym dla reakcji wymiany jonowej (8–16 kJ/mol) [Juang<br />

i in. 2002].<br />

Wyniki badań kinetycznych (rys. 3A) wskazywały, że intensywność sorpcji AHCl zmniejszała<br />

się wraz z wydłużeniem czasu kontaktu surfaktantu z glebą. Po upływie 15 minut<br />

148

Wpływ elektrolitu i pH na sorpcję chlorowodorku amproliniowego w glebach...<br />

sorpcja kształtowała się na poziomie 0,0046 mol/kg gleby piaszczystej i 0,0342 mol/kg gleby<br />

gliniastej. W stosunku do ilości AHCl w roztworze początkowym stanowiło to odpowiednio<br />

23,2% oraz 68,5%. Po upływie 60-tej minuty sorpcja osiągnęła poziom 0,0051 mol/kg<br />

gleby piaszczystej i 0,0367 mol/kg gleby gliniastej i była odpowiednio o 10,2% i o 7,1% wyższa<br />

względem sorpcji w 15-tej minucie. W przedziale czasu od 120 minuty do 360 minuty<br />

procent sorpcji AHCl wykazywał niewielkie zmiany i wahał się na poziomie: 25,8–26,9%<br />

w glebie piaszczystej oraz 72,3–75,6% w glebie gliniastej.<br />

Wysokie wartości współczynnika R 2 (rys. 3B) sugerują, że kinetyka sorpcji AHCl może<br />

być opisana przez równanie pseudo drugiego rzędu. Dobre dopasowanie tego równania potwierdzają<br />

także obliczone wartości S cal<br />

(0,0058 mol/kg gleby piaszczystej i 0,037 mol/kg gleby<br />

gliniastej), które były bardzo podobne do eksperymentalnych wartości S (0,0058 mol/kg<br />

gleby piaszczystej i 0,0361 mol/kg gleby gliniastej).<br />

Na podstawie wyników przedstawionych na rysunkach 4A i 4B stwierdzono zależność<br />

sorpcji AHCl od pH roztworu, która przejawiała się zarówno zwiększeniem, jak i zmniejszeniem<br />

ilości surfaktanta zasorbowanego przez gleby.<br />

Zmiany analizowano przez porównanie sorpcji AHCl z roztworów o ustalonym<br />

pH z sorpcją z roztworów o nieregulowanym pH (3,3–3,4), którą przyjęto za 100%.<br />

W glebie piaszczystej sorpcja AHCl z roztworów o pH 6–10 zmniejszyła się do 79–83,2%<br />

przy stężeniu wyjściowym 0,004 mol/dm 3 oraz do poziomu 44,8–47,6% z roztworu<br />

o stężeniu 0,01 mol/dm 3 . Przy wartości pH 12 odnotowano natomiast wzrost sorpcji<br />

AHCl o <strong>40</strong>,9% z roztworu o stężeniu 0,004 mol/dm 3 i o 27% z roztworu o stężeniu<br />

0,01 mol/dm 3 . W warunkach silnie kwaśnych (pH = 2) nie stwierdzono sorpcji AHCl<br />

z 0,01 mol/dm 3 roztworu, z roztworu o stężeniu 0,004 mol/dm 3 natomiast sorpcja była<br />

o 34,5% mniejsza od sorpcji z roztworu o pH naturalnym. Według Boucharda i in. [1988],<br />

Xu i Boyda [1995], Atay i in. [2002] oraz Paria i Khilara [2004] sorpcja surfaktantów jonowych<br />

jest wynikiem elektrostatycznych oddziaływań. Ponieważ AHCl jest solą, dlatego<br />

w roztworze wodnym nie występuje w postaci obojętnych cząsteczek, ale ulega dysocjacji<br />

z utworzeniem kationów i jonów Cl – . Powszechnie wiadomo, że pojemność sorpcyjna<br />

gleb wobec kationów zależy od obecności na koloidach glebowych ładunków trwałych<br />

oraz zmiennych, zależnych od pH. Przy wysokim pH sumaryczny ładunek ujemny kompleksu<br />

sorpcyjnego gleby jest największy, wraz ze wzrostem kwasowości środowiska natomiast<br />

ulega stopniowemu zmniejszeniu. W warunkach kwaśnego odczynu tlenki Fe i Al<br />

oraz amorficzna krzemionka posiadają dodatni ładunek i dlatego mogą wiązać tylko aniony<br />

[Ou i in. 1996, Pinahua, Ming 2006]. Ponadto przy niskim pH jony H + mogły konkurować<br />

z kationami AHCl o miejsca sporpcyjne. Z tych powodów sorpcja AHCl w glebie piaszczystej<br />

była największa przy wartości pH = 12 a najmniejsza przy wartości pH = 2. W glebie gliniastej<br />

sorpcja z roztworów o pH od 4 do 10 utrzymywała się na poziomie niższym niż z roztworu<br />

o nieregulowanym pH i była także mniejsza w stosunku do sorpcji z roztworu o pH =<br />

2 i pH = 12. W glebie gliniastej sorpcja AHCl w mniejszym stopniu niż w glebie piaszczystej<br />

149

Paweł Muszyński<br />

zależała od pH roztworu wyjściowego. Fakt ten należy tłumaczyć silniejszymi właściwościami<br />

buforowymi gleby gliniastej, wynikającymi z większej zawartości węgla organicznego<br />

i części spławialnych oraz obecności w tej glebie kationów o charakterze zasadowym. Niewielki<br />

wpływ pH roztworu na sorpcję kationowego surfaktantu bromku dodecylopirydyniowego<br />

wykazali Brownawell i in. [1990].<br />

W glebie piaszczystej wpływ elektrolitu na sorpcję surfaktantu był dwukierunkowy<br />

(rys. 5A i 5B). Przy stosunku molowym surfaktant : elektrolit (1 : 1) stwierdzono wzrost sorpcji<br />

chlorowodorku amproliniowego ze wszystkich roztworów wyjściowych z dodatkiem KCl,<br />

a z roztworów z dodatkiem CaCl 2<br />

– z wyjątkiem roztworu o najwyższym stężeniu 0,01 mol/dm 3 .<br />

Największy wzrost sorpcji odnotowano z roztworów o stężeniach wyjściowych: 0,004, 0,005<br />

i 0,006 mol/dm 3 , a mniejszy z roztworów o niższych stężeniach. Na przykład w obecności KCl<br />

sorpcja z roztworów o stężeniach 0,002 i 0,006 mol/dm 3 wynosiła odpowiednio 0,011 mol/kg<br />

gleby piaszczystej oraz 0,005 mol/kg gleby piaszczystej i była o 12,2% i o 35,5% wyższa<br />

w odniesieniu do sorpcji z roztworów bez dodatku KCl. Podobny efekt obserwowano przy stosunku<br />

molowym surfaktant : KCl jak 1 : 10 dla roztworów o stężeniach 0,005 i 0,006 mol/dm 3 .<br />

W obecności CaCl 2<br />

natomiast przy stosunku molowym surfaktant : CaCl 2<br />

jak (1 : 10) nastąpiło<br />

zmniejszenie sorpcji AHCl w glebie piaszczystej.<br />

Dodatek elektrolitu powodował zmniejszenie sorpcji AHCl w glebie gliniastej (rys. 6A<br />

i 6B), a efekt ten nasilał się ze wzrostem stężenia KCl i CaCl 2<br />

i wykazywał zależność od rodzaju<br />

elektrolitu. W porównaniu do sorpcji AHCl z roztworów niezawierających KCl i CaCl 2<br />

największe różnice obserwowano dla roztworów o stężeniach: 0,004, 0,005, 0,006, 0,01<br />

mol/dm 3 . Podobnie jak w glebie piaszczystej wpływ elektrolitów był niejednakowy. Z roztworu<br />

o stężeniu 0,004 mol/dm 3 i stosunku molowym AHCl : elektrolit jak 1 : 10 sorpcja w obecności<br />

KCl była o 8,3% mniejsza, a w obecności CaCl 2<br />

o 17,4% mniejsza, w stosunku do<br />

sorpcji z roztworów bez elektrolitu. W obu badanych glebach najmniejsza była sorpcja z roztworów,<br />

w których stosunek molowy surfaktant : elektrolit wynosił 1 : 50. Również w badaniach<br />

Brownawella in. [1990] obserwowano zmniejszenie sorpcji kationowego surfaktanta<br />

w glebie w obecności CaCl 2<br />

. Zgodnie z twierdzeniem Bautista-Toledo i in. [2008] między<br />

jednakowo naładowanymi cząstkami surfaktantów jonowych występuje elektrostatyczne<br />

odpychanie, które utrudnia proces sorpcji, a przy dużych stężeniach surfaktantów może go<br />

znacząco zmniejszyć. To niekorzystne zjawisko eliminuje dodatek elektrolitu, którego przeciwjony<br />

osłaniają ładunek surfaktanta i tym samym osłabiają siły elektrostatycznego odpychania<br />

działające między jego jonami. W omawianym tu doświadczeniu jony Cl – pochodzące<br />

z KCl i CaCl 2<br />

mogły osłabiać odpychanie elektrostatyczne między polarnymi częściami<br />

cząsteczek AHCl, co skutkowało gęstszym upakowaniem jonów tego surfaktanta na powierzchni<br />

sorpcyjnej i w konsekwencji zwiększeniem sorpcji. Zmniejszenie sorpcji AHCl<br />

w obecności elektrolitów należy tłumaczyć konkurencją o miejsca sorpcyjne między kationami<br />

AHCl a jonami Ca 2+ i K + . Ponieważ jony Ca 2+ są wiązane przez gleby w większych ilościach<br />

niż jony K + , dlatego zmniejszenie sorpcji było bardziej widoczne w obecności CaCl 2<br />

.<br />

150

sorpcji, R – wspólczynnik korelacji,<br />

SD – standard deviation, X m – Dubinin–Kaganer–Radushkevich constant, K – coefficient related to sorption energy, E – energy of sorption,<br />

gliniasta; 0,3577 0,0197<br />

R 2 – coefficient of correlation.<br />

8 ⋅10 -9 – 7,911 – 0,935<br />

loamy Wpływ elektrolitu i pH na sorpcję chlorowodorku amproliniowego w glebach...<br />

SD – odchylenie standardowe, X m – stała Dubinina–Kaganera–Raduszkiewicza, K – współczynnik związany z energią sorpcji, E – energia<br />

sorpcji, R 2 – wspólczynnik korelacji,<br />

SD – standard deviation, X m – Dubinin–Kaganer–Radushkevich constant, K – coefficient related to sorption energy, E – energy of sorption,<br />

R 2 – coefficient of correlation.<br />

S (mol/kg)<br />

S (mol/kg)<br />

Rys.1. Izotermy Izotermy (A) i procent (A) i sorpcji procent AHCl sorpcji (B) w glebie AHCl piaszczystej (B) w glebie (P) i gliniastej 0piaszczystej (G): S – wielkość (P) i sorpcji, gliniastej C e – stężenie (G): S równowagowe, – wielkość<br />

C o – stężenie początkowe.<br />

Fig. 1. Isotherms 0sorpcji, (A) and percent 0,003 C e<br />

– stężenie<br />

of the 0,006 równowagowe,<br />

AHCl sorption 0,009 C<br />

(B) in sandy o<br />

– stężenie<br />

soil (P) 0 początkowe<br />

and loamy 0,003 soil (G): S 0,006 – equilibrium 0,009 sorption capacity,<br />

Fig. 1. C e – Isotherms equilibrium concentration, (A) and percent % sorpcji of – percent the AHCl of AHCl sorption removal, (B) C o – initial sandy concentration.<br />

C e (mol/dm 3 )<br />

Csoil o (mol/dm (P) and 3 ) loamy soil (G):<br />

0,008 S – equilibrium sorption A capacity, C e<br />

– equilibrium concentration, % Bsorpcji – percent of<br />

Rys.1. Izotermy AHCl (A) removal, i procent sorpcji C o<br />

– AHCl initial (B) concentration<br />

w glebie piaszczystej (P) i gliniastej (G): S – wielkość sorpcji, C<br />

0,06<br />

e – stężenie równowagowe,<br />

C o – stężenie początkowe.<br />

Fig. 1. 0,006 Isotherms (A) and percent of the AHCl sorption (B) in sandy soil (P) and loamy soil (G): S – equilibrium sorption capacity,<br />

C e – equilibrium concentration, % sorpcji – percent of AHCl removal, C o – initial concentration.<br />

S (mol/kg)<br />

S (mol/kg)<br />

0,008<br />

0,004<br />

exp<br />

Freundlich<br />

0,002<br />

0,006<br />

Langmuir<br />

DKR<br />

0,004<br />

0<br />

0 0,003 0,006<br />

exp<br />

0,009<br />

0,002 C e (mol/dm 3 Freundlich<br />

Langmuir<br />

)<br />

DKR<br />

S (mol/kg)<br />

0,02 0,06<br />

0,04 0<br />

Rys. 2. Porównanie izoterm sorpcji Freundlicha, Langmuira i Dubinina–Kaganera–Raduszkiewicza (DKR) z danymi eksperymentalnymi<br />

dla gleby<br />

0<br />

piaszczystej (A) i gliniastej (B): exp – dane eksperymentalne, 0 S – wielkość sorpcji, C e – stężenie równowagowe.<br />

Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z trzech oznaczeń (widoczne, jeśli są większe od symboli).<br />

Fig. 2. Comparison 0 of the 0,003 sorption isotherms 0,006 measured 0,009 and calculated by Freundlich, 0 Langmuir 0,0008and 0,0016 Dubinin–Kaganer–Radushkevich<br />

0,0024<br />

(DKR) models for sandy soil (A) and loamy soil (B): exp – experimental data, S – equilibrium sorption capacity,<br />

C e – equilibrium concentration. C e (mol/dm 3 Error bars ) represent standard deviation of triplicate assays C(shown e (mol/dm 3 if larger ) that the symbols).<br />

0,04<br />

exp<br />

Freundlich<br />

Langmuir<br />

DKR<br />

Rys. 2. Porównanie izoterm sorpcji Freundlicha, Langmuira i Dubinina–Kaganera–Raduszkiewicza<br />

błędu (DKR) przedstawiają z danymi odchylenie eksperymentalnymi standardowe z trzech oznaczeń dla gleby (widoczne,<br />

A<br />

7<br />

B R 2 = 0,998<br />

Słupki 0,04<br />

6 piaszczystej jeśli są większe (A) od i gliniastej symboli). (B): exp –<br />

dane eksperymentalne, S – wielkość sorpcji, 5C C0,03<br />

e<br />

– stężenie równowagowe. Słupki błędu<br />

e – equilibrium concentration. Error bars represent standard deviation of triplicate assays (shown if larger that the symbols).<br />

przedstawiają odchylenie standardowe z trzech 4 oznaczeń (widoczne, jeśli są większe a od<br />

a<br />

0,02 symboli)<br />

3<br />

A<br />

7<br />

b<br />

b<br />

B R 2 = 0,998<br />

Fig. 2. 0,04<br />

2<br />

0,01 Comparison of the sorption isotherms measured 6 and calculated by Freundlich, R 2 = Langmuir 0,9981<br />

15<br />

0,03 and Dubinin–Kaganer–Radushkevich (DKR) models for sandy soil (A) and loamy soil (B):<br />

0<br />

0<br />

exp – experimental data, S – equilibrium 4<br />

a<br />

a sorption capacity, C e<br />

– equilibrium concentration.<br />

Error bars represent standard<br />

0,02 0 100 200 300 <strong>40</strong>0 3 0 100 200 300 <strong>40</strong>0 b<br />

b deviation of triplicate assays (shown if larger that the<br />

0,01<br />

t (min)<br />

2<br />

t (min) R 2 symbols)<br />

= 0,9981<br />

1<br />

0<br />

0<br />

S (mol/kg)<br />

0,04<br />

0,03<br />

0,02<br />

P<br />

0,04<br />

A<br />

G<br />

0,01<br />

0,03<br />

0<br />

0,02<br />

P<br />

0 0,003 0,006 0,009<br />

0,01 C e (mol/dm 3 G<br />

)<br />

A<br />

A<br />

% sorpcji<br />

S (mol/kg)<br />

t/St (min ⋅ kg/mol) t/St (min ⋅ 10 ⋅ 4 kg/mol) ⋅ 10 4<br />

0 0,003 0,006 0,009<br />

C o (mol/dm 3 )<br />

0 0,0008 0,0016exp0,0024<br />

0,02 C e (mol/dm 3 ) Freundlich<br />

Langmuir<br />

DKR<br />

Rys. 2. Porównanie izoterm sorpcji Freundlicha, Langmuira i Dubinina–Kaganera–Raduszkiewicza (DKR) z danymi eksperymentalnymi<br />

dla gleby piaszczystej (A) i gliniastej (B): exp – dane eksperymentalne, S – wielkość sorpcji, C e – stężenie równowagowe.<br />

Fig. 2. Comparison of the sorption isotherms measured and calculated by Freundlich, Langmuir and Dubinin–Kaganer–Radushkevich<br />

(DKR) models for sandy soil (A) and loamy soil (B): exp – experimental data, S – equilibrium sorption capacity,<br />

S (mol/kg)<br />

0<br />

0 100 200 300 <strong>40</strong>0<br />

t (min)<br />

% sorpcji<br />

100<br />

80<br />

60<br />

100 <strong>40</strong><br />

20 80<br />

600<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0 100 200 300 <strong>40</strong>0<br />

t (min)<br />

151<br />

B<br />

B<br />

B<br />

P<br />

G<br />

P<br />

G

e<br />

e<br />

Rys. 2. Porównanie izoterm sorpcji Freundlicha, Langmuira i Dubinina–Kaganera–Raduszkiewicza (DKR) z danymi eksperymentalnymi<br />

dla gleby piaszczystej (A) i gliniastej (B): exp – dane eksperymentalne, S – wielkość sorpcji, C e – stężenie równowagowe.<br />

Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z trzech oznaczeń (widoczne, jeśli są większe od symboli).<br />

Fig. 2. Comparison of the sorption isotherms measured Paweł and calculated Muszyński by Freundlich, Langmuir and Dubinin–Kaganer–Radushkevich<br />

(DKR) models for sandy soil (A) and loamy soil (B): exp – experimental data, S – equilibrium sorption capacity,<br />

C e – equilibrium concentration. Error bars represent standard deviation of triplicate assays (shown if larger that the symbols).<br />

S (mol/kg)<br />

0,04<br />

0,03<br />

0,02<br />

0,01<br />

0<br />

A<br />

0 100 200 300 <strong>40</strong>0<br />

t (min)<br />

a<br />

b<br />

t/St (min ⋅ kg/mol) ⋅ 10 4<br />

7<br />

6<br />

5<br />

4<br />

3<br />

2<br />

1<br />

0<br />

B<br />

R 2 = 0,998<br />

b<br />

R 2 = 0,9981<br />

0 100 200 300 <strong>40</strong>0<br />

t (min)<br />

a<br />

Rys. 3. (A) Kinetyka sorpcji AHCl. (B) Wykres t/S t<br />

w funkcji czasu dla sorpcji AHCl: S – wielkość<br />

sorpcji, S t<br />

– sorpcja po czasie t, a – gleba piaszczysta [AHCl] = 0,005 mol/dm 3 , b – gleba<br />

gliniasta [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 , R 2 – współczynnik korelacji. Słupki błędu przedstawiają<br />

odchylenie standardowe z trzech oznaczeń (widoczne, jeśli są większe od symboli)<br />

Fig. 3. (A) Kinetics of AHCl sorption. (B) Plot of t/S t<br />

versus time for the sorption of AHCl: S – equilibrium<br />

sorption capacity, S t<br />

– amount sorbed after time t, a – sandy soil [AHCl] = 0,005<br />

Rys. 3. (A) Kinetyka sorpcji<br />

mol/dm 3 AHCl. (B) Wykres t/S t w funkcji czasu dla<br />

, b – loamy soil [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 sorpcji<br />

, R 2 AHCl: S – wielkość sorpcji, S t – sorpcja po czasie t,<br />

a – gleba piaszczysta [AHCl] = 0,005 mol/dm 3 , b – gleba gliniasta –[AHCl] coefficient = 0,01 mol/dm of correlation. 3 , R 2 – współczynnik Error bars korelacji.<br />

Słupki błędu przedstawiają odchylenie standardowe z trzech oznaczeń (widoczne, jeśli są większe od symboli).<br />

represent standard deviation of triplicate assays (shown if larger that the symbols)<br />

Fig. 3. (A) Kinetics of AHCl sorption. (B) Plot of t/S t versus time for the sorption of AHCl: S – equilibrium sorption capacity, S t – amount<br />

sorbed after time t, a – sandy soil [AHCl] = 0,005 mol/dm 3 , b – loamy soil [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 , R 2 – coefficient of correlation.<br />

Error bars represent standard deviation of triplicate assays (shown if larger that the symbols).<br />

S (mol/kg)<br />

0,012<br />

0,01<br />

0,008<br />

0,006<br />

0,004<br />

0,002<br />

0<br />

a<br />

b<br />

A<br />

N 2 4 6 8 10 12<br />

pH<br />

S (mol/kg)<br />

0,05<br />

0,04<br />

0,03<br />

0,02<br />

0,01<br />

0<br />

a<br />

b<br />

B<br />

N 2 4 6 8 10 12<br />

pH<br />

Rys. Rys. 4. Sorpcja 4. Sorpcja AHCl AHCl z roztworów z roztworów o różnym pH o różnym w glebie pH piaszczystej w glebie (A) piaszczystej i gliniastej (B):(A) S – i wielkość gliniastej sorpcji, (B): N S – sorpcja wielkość<br />

sorpcji, z trzech oznaczeń N – sorpcja (widoczne, AHCl jeśli z są roztworu większe od symboli). o naturalnym pH, a – [AHCl] = 0,004 mol/dm 3 ,<br />

AHCl<br />

z roztworu o naturalnym pH, a – [AHCl] = 0,004 mol/dm 3 , b – [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 . Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />

standardowe<br />

Fig. 4. Sorption of AHCl from solution of different pH in sandy soil (A) and loamy soil (B): S – equilibrium sorption capacity,<br />

N – b sorption – [AHCl] of AHCl = 0,01 from mol/dm solution 3 . of Słupki natural błędu pH, a – przedstawiają [AHCl] = 0,004 mol/dm odchylenie 3 , b – [AHCl] standardowe = 0,01 mol/dm z trzech 3 . Error bars<br />

represent oznaczeń standard deviation (widoczne, of triplicate jeśli assays są większe (shown if od larger symboli) that the symbols).<br />

Fig. 4. Sorption of AHCl from A solution of different pH in sandy soil (A) and loamy B soil (B): S –<br />

0,008 equilibrium sorption capacity, N – sorption of AHCl 0,008from solution of natural pH, a – [AHCl]<br />

0,006 = 0,004 mol/dm 3 , b – [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 . 0,006 Error bars represent standard deviation of<br />

triplicate assays (shown if larger that the symbols)<br />

S (mol/kg)<br />

0,004<br />

0,002<br />

152<br />

0<br />

0 0,003 0,006 0,009<br />

S (mol/kg)<br />

a 0,004<br />

b<br />

0,002<br />

c<br />

d 0<br />

0 0,003 0,006 0,009<br />

a<br />

b<br />

c<br />

d

S (mo<br />

0,006<br />

0,02<br />

0,004<br />

standardowe z trzech oznaczeń (widoczne, jeśli są większe od symboli).<br />

Wpływ elektrolitu i pH na sorpcję chlorowodorku amproliniowego w glebach...<br />

0,002<br />

0,01<br />

represent 0 standard deviation of triplicate assays (shown if larger that the 0symbols).<br />

N 2 4 A 6 8 10 12<br />

N 2 4 6B<br />

8 10 12<br />

0,008<br />

pH<br />

0,008<br />

pH<br />

Rys. 4. Sorpcja AHCl z roztworów o różnym pH w glebie piaszczystej (A) i gliniastej (B): S – wielkość sorpcji, N – sorpcja AHCl<br />

z roztworu o naturalnym pH, a – [AHCl] = 0,004 mol/dm 3 , b – [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 . Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />

Fig. 4. Sorption of AHCl from solution of different pH in sandy soil (A) and loamy soil (B): S – equilibrium sorption capacity,<br />

N – sorption of AHCl from solution of natural pH, a – [AHCl] = 0,004 mol/dm 3 , b – [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 . Error bars<br />

S (mol/kg)<br />

0,006<br />

0<br />

0,008<br />

0 0,003 0,006 0,009<br />

C e (mol/dm 3 )<br />

S (mol/kg)<br />

0,006<br />

Rys. 4. Sorpcja AHCl z roztworów o różnym pH w glebie piaszczystej (A) i gliniastej (B): S – wielkość sorpcji, N – sorpcja AHCl<br />

z roztworu o naturalnym pH, a – [AHCl] = 0,004 mol/dm 3 , b – [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 . Słupki błędu przedstawiają odchylenie<br />

0,004 standardowe z trzech oznaczeń (widoczne, jeśli są większe od symboli).<br />

Fig. 4. Sorption of AHCl from solution of different pH in sandy soil (A) and loamy soil (B): S – equilibrium sorption capacity,<br />

N – sorption of AHCl from solution of natural pH, a – [AHCl] = 0,004 mol/dm<br />

0,002<br />

3 , b – [AHCl] = 0,01 mol/dm 3 . Error bars<br />

represent standard deviation of triplicate assays (shown if larger that the symbols).<br />

S (mol/kg)<br />

a 0,004<br />

b<br />

0,002<br />

c<br />

d 0<br />

0,008<br />

0 0,003 0,006 0,009<br />

C e (mol/dm 3 )<br />

Rys. Rys. 5. 0,004 Wpływ 5. Wpływ KCl (A) KCl i CaCl (A) i 2<br />

CaCl (B) na 2 sorpcję (B) na AHCl sorpcję w glebie AHCl<br />

a piaszczystej: w glebie a piaszczystej: – ilość AHCl zasorbowana a – ilość w AHCl nieobecności zasorbowana<br />

w Słupki nieobecności błędu przedstawiają elektrolitu, odchylenie b – AHCl standardowe : elektrolit z trzech (1 oznaczeń : 1), c (widoczne, – AHCl: jeśli elektrolit są większe (1 : od 10), b<br />

elektrolitu,<br />

b – AHCl : elektrolit (1 : 1), c – AHCl : elektrolit (1 : 10), d – AHCl : elektrolit (1 : 50), S – wielkość sorpcji, C e – stężenie<br />

równowagowe. symboli).<br />

0,002<br />

b<br />

Fig. 5. Effect of KCl (A) and CaCl 2<br />

0,002<br />

d – AHCl : elektrolit (B) on (1 the : 50), sorption S of – AHCl wielkość in sandy soil: a – is the amount of AHCl sorbed in the absence electrolyte,<br />

b – AHCl : electrolyte (1 : 1), c – AHCl : electrolyte (1<br />

c sorpcji, C<br />

: 10), d – AHCl : electrolyte e<br />

– stężenie równowagowe. Słupki c<br />

(1 : 50), S – equilibrium sorption capacity,<br />

C e – equilibrium błędu 0 przedstawiają concentration. Error odchylenie bars represent standardowe d deviation z trzech of 0triplicate oznaczeń assays (shown (widoczne, if larger that jeśli the symbols). są większe<br />

0od symboli) 0,003 A0,006 0,009<br />

0 0,003 B0,006 0,009<br />

d<br />

Fig. 0,04 5. Effect of KCl C(A) e (mol/dm and CaCl 3 ) 2<br />

(B) on the sorption 0,04 of AHCl in sandy C e soil: (mol/dm a – is 3 the ) amount of<br />

0,03 AHCl sorbed in the absence electrolyte, b – AHCl 0,03 : electrolyte (1 : 1), c – AHCl: electrolyte<br />

(1 : elektrolit : 10), d (1–: AHCl 1), c – : AHCl electrolyte : elektrolit (1 (1: 50), : 10), S d – AHCl equilibrium : elektrolit sorption (1 : 50), capacity, S – wielkość Csorpcji, e<br />

Rys. 5. Wpływ KCl (A) i CaCl 2 (B) na sorpcję AHCl w glebie piaszczystej: a – ilość AHCl zasorbowana w nieobecności<br />

a<br />

aelektrolitu,<br />

b – AHCl – equilibrium<br />

of KCl concentration. (A) and CaCl 2 (B) Error on the sorption bars represent of AHCl in standard sandy soil: a deviation – is the amount of of triplicate AHCl sorbed assays in the absence (shown electrolyte, if<br />

C e – stężenie<br />

równowagowe. 0,02 Słupki błędu przedstawiają odchylenie b standardowe 0,02 z trzech oznaczeń (widoczne, jeśli są większe od bsymboli).<br />

Fig. 5. Effect<br />

b – AHCl : electrolyte (1 : 1), c – AHCl : electrolyte<br />

0,01<br />

c(1 : 10), d – AHCl : electrolyte (1 : 50), S – equilibrium sorption<br />

0,01<br />

c capacity,<br />

larger that the symbols)<br />

C e – equilibrium concentration. Error bars represent standard deviation of triplicate assays (shown if larger that the symbols).<br />

S (mol/kg)<br />

S (mol/kg)<br />

0,006<br />

0<br />

A<br />

d<br />

0,04<br />

0 0,002 0,004 0,006<br />

0,03 C e (mol/dm 3 )<br />

a<br />

0,02<br />

b<br />

0,01<br />

c<br />

d<br />

0<br />

A<br />

0 0,002 0,004 0,006<br />

C e (mol/dm 3 )<br />

S (mol<br />

S (mol/kg)<br />

S (mol/kg)<br />

S (mol/kg)<br />

0,006<br />

0,004<br />

0<br />

B<br />

a<br />

b<br />

c<br />

d<br />

0<br />

B<br />

d<br />

0,04 0 0,002 0,004 0,006<br />

0,03 C e (mol/dm 3 )<br />

a<br />

0,02<br />

b<br />

0,01<br />

c<br />

d<br />

0 0,002 0,004 0,006<br />

C e (mol/dm 3 )<br />

Rys. 6. Wpływ KCl (A) i CaCl 2<br />

(B) na sorpcję AHCl w glebie gliniastej: a – ilość AHCl zasorbowana<br />

w nieobecności elektrolitu, b – AHCl : elektrolit (1 : 1), c – AHCl : elektrolit (1: 10), d – AHCl :<br />

elektrolit (1 : 50), S – wielkość sorpcji, C e<br />

– stężenie równowagowe. Słupki błędu przedstawiają<br />

odchylenie standardowe z trzech oznaczeń (widoczne, jeśli są większe od symboli)<br />

Fig. 6. Effect of KCl (A) and CaCl 2<br />

(B) on the sorption of AHCl in loamy soil: a – is the amount of<br />

AHCl sorbed in the absence electrolyte, b – AHCl : electrolyte (1 : 1), c – AHCl: electrolyte<br />

(1 : 10), d – AHCl : electrolyte (1 : 50), S – equilibrium sorption capacity, C e<br />

– equilibrium<br />

concentration. Error bars represent standard deviation of triplicate assays (shown if<br />

larger that the symbols)<br />

a<br />

153

Paweł Muszyński<br />

Tabela 1. Parametry równania Freundlicha dla sorpcji AHCl w glebach<br />

Table 1. Values of the Freundlich equation parameters for sorption AHCl on soils<br />

Gleba<br />

K F<br />

,<br />

mol/kg<br />

średnia<br />

SD<br />

n,<br />

średnia<br />

SD R 2<br />

piaszczysta 0,0410 0,00<strong>40</strong> 0,3498 0,0148 0,9045<br />

gliniasta 10,251 0,8318 0,8216 0,0078 0,8983<br />

Objaśnienie: SD – odchylenie standardowe, K F<br />

– stała Freundlicha, n – stała związana z intensywnością<br />

sorpcji, R 2 – wspólczynnik korelacji.<br />

Tabela 2. Parametry równania Langmuira dla sorpcji AHCl w glebach<br />

Table 2. Values of the Langmuir equation parameters for sorption AHCl on soils<br />

Gleba<br />

q L<br />

,<br />

mol/kg<br />

średnia<br />

SD<br />

K L<br />

,<br />

dm 3 /mol<br />

średnia<br />

SD R 2<br />

piaszczysta 0,0072 0,0003 1398,9 81,124 0,8008<br />

gliniasta 0,0562 0,0018 1134,0 84,153 0,7712<br />

Objaśnienie: SD – odchylenie standardowe, q L<br />

– ilość AHCl wymagana do pokrycia powierzchni sorpcyjnej<br />

monowarstwą, K L<br />

– parametr związany z energią sorpcji, R 2 – wspólczynnik korelacji.<br />

Tabela 3. Parametry równania Dubinina–Kaganera–Raduszkiewicza dla sorpcji AHCl w glebach<br />

Table 3. Values of the Dubinin–Kaganer–Radushkevich equation parameters for sorption AHCl<br />

Gleba<br />

Soil<br />

on soils<br />

X m<br />

, mol/kg<br />

średnia<br />

SD<br />

K,<br />

mol 2 /J 2<br />

średnia<br />

SD<br />

E,<br />

kJ/mol<br />

średnia<br />

SD R 2<br />

piaszczysta 0,0118 0,0007 4 ⋅10 – 9<br />

– 11,186 – 0,937<br />

gliniasta 0,3577 0,0197 8 ⋅10 – 9<br />

– 7,911 – 0,935<br />

Objaśnienie: SD – odchylenie standardowe, X m<br />

– stała Dubinina–Kaganera–Raduszkiewicza, K –<br />

współczynnik związany z energią sorpcji, E – energia sorpcji, R 2 – wspólczynnik korelacji.<br />

154

Wpływ elektrolitu i pH na sorpcję chlorowodorku amproliniowego w glebach...<br />

4. WNIOSKI<br />

Prezentowane w niniejszym opracowaniu wyniki analizy pozwoliły sformułować następujące<br />

wnioski:<br />

1) gleba gliniasta wykazywała większą pojemność sorpcyjną względem AHCl w porównaniu<br />

do gleby piaszczystej;<br />

2) intensywność sorpcji była największa w ciągu pierwszych 60 minut kontaktu AHCl<br />

z glebami, a dużo mniejsza przez następne 300 minut; stwierdzono, że wyniki obliczone<br />

z równania kinetyki pseudo drugiego rzędu były zgodne z wynikami uzyskanymi<br />

w doświadczeniu;<br />

3) w stosunku do gleby gliniastej sorpcja AHCl w glebie piaszczystej w większym stopniu<br />

zależała od pH roztworu wyjściowego; ze zwiększaniem się wartości pH następowało<br />

zwiększenie sorpcji w glebie piaszczystej, ale tylko sorpcja z roztworu o pH 12 była<br />

większa niż sorpcja z roztworu o pH naturalnym;<br />

4) wpływ elektrolitu na sorpcję AHCl był większy od wpływu pH i zależał od:<br />

• właściwości gleb, stosunku molowego AHCl : elektrolit<br />

oraz<br />

• rodzaju elektrolitu;<br />

5) w glebie piaszczystej dodatek elektrolitu powodował zarówno zwiększenie jak<br />

i zmniejszenie sorpcji AHCl, w glebie gliniastej natomiast – zmniejszenie sorpcji AHCI.<br />

Zwiększenie sorpcji AHCl wynikało z ekranowania dodatniego ładunku kationów AHCl<br />

przez jony Cl – . Wzrost sorpcji AHCl w obecności elektrolitów obserwowano głównie przy<br />

stosunku molowym AHCl : elektrolit wynoszącym 1 : 1. Zmniejszenie sorpcji AHCl w glebach<br />

było związane z konkurencją między kationami AHCl a jonami Ca 2+ i K + o miejsca sorpcyjne,<br />

która nasilała się wraz ze wzrostem stosunku molowego AHCl : elektrolit. Konkurencja<br />

była silniejsza w obecności CaCl 2<br />

.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Atay N.Z., Yenigün O., Asutay M. 2002. Sorption of anionic surfactants SDS, AOT and cationic<br />

surfactant Hyamine 1622 on natural soils. Water, Air and Soil Pollution 136: 55–67.<br />

Bautista-Toledo M.I., Mendez-Diaz J.D., Sanchez-Polo M., Rivera-Utrilla J.,<br />

Ferro-Garcia M.A. 2008. Adsorption of sodium dodecylbenzenesulfonate on activated<br />

carbons: effects of solution chemistry and presence of bacteria. J. Colloid Interface<br />

Sci. 317: 11–17.<br />

Bouchard D.C., Powell R.M., Clark D.A. 1988. Organic cation effects on the sorption<br />

of metals and neutral organic compounds on aquifer material. J. Environ Sci. Health<br />

23: 585–601.<br />

155

Paweł Muszyński<br />

Brownawell B.J., Chen H., Collier J.M., Westall J.C. 1990. Adsorption of organic<br />

cations to natural materials. Environ. Sci. Technol. 24: 1234–1241.<br />

Juang R.S., Lin S.H., Tsao K.H. 2002. Mechanism of sorption of phenoles from aqueous<br />

solutions onto surfactant–modified montmorillonite. J. Colloid Interface Sci. 254:234–241.<br />

Khan M.N., Zareen U. 2004. Adsorptive removal of nonionic surfactants from water using<br />

granite sand. J. Iranian Chemical Society 2: 152–158.<br />

Khan M.N., Zareen U. 2006. Sand sorption process for the removal of sodium dodecyl<br />

sulfate (anionic surfactant) from water. J. Hazardous Materials B133: 269–275.<br />

Nevskaia D.M., Guerrero-Ruiz A., Lopez-Gonzalez J. de D. 1998. Adsorption<br />

of polyoxyethylenic nonionic and anionic surfactants from aqueous solution: effects<br />

induced by the addition of NaCl and CaCl 2<br />

. J. Colloid Interface Sci. 205: 97–105.<br />

Ou Z.Q., Yediler A., He Y.W., Jia L.Q., Kettrup A., Sun T.H. 1996. Adsorption of linear<br />

alkylbenzene sulfonate (LAS) on soils. Chemosphere 32: 827–839.<br />

Paria S., Khilar K.C. 2004. A reviev on experimental studies of surfactant adsorption at<br />

the hydrophilic solid–water interface. Adv. Colloid Interface Sci. 110: 75–95.<br />

Pinahua R., Ming H. 2006. Adsorption of anionic and nonionic surfactant mixtures from<br />

synthetic detergents on soils. Chemosphere 63: 1214–1221.<br />

Xu S., Boyd S.A. 1995. Cation surfactant sorption to a vermiculite subsoil via hydrophobic<br />

bonding. Eviron. Sci. Technol. 29(2): 312–320.<br />

156

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Agnieszka Baran*, Czesława Jasiewicz**<br />

Toksyczna zawartość cynku i kadmu w glebie<br />

dla różnych gatunków roślin<br />

The toxicity content of zinc and cadmium in soli<br />

to different plant species<br />

Słowa kluczowe: toksyczność, cynk, kadm, len, groch, wyka, gorczyca, współczynnik bioakumulacji<br />

i translokacji.<br />

Key words: toxicity, zinc, cadmiuim, flax, pea, vetch and white mustard, bioaccumulation<br />

and translocation coefficient.<br />

The experiment was carried out in the vegetation hall on the typical light loamy soil<br />

(pH = 6.2). Simulation of soil contamination with zinc and cadmium on the three level was<br />

applied, according to scheme: 1st level – 50 mg Zn, 2 mg Cd; 2nd level – 250 mg Zn, 10 mg<br />

Cd; 3rd level – 750 mg Zn, 30 mg Cd ∙ kg −1 and control object. In the experiment plants: flax,<br />

pea, vetch and white mustard were tested.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Nadmiar metali ciężkich, zarówno niezbędnych dla roślin (cynk), jak i niespełniających<br />

funkcji metabolicznych (kadm), jest niekorzystny dla ich plonowania [Baran i in. 2008]. Jak<br />

podają liczni autorzy rośliny charakteryzuje różna wrażliwość na nadmiar cynku i kadmu,<br />

toteż ważnym czynnikiem determinującym fitotoksyczność tych metali jest gatunek rośliny,<br />

a nawet jej odmiana [Łyszcz, Ruszkowska 1991, Spiak i in. 2000, Chardonnes i in. 1998,<br />

Korzeniowska, Stanisławska-Glubiak 2007]. Różna wrażliwość roślin na kadm i cynk umożliwia<br />

selekcję roślin zdolnych do wzrostu w koncentracjach toksycznych dla innch roślin<br />

[Foy i in. 1978, Kuboi i in. 1986, Stanisławska-Glubiak, Korzeniowska 2005]. Z wielu badań<br />

* Dr inż. Agnieszka Baran – Katedra Chemii Rolnej, Uniwersytet Rolniczy im. H. Kołłątaja<br />

w Krakowie, Al. Mickiewicza 21, 31-120 Kraków; tel. 12 662 43 41; e-mail: baranaga1@wp.pl<br />

** Prof. dr hab. Czesława Jasiewicz – Katedra Chemii Rolnej, Uniwersytet Rolniczy<br />

im. H. Kołłątaja w Krakowie, Al. Mickiewicza 21, 31-120 Kraków; tel. 12 662 43 41;<br />

e-mail: rrjasiew@cyfr-kr.edu.pl<br />

157

Agnieszka Baran, Czesława Jasiewicz<br />

wynika, że gatunki z rodziny motylkowatych wykazują małą zdolność akumulacji kadmu,<br />

gatunki natomiast z rodziny traw, liliowatych, dyniowatych, baldaszkowatych charakteryzuje<br />

średnia zdolność akumulacji tego metalu. Wysoką zdolność do akumulacji kadmu wykazują<br />

gatunki należące do rodziny komosowatych, krzyżowych, złożonych, psiankowatych [Foy<br />

i in. 1978, Kuboi i in. 1986].<br />

Podział roślin na grupy pod względem wrażliwości na nadmiar cynku przedstawiono<br />

w badaniach Stanisławska-Glubiak, Korzeniowska [2005]. Według tych autorek do roślin<br />

o wysokiej wrażliwości na nadmiar cynku w glebie należy zaliczyć kukurydzę, pszenicę,<br />

jęczmień; do roślin o średniej wrażliwości na nadmiar tego metalu – lucernę, groch, sałatę,<br />

pomidor, szpinak, a do roślin o niskiej wrażliwości: ziemniaki, koniczynę, fasolę.<br />

Celem przeprowadzonych badań było porównanie wrażliwości czterech gatunków roślin<br />

(lnu, grochu, wyki i gorczycy białej) na skażenie gleby cynkiem i kadmem oraz ocena<br />

wpływu dużych dawek tych metali na zawartość i mobilność cynku i kadmu w roślinach testowych.<br />

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />

Badania prowadzono w warunkach hali wegetacyjnej na glebie lekkiej o składzie granulometrycznym<br />

piasku słabogliniastego i odczynie obojętnym (pH = 6,2). Glebę charakteryzowała<br />

podwyższona zawartość cynku i kadmu – stopień I (62 mg Zn, 0,68 mg Cd ∙ kg -1 )<br />

[Kabata-Pendias i in. 1993]. Doświadczenie prowadzono w czterech powtórzeniach, w wazonach<br />

o pojemności 2 kg powietrznie suchej gleby. W doświadczeniu zastosowano symulowane<br />

zanieczyszczenie gleby cynkiem i kadmem w trzech poziomach oraz obiekt kontrolny<br />

bez dodatku cynku i kadmu: 0 – (Zn 0<br />

Cd 0<br />

), I – 50 mg Zn i 2 mg Cd (Zn 1<br />

Cd 1<br />

), II – 250 mg Zn<br />

i 10 mg Cd (Zn 2<br />

Cd 2<br />

), III – 750 mg Zn i 30 mg Cd (Zn 2<br />

Cd 2<br />

) ∙ kg -1 s.m. gleby. Na wszystkich<br />

obiektach doświadczalnych zastosowano jednakowe podstawowe nawożenie mineralne,<br />

dodając do gleby 0,225 g N w formie NH 4<br />

NO 3<br />

, 0,14 g P w postaci KH 2<br />

PO 4<br />

oraz 0,275 g K<br />

w postaci KCl ∙ kg s.m. gleby.<br />

Cynk w formie ZnSO 4<br />

∙ 7H 2<br />

O, kadm w formie CdSO 4<br />

∙ 8H 2<br />

O oraz sole mineralne w podanych<br />

wyżej dawkach wprowadzono przed siewem roślin testowych. Jako rośliny testowe<br />

wykorzystano len i groch, wykę i gorczycę białą.<br />

Rośliny zbierano po 30-dniowym okresie wegetacji. Wszystkie rośliny po zbiorze suszono,<br />

określano masę plonów i obliczano indeks tolerancji w odniesieniu do badanych roślin<br />

[Baran i in. 2008]. Następnie materiał roślinny rozdrabniano w młynku laboratoryjnym i poddawano<br />

analizie chemicznej. Zawartość cynku, kadmu w materiale roślinnym oznaczano po<br />

suchej mineralizacji i roztworzeniu popiołu w HNO 3<br />

(1:3).<br />

W uzyskanych ekstraktach stężenie pierwiastków oznaczono metodą atomowej spektrometrii<br />

emisyjnej opartej na palniku indukcyjnie wzbudzonej plazmy (ISP-AES), na aparacie<br />

JY 238 ULTRACE Jobin Von Emission. Uzyskane wyniki opracowano statystycznie<br />

158

Toksyczna zawartość cynku i kadmu w glebie dla różnych gatunków roślin<br />

z uwzględnieniem analizy wariancji i testu NIR przy poziomie istotności α < 0.05 oraz wyliczono<br />

współczynnik korelacji prostej Pearsona, wykorzystując program Statistica 8.1.<br />

3. Wyniki<br />

Zawartość analizowanych pierwiastków była zróżnicowana w zależności od dawki cynku<br />

i kadmu, gatunku rośliny i analizowanych części roślin (tab.1). W badaniach wykazano,<br />

że wraz ze wzrostem stopnia zanieczyszczenia gleb cynkiem i kadmem zwiększała się<br />

istotnie zawartość tych metali w badanych roślinach. Ponadto każda zastosowana dawka<br />

cynku i kadmu zmniejszała plon roślin [Baran i in. 2008], a w przypadku lnu, wyki i gorczycy<br />

dawka 750 mg Zn i 30 mg Cd (Zn 3<br />

Cd 3<br />

) powodowała wyginięcie tych roślin. Analizując<br />

zawartość cynku i kadmu w poszczególnych częściach roślin, większą ich ilość stwierdzono<br />

w korzeniach niż w częściach nadziemnych. Korzenie lnu zawierały cynku od 1,5 do<br />

2,95 razy, gorczycy od 1,4 do 2,6 razy oraz grochu od 0,6 do 1,9 razy więcej niż części nadziemne.<br />

Jeżeli chodzi o zawartość kadmu, wykazano natomiast, że korzenie roślin testowych<br />

zawierały go od 1 do 5 razy – len, od 2 do 4 razy – groch oraz od 2 do 3 razy – gorczyca<br />

więcej niż części nadziemne.<br />

Tabela 1. Zawartość cynku i kadmu w roślinach<br />

Table 1. The content of zinc and cadmium in plants<br />

Dawka<br />

Zn i Cd<br />

len<br />

część<br />

korzeń<br />

nadziemna<br />

Zawartość cynku, mg∙ kg -1<br />

groch<br />

część<br />

wyka<br />

korzeń<br />

nadziemna<br />

gorczyca<br />

część<br />

korzeń<br />

nadziemna<br />

Zn 0<br />

Cd 0<br />

93,98 1<strong>40</strong>,82 91,55 179,36 86,99 39,05 101,82<br />

Zn 1<br />

Cd 1<br />

303,98 895,31 443,65 279,36 433,87 162,00 306,51<br />

Zn 2<br />

Cd 2<br />

934,92 1869,83 777,29 1158,41 518,66 542,24 766,75<br />

Zn 3<br />

Cd 3<br />

bp bp 14<strong>40</strong>,00 1476,57 bp bp bp<br />

NIR 0,05<br />

32,98 242,37 517,70 64,42 49,95 234,81 427,35<br />

Zawartość kadmu, mg ∙ kg -1<br />

Zn 0<br />

Cd 0<br />

7,58 10,26 0,72 0,47 0,70 1,16 2,49<br />

Zn 1<br />

Cd 1<br />

27,89 133,86 7,21 19,01 2,16 6,14 17,10<br />

Zn 2<br />

Cd 2<br />

85,02 3<strong>40</strong>,08 26,03 103,04 16,69 21,30 44,79<br />

Zn 3<br />

Cd 3<br />

bp bp 63,20 104,66 bp bp bp<br />

NIR 0,05<br />

2,37 46,47 7,29 3,18 1,27 6,00 49,66<br />

Objaśnienie: bp* – brak plonu.<br />

Biomasa nadziemna lnu zawierała cynku o 3 (Zn 1<br />

Cd 1<br />

) i 10 (Zn 2<br />

Cd 2<br />

) razy, grochu 5<br />

(Zn 1<br />

Cd 1<br />

), razy (Zn 2<br />

Cd 2<br />

) 8 i (Zn 3<br />

Cd 3<br />

) 16 razy oraz gorczycy (Zn 1<br />

Cd 1<br />

) 4 i (Zn 2<br />

Cd 2<br />

) 14 razy więcej<br />

w porównaniu do zawartości na obiekcie bez dodatku metali. Jeżeli chodzi o zawartość<br />

kadmu wykazano, że części nadziemne lnu zawierały tego metalu (Zn 1<br />

Cd 1<br />

) 3 i (Zn 2<br />

Cd 2<br />

) 4<br />

159

Agnieszka Baran, Czesława Jasiewicz<br />

razy, grochu (Zn 1<br />

Cd 1<br />

) 5, (Zn 2<br />

Cd 2<br />

) 55 i (Zn 3<br />

Cd 3<br />

) 134 razy, a gorczycy (Zn 2 Cd 2 ) 5 i (Zn 3 Cd 3 ) 18<br />

razy więcej niż rośliny z obiektu kontrolnego. W wyce zawartości te wyniosły odpowiednio<br />

(Zn 1<br />

Cd 1<br />

) 5 i (Zn 2<br />

Cd 2<br />

) 6 razy więcej cynku oraz (Zn 1<br />

Cd 1<br />

) 3 i (Zn 2<br />

Cd 2<br />

) 24 razy więcej kadmu.<br />

W korzeniach roślin stwierdzono, że wraz ze wzrostem stopnia zanieczyszczenia gleby cynkiem<br />

i kadmem korzenie lnu zawierały od 6 do 13 razy więcej cynku i od 3 do 13 razy więcej<br />

kadmu; korzenie grochu od 2 do 16 razy więcej cynku i od 26 do 145 razy więcej kadmu<br />

oraz korzenie gorczycy od 3 do 8 razy więcej cynku i od 7 do 18 razy więcej kadmu w porównaniu<br />

do korzeni tych roślin z obiektu kontrolnego (tab. 1).<br />

W celu oceny stopnia i kierunku przemieszczania się cynku i kadmu w roślinach testowych<br />

wyliczono ich współczynniki translokacji i bioakumulacji.<br />

Wartość współczynnika bioakumulacji (WB) odzwierciedla zdolność roślin do pobierania<br />

metalu z gleby oraz informuje o przemieszczeniu się tego metalu z roztworu glebowego<br />

do części nadziemnych rośliny i korzeni [Piotrowska i in. 1992, Gorlach 1995, Grzebisz<br />

i in. 1998, Jasiewicz, Antonkiewicz 2000]. Wskaźnik ten jest stosunkiem zawartości metalu<br />

w roślinie do jego ilości w glebie. Współczynnik translokacji (WT) wykorzystano do określenia<br />

mobilności cynku i kadmu w badanych roślinach [Jasiewicz, Antonkiewicz 2000]. Parametr<br />

ten obliczono jako stosunek zawartości cynku w częściach nadziemnych do zawartości<br />

w korzeniach.<br />

Większą akumulację cynku w korzeniach roślin testowych w stosunku do części nadziemnych<br />

potwierdzają również niskie wartości współczynników translokacji WT cynku<br />

i kadmu (tab. 2).<br />

Tabela 2. Współczynnik translokacji (WT) cynku i kadmu<br />

Table 2. Translocation coefficient zinc and cadmium<br />

Dawka<br />

Cynk<br />

Kadm<br />

Zn i Cd len groch gorczyca len groch gorczyca<br />

Zn 0<br />

Cd 0<br />

0,67 0,51 0,38 0,74 0,65 0,46<br />

Zn 1<br />

Cd 1<br />

0,34 1,59 0,53 0,21 0,38 0,36<br />

Zn 2<br />

Cd 2<br />

0,50 0,67 0,71 0,25 0,25 0,48<br />

Zn 3<br />

Cd 3<br />

bp 0,98 bp bp 0,60 bp<br />

Objaśnienie: bp – brak plonu.<br />

Wraz ze wzrostem poziomu zanieczyszczenia gleby cynkiem do 50 mg·kg -1 s.m. i kadmem<br />

do 2 mg ∙ kg −1 s.m.(Zn 1<br />

Cd 1<br />

) len i gorczyca w największym stopniu gromadziły cynk<br />

i kadm w korzeniach, wartości WT były najmniejsze (tab. 2). Największą akumulację cynku<br />

i kadmu w korzeniach grochu stwierdzono na obiekcie, gdzie zawartość tych metali wynosiła<br />

250 mg Zn i 10 mg Cd ∙ kg -1 s.m. (Zn 2<br />

Cd 2<br />

). Cynk w największym stopniu przemieszczał<br />

się do części nadziemnych z korzeni lnu, przy dawce Zn 0<br />

Cd 0<br />

, Zn 1<br />

Cd 1<br />

grochu oraz przy dawce<br />

Zn 2<br />

Cd 2<br />

z korzeni do części nadziemnych gorczycy, o czym świadczy największa wartość<br />

160

Toksyczna zawartość cynku i kadmu w glebie dla różnych gatunków roślin<br />

współczynnika translokacji cynku w tych obiektach. W odniesieniu do kadmu wykazano nieco<br />

inną zależność, a mianowicie w obiekcie kontrolnym największą mobilność tego metalu<br />

stwierdzono z korzeni do części nadziemnych lnu i grochu, a do części nadziemnych gorczycy<br />

– w obiekcie z drugim poziomem zanieczyszczenia (Zn 2<br />

Cd 2<br />

). Spośród badanych roślin<br />

najmniejsze wartości współczynnika translokacji wykazno dla lnu, nie co większe dla<br />

gorczycy i największe dla grochu (tab. 2).<br />

Największe wartości współczynników bioakumulacji WB Zn<br />

i WB Cd<br />

– zarówno dla części<br />

nadziemnych, jak i korzeni – wykazano przy pierwszym stopniu zanieczyszczenia gleby<br />

metalami (Zn 1<br />

Cd 1<br />

) (tab. 3). Stwierdzono ponadto większe wartości WB Zn<br />

i WB Cd<br />

korzeń/gleba<br />

niż część nadziemna/gleba, odpowiednio od 0,8- do 1,9-krotnie (len), od 1,5- do 2-krotnie<br />

(groch), od 1,4- do 2,6-krotnie (gorczyca) dla WB Zn<br />

oraz od 1,4- do 4,8-krotnie (len), od<br />

1,5- do 4-krotnie (groch), od 2,1- do 2,8-krotnie (gorczyca) dla WB Cd<br />

. Potwierdza to większą<br />

zawartość cynku i kadmu w korzeniach badanych roślin niż w ich częściach nadziemnych.<br />

Spośród badanych roślin największe wartości WB Zn<br />

i WB Cd<br />

– zarówno w częściach nadziemnych,<br />

jak i korzeniach – stwierdzono dla lnu, a następnie dla grochu i wyki, najmniejsze<br />

zaś dla gorczycy (tab. 3)<br />

Tabela 3. Wartości współczynników bioakumulacji (WB) cynku i kadmu<br />

Table 3. Bioaccumulation coefficient zinc and cadmium<br />

Dawka Zn i Cd<br />

Len<br />

Groch<br />

Gorczyca<br />

Wyka<br />

Cz. n./ G K/G Cz. n./ G K/G Cz. n./ G K/G<br />

Współczynnk bioakumulacji WB<br />

Zn<br />

Zn 0<br />

Cd 0<br />

3,<strong>40</strong> 5,09 3,31 6,48 3,14 1,41 3,68<br />

Zn 1<br />

Cd 1<br />

3,92 11,56 2,19 3,61 5,60 2,09 3,96<br />

Zn 2<br />

Cd 2<br />

3,69 2,87 3,06 4,57 2,04 2,14 3,02<br />

Zn 3<br />

Cd 3<br />

bp* bp 2,21 2,27 bp bp bp<br />

Współczynnk bioakumulacji WB<br />

Cd<br />

Zn 0<br />

Cd 0<br />

8,90 12,04 0,55 0,84 0,82 1,35 2,92<br />

Zn 1<br />

Cd 1<br />

8,45 <strong>40</strong>,56 2,19 5,76 5,18 1,86 5,18<br />

Zn 2<br />

Cd 2<br />

6,97 27,88 2,13 8,45 3,67 1,75 3,67<br />

Zn 3<br />

Cd 3<br />

bp bp 1,85 3,06 bp bp bp<br />

Objaśnienia: bp – brak plonu, Cz. n./G – część nadziemna / gleba, K/G – korzeń / gleba.<br />

Uzyskane wyniki świadczą, o największej zdolności akumulowania cynku i kadmu z gleby<br />

zanieszczyszonej tymi pierwiastkami przez len, a najmniejszej przez gorczycę. Oceniając<br />

stopień bioakumulacji cynku i kadmu, wykazano generalnie intensywną ich akumulację<br />

(W b<br />

1–10) zarówno w korzeniach, jak i w częściach nadziemnych. Jedynie w odniesieniu do<br />

grochu i wyki w obiekcie kontrolnym stwierdzono średnią (W b<br />

0,1–1) akumulację tych metali<br />

ciężkich.<br />

Badania toksyczności mieszanin substancji chemicznych powinny uwzględniać możliwość<br />

ich interakcji. W wielu badaniach wykazno, że efekt działania cynku na akumulację<br />

161

Agnieszka Baran, Czesława Jasiewicz<br />

kadmu w roślinach nie jest jednoznaczny. Istnieją wyniki badań, które świadczą o relacjach<br />

pozytywnych między kadmem i cynkiem. Nan i in. [2002], Dudka i in. [1996] wykazali, że<br />

wzrost dawki kadmu powoduje zwiększenie zawartości cynku w pszenicy, podobne relacje<br />

występują w sytuacji odwrotnej. Inni autorzy natomiast stwierdzili, że pod wpływem cynku<br />

następuje złagodzenie toksyczności kadmu zawartego w jęczmieniu [Wu, Zahang 2002].<br />

Niewątpliwie na taki stan rzeczy ma wpływ to, że cynk i kadm wykazują wiele podobnych<br />

cech fizycznych i chemicznych, ponieważ należą do 12-tej grupy w układzie okresowym<br />

pierwiastków. Ponadto przeważnie występują razem w rudach i konkurują o pozycje ligandów.<br />

W prezentowanych tu badaniach wykazno istotną dodatnią korelację pomiędzy cynkiem<br />

i kadmem w lnie, gorczycy (r=0,97, p ≤ 0,001) oraz grochu (r=0,89, p ≤ 0,001).<br />

4. Dyskusja wyników<br />

Reakcja rośliny na skażenie gleb cynkiem i kadmem zależy od wielu czynników, m.in.<br />

od jej gatunku, fazy wzrostu i rozwoju, od zastosowanych parametrów oceny wzrostu,<br />

od stężenia metali w glebie, czy też właściwości samej gleby. Liczni autorzy podają, że<br />

głównym czynnikiem determinujący wrażliwość rośliny na dany metal jest jej gatunek<br />

[Kuduk 1987, Roszyk i in. 1988, Korzeniowska, Stanisławska-Glubiak 2007]. Na podstawie<br />

wyników omawianych tu badań za najbardziej odporną roślinę na zanieczyszczenie<br />

gleb cynkiem i kadmem można uznać groch, ponieważ roślina ta plonowała nawet przy<br />

trzecim stopniu zanieczyszczenia gleby metalami ciężkim, podczas gdy pozostałe rośliny<br />

wyginęły. Stosunkowo duże zawartości cynku i kadmu stwierdzono również w tkankach<br />

lnu, ale jednocześnie plon tej rośliny był w największym stopniu zmniejszony [Baran<br />

i in. 2008].<br />

Przyczyny różnej reakcji badanych roślin na skażenie gleby cynkiem i kadmem należy<br />

szukać w odmiennym sposobie pobierania i przemieszczania tych metali z korzeni do<br />

części nadziemnych. Wprawdzie zastosowane duże dawki cynku i kadmu spowodowały<br />

istotne zwiększenie zawartości tych metali we wszystkich badanych roślinach, to jednak<br />

zaobserwowano znaczne różnice ilościowe w odniesieniu do poszczególnych gatunków.<br />

Mianowicie len zawierał znacznie mniej badanych metali w częściach nadziemnych niż<br />

gorczyca i groch, więcej cynku i kadmu było natomiast w korzeniach tej rośliny. Podobne<br />

rezultaty dla kukurydzy i owsa, tzn. dużą odporność tych roślin na toksyczne dawki<br />

cynku, wykazano w badaniach Łyszcz i Ruszkowskiej [1991], Piotrowskiej i in. [1992],<br />

Spiak i in. [2000] oraz Baran [2009]. Zdaniem wymienionych autorów większa wrażliwość<br />

roślin dwuliściennych (grochu, słoneczka, seradeli, gorczycy, gryki) na stres związany<br />

z zanieczyszczeniem gleb metalami ciężkimi wynika z przemieszczania dużych ich ilości<br />

z korzeni do części nadziemnych już w najwcześniejszych fazach rozwojowych. Różnice<br />

w odporności roślin na nadmiar cynku tłumaczy się też pojemnością systemu korzeniowego<br />

i stosunkiem jego masy do masy części nadziemnych [Łyszcz, Ruszkowska 1991].<br />

162

Toksyczna zawartość cynku i kadmu w glebie dla różnych gatunków roślin<br />

Spośród badanych metali generalnie łatwiej był przemieszczany z korzeni do części<br />

nadziemnych cynk niż kadm, o czym świadczą większe wartości współczynnika translokacji<br />

cynku niż kadmu. Dostępność dla roślin badanych metali z gleby była w większym stopniu<br />

uzależniona od gatunku rośliny. Dla lnu pierwiastkiem łatwiej pobieranym był kadm, a dla<br />

grochu, wyki i gorczycy cynk. Niemniej jednak, jak podaje Korzeniowska i Stanisławska-<br />

-Glubiak [2007], współczynników WT i WB nie można traktować jako wskaźników tolerancji<br />

roślin na nadmiar metali w glebie, ponieważ tylko w niewielu wypadkach współczynniki te<br />

są powiązane z odpowiednimi reakcjami w plonach, co również wykazano w omawianych<br />

badaniach w odniesieniu do lnu i grochu. Ponadto, o fitotoksyczności cynku i kadmu dla badanych<br />

gatunków roślin mogły decydować również interakcje z innymi pierwiastkami, które<br />

mają wpływ na przebieg procesów fizjologicznych.<br />

5. Wnioski<br />

1. Zanieczyszczenie gleby cynkiem i kadmem istotnie wpłynęło na zwiększenie zawartości<br />

tych metali w roślinach testowych, przy czym wykazano znaczne różnice ilościowe<br />

w odniesieniu do poszczególnych gatunków.<br />

2. Len zawierał znacznie mniej Zn i Cd w częściach nadziemnych niż gorczyca i groch,<br />

więcej cynku i kadmu było natomiast w jego korzeniach.<br />

3. Największą zdolności bioakumulowania cynku i kadmu z gleby zanieczyszczonej tymi<br />

pierwiastkami wykazano dla lnu, mniejszą dla grochu i wyki, a najmniejszą dla gorczycy.<br />

4. Cynk był łatwiej przemieszczany z korzeni do części nadziemnych niż kadm, o czym<br />

świadczą większe wartości współczynnika translokacji cynku niż kadmu.<br />

5. Dostępność badanych metali z gleby była w większym stopniu uzależniona od gatunku<br />

rośliny. Dla lnu pierwiastkiem łatwiej dostępnym był kadm, a dla grochu, wyki i gorczycy<br />

cynk.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Baran A. 2009. Wpływ nawożenia cynkiem na plon i skład chemiczny kukurydzy. Rozprawa<br />

doktorska. Uniwersytet Rolniczy w Krakowie.<br />

Baran A., Jasiewicz Cz., Klimek A. 2008. Reakcja roślin na toksyczną zawartość cynku<br />

i kadmu w glebie. Proceedings of EC Opole 2, 2: 417–422.<br />

Chardonnes A.N., Bookum W.N.T., Kuijper I.D.J., Verkleij J.A.C., Ernst W.H.O.<br />

1998. Distribution of cadmium in leaves of cadmium tolerant and sensitive ecotypes of<br />

Silene vulgaris. Physiol. Plant. 104: 75–80.<br />

Dudka S., Piotrowska M., Chłopecka A. 1994. Effect of elevated concentrations of<br />

Cd and Zn in soil on spring wheat yield and metal contens of the plants. Water Air Soil<br />

Pollut. 76: 333–341.<br />

163

Agnieszka Baran, Czesława Jasiewicz<br />

Foy C.D., Chaney R.L., White M.C. 1978. The physiology of metal toxicity in plants. Ann.<br />

Rev. Plant Physiol. 29: 511–566.<br />

Gorlach E. 1995. Metale ciężkie jako czynnik zagrażający żyzności gleby. Zesz. Probl.<br />

Post. Nauk Roln. 321: 113–122.<br />

Grzebisz W., Diatta J.B., Barłóg P. 1998. Ekstrakcja metali ciężkich przez rośliny<br />

włókniste z gleb zanieczyszczonych emisjami huty miedzi. Zesz. Probl. Post. Nauk<br />

Roln. 460: 68–695.<br />

Jasiewicz Cz., Antonkiewicz J. 2000. Ekstrakcja metali ciężkich przez rośliny z gleb<br />

zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Cz. II. Konopie siewne. Zesz. Probl. Post. Nauk<br />

Roln. 472: 331–339.<br />

Kabat-Pendias A., Piotrowska M., Motowicka-Terelak T., Terelak H., Witek<br />

T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką.<br />

IUNG Puławy. P(53): 1–20.<br />

Korzeniowska J., Stanisławska-Glubiak E. 2007. Reakcja trzech odmian gorczycy<br />

białej na skażenie gleby miedzią, cynkiem i niklem. Ochr. Środ. Zasob. Nat. 32: 87–93.<br />

Kuboi T., Noguchi A., Mazak J. 1986. Family dependent cadmium accumulation characteristics<br />

in higher plants. Plan and soil 92: <strong>40</strong>5–415.<br />

Kuduk Cz. 1987. Doświadczenia wazonowe z wpływem wysokich dawek cynku na rośliny.<br />

Roczn. Glebozn. XXXVIII 2(S): 151–160.<br />

Łyszcz S., Ruszkowska M. 1991. Zróżnicowana reakcja kliku gatunków roślin na nadmiar<br />

cynku. Roczn. Glebozn. XLII(3/4): 215–221.<br />

Nan Z.R., Li J.J., Zhang J.M., Cheng G.D. 2002. Cadmium and zinc interaction and their<br />

transfer in soil – crop system under actual field. Sci. Total Environ. 285: 187–195.<br />

Piotrowska M., Dudka S., Wiącek K. 1992. Wpływ dawki metali ciężkich na plon<br />

oraz zawartość tych pierwiastków w kukurydzy (Zea mays L.). Cz. I. Cynk i kadm. Arch.<br />

Ochr. Środ. 2: 135–143.<br />

Roszyk E., Roszyk S., Spiak Z. 1988. Toksyczna dla roślin zawartość cynku w glebach.<br />

Roczn. Glebozn. XXXIX: 57–69.<br />

Spiak Z., Romanowska M., Radoła J. 2000. Toksyczna zawartość cynku w glebach<br />

dla różnych roślin uprawnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 471: 1125–1134.<br />

Stanisławska-Glubiak E., Korzeniowska J. 2005. Kryteria oceny toksyczności<br />

cynku dla roślin. IUNG-PIB: 107.<br />

Wu F.B., Zhang G.P. 2002. Alleviation of cadmium – toxicity by application of zinc and<br />

ascorbic acid in barly. J. Plant Nutr. 25: 2745–2761.<br />

164

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Janette Musilová, Tomáš Tóth*, Zuzana Poláková**<br />

Safety of potatoes from aspect residual soil<br />

contamination by risk metals<br />

JAKOŚĆ ZIEMNIAKÓW Z PUNKTU WIDZENIA ZANIECZYSZCZENIA<br />

GLEBY METALAMI CIĘŻKIMI<br />

Słowa kluczowe: ziemniaki, metale ciężkie, zanieczyszczenia.<br />

Key words: potatoes, heavy metals, contamination.<br />

Metale ciężkie należą do grupy podstawowych zanieczyszczeń monitorowanych w poszczególnych<br />

komponentach środowiska. Ryzyko, jakie powodują z punktu widzenia ekotoksykologii<br />

metale ciężkie i ich kumulacja w ożywionym i nieożywionym środowisku. Mikroelementy,<br />

które z biologicznego punktu widzenia są niezbędne, mogą być toksyczne, jeżeli<br />

przekroczą pewien próg stężeń. Łańcuch pokarmowy – od swego pierwszego ogniwa do<br />

produktu końcowego, jakim są środki żywienia zwierząt – narażony jest na wiele czynników.<br />

Kumulacja kadmu, miedzi, ołowiu i cynku w bulwach ziemniaka była analizowana w 4 lokalizacjach<br />

w Środkowej Słowacji, które charakteryzowała podwyższona zawartość w glebie<br />

wymienionych pierwiastków. Glebę charakteryzował odczyn kwaśny lub lekko kwaśny<br />

(pH/KCl 5,45–6,<strong>40</strong>), wysoka zawartość związków fosforu (236,38–598,85 mg·kg -1 gleby),<br />

potasu (474,5–6874,5 mg·kg -1 gleby), magnezu (384,5–591,0 mg·kg -1 ) oraz wapnia<br />

(2615–3520 mg·kg -1 gleby). Badane metale z gleby były ekstrahowane w wodzie królewskiej,<br />

a ich zawartość wynosiła: kadm (Cd) od 1,22 do 11,72, miedź (Cu) od 36,0 do 155,8,<br />

ołów (Pb) od 87,2 do 1475,0 i cynk (Zn) od 184,0 do 1555,0. Oznaczono je w 1-molowym<br />

roztworze węglanu amonowego i ich zawartość wynosiła: Cd od 0,032 do 0,076, Cu od 0,09<br />

do 0,5, Pb od 0,235 do 0,255, Zn od 0,125 do 3,735.<br />

* Ing. Janette Musilová, PhD., Doc. RNDr. Tomáš Tóth, PhD. – Dep. of Chemistry, Faculty<br />

of Biotechnology and Food Sciences, Slovak University of Agriculture, Tr. A. Hlinku 2,<br />

949 76 Nitra, Slovak Republic; tel.: 421 37 641 46 06; e-mail: janette.musilova@uniag.sk;<br />

** Ing. Zuzana Poláková, PhD. – Dep. of Statistics and Operation Research, Faculty of<br />

Economics and Management, Slovak University of Agriculture, Tr. A. Hlinku 2, 949 76 Nitra,<br />

Slovak Republic.<br />

165

Janette Musilová, Tomáš Tóth, Zuzana Poláková<br />

Zawartość Cd, Cu, Pb i Zn w mg·kg -1 świeżej masy była analizowana w obranych ziemniakach<br />

po ich mineralizacji i wynosiła: Cd od 0,039 do 0,357, Cu od 1,20 do 1,<strong>40</strong>, Pb od wartości<br />

śladowych do 0,48, Zn od 4,94 do 6,87. Pierwiastki oznaczono techniką płomieniowej<br />

adsorpcji atomowej (AAS Varian AA Spectr DUO 2<strong>40</strong> FS/2<strong>40</strong>Z/UltrAA).<br />

1. Introduction<br />

Toxic metals, mainly Zn, Pb and Cd get into soil in higher amounts by sedimentation of<br />

dust from industrial processes, from exhaust gas, from polluted waste waters and fertilizers<br />

[Vollmannová et al. 2006].<br />

Ions of these metals are very easily absorbed by roots as their selectivity of transported<br />

proteins is probably insufficient for its severance from those elements which are for plants<br />

essential [Zrůst 2003]. Foreign substances could be stress factor and through food chain<br />

can present threat for plants and human organism. Their affecting on plants is considerably<br />

variable. Besides their accumulation in plant their high content in soil can be manifested by<br />

depressive effect on its growth [Hlušek et al. 2001]. They can also affect the nutritive composition<br />

of plant foods [Musilová et al. 2009]. From the hygienic standpoint it is determining<br />

if heavy metals have been accumulating in parts used for consumption.<br />

Hontiansky and Banskoštiavnický region are situated in the south-west of middle Slovakia.<br />

This area is characteristic by two types of contamination. The first one is anthropic<br />

and is caused by ore mining and by their processing. The second type is natural and is<br />

caused by weathering of rocks containing selected heavy metals. The river Štiavnica is<br />

significant transport medium of heavy metals which originates in the area of Štiavnické<br />

Hills. Percolations from mining shafts and waste heaps get into soil together with great<br />

amounts of risky metals that could contaminate alluvial soils by floods [Bajčan et al. 2007].<br />

Contents of some selected elements significantly enhance legislatively given limit values,<br />

what ranks these soils among risky ones from this point of view, and their contamination<br />

was analytically proved [Tóth et al. 2005]. Thus it is very important to monitor transfer of<br />

heavy metals from contaminated soils into agricultural crops in mentioned area [Vollmannová<br />

et al. 2002].<br />

2. Material and methods<br />

Soil and plant samples were taken from the vicinity of Štiavnica River which originates<br />

in the area of Štiavnické Hills and drain off large part of this area.<br />

Soil. Soil taken from individual sites can be characterized as middle heavy, sandy-loam,<br />

with weakly acid and acid soil reaction (Tab. 1), content of available nutrients (P, K, Ca, Mg)<br />

in soil was assessed by method Mehlich II (Tab. 2).<br />

166

Safety of potatoes from aspect residual soil contamination by risk metals<br />

Table 1. Characteristics of soil<br />

Tabela 1. Charakterystyka gleby<br />

Locality pH/H 2<br />

O pH/KCl<br />

Terany 8.55 6.<strong>40</strong><br />

Hontianske Nemce 7.51 6.15<br />

Prenčov (1) 7.45 5.45<br />

Prenčov (2) 7.51 5.74<br />

Pseudototal content of Zn, Cu, Cd and Pb including all of the forms besides residual<br />

fraction of metals was assessed in solution of aqua regia and content of mobile forms of selected<br />

heavy metals in soil extract of NH 4<br />

NO 3<br />

(c = 1 mol.dm -3 ). Gained results were evaluated<br />

according to Law 220/2004.<br />

Analytical ending was flame AAS (AAS Varian AA Spectr DUO 2<strong>40</strong> FS/2<strong>40</strong>Z/UltrAA).<br />

Plant. Potato tuber (Solanum tuberosum L.) was the tested crop. It was early variety<br />

harvested in consumption maturity. Content of heavy metals was assessed in peeled potatoes<br />

after mineralization of samples by wet way method. Gained results were evaluated according<br />

to Foodstuffs Codex SR. AAS was analytical ending for all assessments (AAS Varian<br />

AA Spectr Duo 2<strong>40</strong> FS/2<strong>40</strong>Z/UltrAA).<br />

3. Results and discussion<br />

Analyzed soil was characterised by high and very high contents of nutrients (Tab. 2).<br />

Table 2. Contents of nutrients in soil (mg·kg -1 )<br />

Tabela 2. Zawartość substancji odżywczych w glebie (mg·kg -1 )<br />

Locality P K Ca Mg<br />

Terany 338.32 474.5 2675 459.5<br />

Hontianske Nemce 460.19 6874.5 3520 591.0<br />

Prenčov (1) 236.38 794.5 2615 384.5<br />

Prenčov (2) 598.85 1032.5 3190 497.5<br />

Contents of Zn, Cu, Cd and Pb were higher in comparison with limit values given by<br />

Law 220/2004, significant enhancement was measured in soil samples taken from locality<br />

Prenčov, where the zinc content was 10.4-times higher than limit value for this element, the<br />

copper content was 2.6, cadmium 16.7 and lead content even 21.1-higher in comparison<br />

with limit values. Limit values for copper were not exceeded in locality of Terany and Hontianske<br />

Nemce. Critical values assessed for zinc were enhanced 1.6–1.87-times in soil taken<br />

from locality Prenčov (1), Prenčov (2) and content of lead was 2.4–2.55-times higher in<br />

all localities (Tab. 3).<br />

Content of heavy metals in plants depends on their concentration and mobility in soil.<br />

Antanaitis A. i Antanaitis D. [2004] have referred that mobility of some heavy metals is in fol-<br />

167

Janette Musilová, Tomáš Tóth, Zuzana Poláková<br />

lowing order: Zn > Cd > Pb; resp. Zn ≥ Cu, while it depends mainly on physical and chemical<br />

soil traits [Otabbong et al. 2001].<br />

Table 3. Content of heavy metals in soil (mg·kg -1 )<br />

Tabela 3. Zawartość metali ciężkich w glebie (mg·kg -1 )<br />

Locality Zn Cu Cd Pb<br />

Terany<br />

212 36.4 1.64 97.6<br />

Hontianske Nemce 184 36.0 1.22 87.2<br />

Aqua regia<br />

Prenčov (1) 1555 1<strong>40</strong>.6 11.72 1290.0<br />

Prenčov (2) 1385 155.8 10.26 1475.0<br />

Limit value* 150 60 0.7 70<br />

Terany<br />

0.125 0.090 0.032 0.235<br />

Hontianske Nemce NH 4<br />

NO 3<br />

0.155 0.105 0.035 0.2<strong>40</strong><br />

Prenčov (1) (c=1 mol.dm -1 ) 3.735 0.160 0.076 0.255<br />

Prenčov (2) 3.200 0.250 0.068 0.250<br />

Critical value* 2.0 1.0 0.1 0.1<br />

* Law 220/2004.<br />

Enhanced limit/critical value. Despite of that the content of Zn in soil of Prenčov locality<br />

Prenčov enhanced critical value, but it did not manifest by enhancing of its content in potato tubers<br />

because the content of zinc in tubers depends on its content in available form in soil, what<br />

is in consistency with the results of Hlušek et al. [1998]. The highest content of Zn (6.87 mg·kg -1<br />

FM) was assessed in potato tubers from the site Prenčov (2) – Table 4.<br />

Copper belongs among the elements, those content is monitored not only in soil, but also in<br />

foodstuffs, while the potatoes are mentioned as the least sensitive filed crops [Hlušek et al. 1998].<br />

Enhanced content of copper in soil taken from two localities Prenčov (1) and Prenčov (2) did not<br />

manifest by enhancing of content of this element in potato tubers and was in range from 1.20 to<br />

1.<strong>40</strong> mg·kg -1 FM (Tab. 4). Besides low sensitivity of potatoes to copper, its content in potatoes<br />

depends, as well as for Zn, on its content in suitable form in soil and mobile contents of Cu that<br />

have the greatest importance from the standpoint of biotoxicity, did not enhance critical values.<br />

Lead is the most strongly bounded by specific adsorption processes among all heavy metals<br />

and after Hg has the smallest mobility in soil horizon [Alloway 1990]. Despite the potatoes are<br />

less sensitive to enhanced content of lead in soil, than to content of cadmium [Hlušek et al. 1996],<br />

its enhancement in tubers was assessed, what is probably influenced by synergic effect of cadmium<br />

[Hronec et al. 2002]. Lead content was slightly enhanced (maximum by 0.18 mg/kg FM) in<br />

samples from locality Prenčov (2) in comparison with Foodstuffs Codex.<br />

Cadmium is accumulated in soil in layer 0–50 mm from the surface and with the continuing<br />

depth its concentration decreases. With regard on the fact that it can not be degraded such as<br />

some organic pollutants, it presents long-period lasting risk for environment. The most significant<br />

168

Safety of potatoes from aspect residual soil contamination by risk metals<br />

soil contamination manifested on accumulation of Cd in tubers, where besides samples from locality<br />

Terany the hygienic limit 1.1-times was enhanced in locality Hontianske Nemce, 2.6-times<br />

in locality Prenčov (2) and 3.6-times in locality Prenčov (1) – Table 4. Results of many works confirm<br />

that the under-limit content of foreign elements in soil does not guarantee that plants grown<br />

on this soil will always contain tolerable level [Hlušek et al. 1997].<br />

Table 4. Content of heavy metals in potato tubers (mg/kg FM)<br />

Tabela 4. Zawartość metali ciężkich w bulwach ziemniaków (mg/kg FM)<br />

Locality Dry mater (%) Zn Cu Cd Pb<br />

Terany 19.45 5.29 1.39 0.039 ND<br />

Hontianske Nemce 21.10 6.10 1.20 0.106 0.32<br />

Prenčov (1) 18.35 4.94 1.38 0.357 0.36<br />

Prenčov (2) 18.90 6.87 1.<strong>40</strong> 0.256 0.48<br />

Limit value (FC SR) 10.0 3.0 0.1 0.1<br />

Objaśnienie: FM – fresh matter.<br />

FC SR – Foodstuff Codex of Slovak Republic.<br />

4. Conclusion<br />

Enhanced content of cadmium and lead in soil had manifested by their enhanced concentration<br />

in tubers of potatoes in such range, that it was few fold enhanced when compared to limit<br />

value given by valid legislative. Lowering of the content of heavy metals in potato tubers can be<br />

partly reached by potatoes processing. In the case of lead, peeling of potatoes is a way to eliminate<br />

its content, while maceration influences also content of other elements [Míča, Vokál 1996].<br />

Utilization of potatoes for others than on food purposes (alcohol production) is another possibility.<br />

Acknowledgement: The work was supported by grants VEGA 1/4428/0 and KEGA<br />

3/5081/07.<br />

REFERENCES<br />

Alloway B.J. 1990. Heavy metal in soil. Blackie and son Ltd. Glasgow: 1–339.<br />

Antanaitis A., Antanaitis D. 2004. Migration of heavy metals in soil and their concentration<br />

in sewage and sewage sludge. In Ekologija No 1: 42–45.<br />

Bajčan D., Lahučký L., Stanovič R., Árvay J. 2007. Hygiena poľnohospodárskych<br />

plodín dopestovaných na metalicky zaťažených aluviálnych pôdach. In: IX. Banskoštiavnické<br />

dni 2007. Zvolen : TU Zvolen: 33–38.<br />

Hlušek J., Jůzl M., Zrůst J. 1997. Potato yields and cadmium, nickel and zinc contents<br />

in tubers. In Rostlinná výroba vol. 43; No 6: 263–267.<br />

169

Janette Musilová, Tomáš Tóth, Zuzana Poláková<br />

Hlušek J., Jůzl M., Zrůst J. 1998. Iron, manganese and copper kontent in tuber sof<br />

very early potato varieties. In Rostlinná výroba vol. 44; No. 1:1–5; ISSN 0370-663X.<br />

Hlušek J., Jůzl M., Zrůst J. 1998. Kvalita brambor v závislosti na odrůdě, hnojení a lokalitě<br />

pěstování. In Úroda No 6: 21–25.<br />

Hlušek J., Richter R., Růžička A. 1996. Vpliv různého hnojení na výnos a kvalitu<br />

brambor. In Bramborářství vol. IV, No 4: 2–5.<br />

Hlušek J., Zrůst J., Jůzl M. 2001. Obsah kadmia, arsenu a berylia v rostlinách brambor<br />

při rozdílných hladinách těchto prvků v půdě. In Bramborářství vol. IX, No. 1: 9–12.<br />

Hronec O., Tóth J., Tomáš J. 2002. Cudzorodé látky a ich riziká. (Monografia). 1. vydanie,<br />

vyd. Harlequin quality, Košice: 194.<br />

Míča B., Vokál B. 1996. Technologická hodnota brambor. In Bramborářství vol. IV, No.<br />

5: 5–8.<br />

Musilová J., Bystrická J., Tomáš J., Poláková Z., Melicháčová S. 2009. Changes<br />

of Vitamin C Content in Relation to the Range of Accumulation of Cd, Pb and Zn in<br />

Potato Tubers. In Czech Journal of Food Sciences. Chemical reaction in foods VI. Prague,<br />

May 13–15 vol. 27, Special Issue:192–194.<br />

Otabbong E., Jakimenko O.S., Sadovnikova L.K. 2001. Vlijanie gorodskich osadkov<br />

stočnych vod na dostupnosť biogennych elementov v vegetacionnom eksperimente.<br />

In Agrochimija No 2: 55–60.<br />

Tóth T., Tomáš J., Lazor P., Chlpík J., Jomová K., Hegedűsová, A. 2005. Rizikové<br />

prvky v pôdach a plodinách Štiavnického regiónu. In ChemZi vol. 1, No 1: 285–286.<br />

Vollmannová A., Bystrická J., Stanovič R., Bajčan D. 2006. The risks of rezidual<br />

soil metallization in the Slovakia. In Implementation of Landscape Ecology in New<br />

and Changing Conditions. Abstract proceedings of the 14 th International Symposium<br />

on Problems of Landscape Ecology Research. Stará Lesná, 4–7 October 2006, Nitra:<br />

IESAS:.54.<br />

Vollmannová A., Lahučký L., Tomáš J., Hegedüsová A., Jomová K. 2002. The<br />

arrangement of extremely acid soil reaction in relationship to Cd, Pb, Cr and Ni intake<br />

by the plants. In Ekológia (Bratislava) vol. 21, No 4: 442–448.<br />

Zrůst J. 2003. Riziko pěstování brambor v půdách kontaminovaných těžkými kovy. Vydal<br />

Vědecký výbor fytosanitární a životního prostředí, Praha: 36.<br />

170

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Ilona Małuszyńska*, Elżbieta Biernacka*, Marcin J. Małuszyński*,<br />

Tadeusz Kośla**<br />

Zawartość wanadu w glebach i roślinach na terenach<br />

przyległych do PKN „Orlen” w Płocku<br />

Vanadium concentration in soils and plants in the areas<br />

adjoining PKN „Orlen” in Płock<br />

Słowa kluczowe: wanad, antropopresja, gleba.<br />

Key words: vanadium, anthropopressure, soil.<br />

According to specialists vanadium compounds are comparable toxic or more toxic for life forms<br />

than mercury, cadmium or lead. Higher concentration of vanadium in topsoil layer negatively influences<br />

correct functioning of the food chain. In increased amounts vanadium can have a toxic<br />

effect to plants. High concentration of vanadium caused drastic inhibition of chlorophyll biosynthesis<br />

and the development of the root system of plants. Excess quantities of vanadium in bodies<br />

of animals and people cause damage to the nervous system, as well as respiratory and digestive<br />

system. Therefore determining the content of this element in the soil is essential to help<br />

to determine potential abilities to pass this element from the soil to the food chain.<br />

The aim of ivestigation was to determine content of vanadium in soils and plants from various<br />

points localised at different distances from PKN „Orlen” in Płock.<br />

The samples of soils and plants were taken from 20 points situated radiantly within the<br />

range of 0.5–15 km away from the borders of „Orlen”. Determination of vanadium in all<br />

samples was performed using Inductively Coupled Plasma – Atomic Emission Spectrometry<br />

(ICP-AES). The concentration of vanadium in soils from the region near PKN „Orlen” was<br />

8,46–33,84 µg·g -1 , however in plants ranged between 0,43 and 9,71 µg·g -1 .<br />

* Dr inż. Ilona Małuszyńska, prof. dr hab. inż. Elżbieta Biernacka, dr inż. Marcin J. Małuszyński<br />

– Katedra Inżynierii Wodnej i Rekultywacji Środowiska, Wydział Inżynierii i Kształtowania<br />

Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 166, 02-787<br />

Warszawa, tel.: 22 593 53 <strong>40</strong>; e-mail: ilona_maluszynska@sggw.pl<br />

** Prof. dr hab. Tadeusz Kośla – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Zakład higieny<br />

Zwierząt i Środowiska, Wydział Nauk o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa<br />

Wiejskiego, ul. Ciszewskiego 8, 02-786 Warszawa; tel.: 22 593 66 14.<br />

171

Ilona Małuszyńska, Elżbieta Biernacka, Marcin J. Małuszyński, Tadeusz Kośla<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Wanad jest pierwiastkiem uznanym za niezbędny do wzrostu i rozwoju roślin, zwierząt<br />

i człowieka. Nagromadzenie znacznych ilości tego pierwiastka w wierzchnich warstwach<br />

gleb wpływa negatywnie na prawidłowe funkcjonowanie łańcucha troficznego. W zwiększonych<br />

ilościach wanad może działać toksycznie na rośliny, powodując zahamowanie rozwoju<br />

systemu korzeniowego, karłowacenie roślin oraz ich chlorozę. Nadmierne ilości wanadu<br />

w organizmach zwierząt i ludzi powodują uszkodzenia układu nerwowego, a także oddechowego<br />

i trawiennego. Dlatego też niezbędne jest określenie zawartości tego pierwiastka<br />

w glebie, tak aby móc przewidzieć jego przechodzenie do łańcucha troficznego [Zaporowska<br />

1996, Kabata-Pendias, Pendias 2001, Połedniok, Buhl 2003].<br />

Celem badań prezentowanych w niniejszym opracowaniu było określenie zawartości<br />

wanadu w glebach i roślinach pochodzących z punktów zlokalizowanych w różnej odległości<br />

od jego emitora – Polskiego Koncernu Naftowego Orlen, dalej PKN „Orlen” w Płocku.<br />

2. Materiał i metody<br />

Badania prowadzono na użytkowanych rolniczo terenach usytuowanych w różnej odległości<br />

od PKN „Orlen” w Płocku.<br />

Próbki gleb pobierano z wierzchnich warstw gleb (0,00–0,20 m) w odległości od 0,5 do<br />

15 km promieniście od granic zakładu PKN „Orlen”. Pobór próbek wykonano zgodnie z wytycznymi<br />

zawartymi w normie BN-78/9180-02. Próbki roślin pobierano w tych samych punktach<br />

co próbki gleb.<br />

We wszystkich 20 pobranych próbkach gleb oznaczono wybrane właściwości fizyczno-<br />

-chemiczne, zgodnie z metodyką zawartą w katalogu metod [Ostrowska i in. 1991].<br />

Próbki roślin przed oznaczeniem wysuszono, zmielono w młynie kulowym firmy Retsch,<br />

a następnie zmineralizowano w roztworze HNO 3<br />

, przy użyciu mikrofalowego roztwarzacza<br />

prób MDS 2000.<br />

Oznaczenie zawartości wanadu w próbkach gleb i roślin wykonano z zastosowaniem<br />

metody ICP-AES.<br />

Oznaczenie wybranych właściwości fizyczno-chemicznych badanych gleb wykonano<br />

w Zakładzie Rekultywacji Terenów Zdegradowanych SGGW, natomiast zawartość wanadu<br />

w próbkach gleb i roślin oznaczono w Laboratorium Monitoringu Środowiska w Instytucie<br />

<strong>Ochrony</strong> Środowiska w Warszawie.<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Wyniki analiz wybranych właściwości fizyczno-chemicznych badanych gleb zestawiono<br />

w tabeli 1.<br />

172

Zawartość wanadu w glebach i roślinach na terenach przyległych do PKN „Orlen” w Płocku<br />

Tabela 1. Charakterystyka wybranych właściwości fizyczno-chemiczne wierzchnich warstw gleb<br />

z okolic PKN „Orlen” (n=20)<br />

Table 1. Chosen physico-chemical properties of topsoil layers in the region near PKN „Orlen”<br />

Opis statystyczny<br />

Procent frakcji<br />

glebowych<br />

[mm]<br />

pH w<br />

1 mol·dm -3<br />

KCl<br />

H h<br />

S T = H h<br />

+ S OM<br />

1–0,1 0,1–0,02

Ilona Małuszyńska, Elżbieta Biernacka, Marcin J. Małuszyński, Tadeusz Kośla<br />

17,23 µg·g -1 ) wanadu. W badaniach prowadzonych na tym terenie w latach 1978–1982<br />

przez Biernacką i Liwskiego [1986] stwierdzono większe nagromadzenie wanadu, od 15 do<br />

72 µg·g -1 . Obniżenie zawartości badanego pierwiastka na terenach okalających zakład rafineryjno-petrochemiczny<br />

może wynikać z ograniczania emisji zanieczyszczeń do atmosfery<br />

dzięki ciągłemu udoskonalaniu technologii przeróbki ropy naftowej oraz urządzeń ochronnych<br />

zainstalowanych w zakładzie w Płocku.<br />

Zbliżone do oznaczonych zawartości wanadu (19,3 µg·g -1 ± 6,9) zaobserwowali Nadal<br />

i wsp. [2004], badający tereny Hiszpanii znajdujące się pod wpływem przemysłu petrochemicznego<br />

oraz Peltola i Astrom [2003] w glebach miejskich Jakobstad w Finlandii<br />

(15–37 µg·g -1 ). Większe zawartości tego pierwiastka w wierzchnich warstwach gleb, wynoszące<br />

średnio 105,57 mg·kg -1 , oznaczyli Teng i wsp. [2006], badając tereny wydobycia<br />

i przeróbki rud wanadu w okręgu Sichuan w Chinach. Autorzy ci zwracają uwagę na wyraźne<br />

zanieczyszczenie wierzchnich warstw gleb na terenach położonej najbliżej miejsc<br />

wydobycia i przeróbki rud. Znacznie większe zawartości wanadu (1570–3600 µg·g -1 )<br />

stwierdzili Panichev i wsp. [2006], badając gleby wokół kopalni rud wanadu w Południowej<br />

Afryce.<br />

Na podstawie uzyskanych wyników badań przeprowadzono analizę zależności zachodzących<br />

między zawartością wanadu w glebie a oznaczonymi właściwościami fizyczno-chemicznymi.<br />

Stwierdzono, że zawartość wanadu była dodatnio skorelowana w największym<br />

stopniu z zawartością frakcji iłu (r=0,84), a następnie z zawartością substancji organicznej<br />

(r=0,63) i wartością kwasowości hydrolitycznej (r=0,53).<br />

Oznaczona w próbkach roślin zawartość wanadu była bardzo zróżnicowana, o czym<br />

świadczy wartość współczynnika zmienności – 83,5% (tab. 2). Zawartość wanadu w próbkach<br />

roślin mieściła się w przedziale od 0,43 do 9,71 µg·g -1 s.m. Podobne wartości były obserwowane<br />

przez Gallaghera i wsp. [2008] oraz Panichev’a i wsp. [2006]. Mandiwana i Panichev<br />

[2006] zaobserwowali wyższe zawartości (190–215 µg·g -1 ) tego pierwiastka.<br />

Podstawą oceny roślin pod względem ich przydatności dla celów konsumpcyjnych, paszowych<br />

i przemysłowych mogą być akty prawne oraz dane literaturowe zawierające opracowane<br />

przez badaczy zawartości bądź przedziały graniczne określone dla badanych pierwiastków.<br />

Obecnie obowiązujące akty prawne [Dyrektywa 1999/29/WE] i wytyczne opracowane<br />

przez IUNG [Kabata-Pendias i wsp. 1993] nie zawierają danych określających wartości granicznych,<br />

dopuszczalnych zawartości wanadu w roślinach. Dlatego też nie możemy odpowiedzieć<br />

na pytanie, czy wartości przez nas oznaczone przekroczyły wartości dopuszczalne.<br />

Wyniki badań opisane przez Kabatę-Pendias i Pendiasa [2001] pozwalają na stwierdzenie,<br />

że nieprzekraczająca 2 µg·g -1 zawartość wanadu w roślinach pokrywa zapotrzebowanie<br />

roślin na ten pierwiastek. Przyjmując tę wartość jako progową, autorzy opracowania<br />

stwierdzają, że w połowie przebadanych przez nich próbek gleb wartość ta została przekroczona.<br />

174

Zawartość wanadu w glebach i roślinach na terenach przyległych do PKN „Orlen” w Płocku<br />

4. Wnioski<br />

1. Badane wierzchnie warstwy gleb (0,00–0,20 m), z terenów okalających PKN ”Orlen”<br />

w Płocku charakteryzowała zróżnicowana zawartość wanadu, o czym świadczy wartość<br />

współczynnika zmienności (37,2%).<br />

2. Badane tereny charakteryzuje znacznie większe zróżnicowanie zawartości wanadu<br />

w roślinach niż w glebach, potwierdzone wysoką wartością współczynnika zmienności<br />

(83,5%) dla roślin.<br />

3. Stwierdzono istotną dodatnią korelację zawartości wanadu z zawartością frakcji iłu<br />

(0,84), substancji organicznej (0,63) i wartością kwasowości hydrolitycznej (0,53).<br />

Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w latach 2006–2008 jako projekt<br />

badawczy nr 2P06S01530.<br />

Piśmiennictwo<br />

Analiza chemiczno-rolnicza gleby. Pobieranie próbek. BN – 78/9180-02.<br />

Biernacka E., Liwski S. 1986. Pierwiastki śladowe w glebach wokół Rafinerii Płockiej.<br />

Roczn. Glebozn. 37:91–99.<br />

Dyrektywa 1999/29/WE z dnia 22 kwietnia 1999 r. w sprawie substancji i produktów<br />

niepożądanych w żywieniu zwierząt. Dz.Urz. L 115 z 4 maja 1999 r. WE.<br />

Gallagher F.J., Pechmann I., Bogden J.D., Grabosky J., Weis P. 2008. Soil metal<br />

concentrations and vegetative assemblage structure in an urban brownfield. Environ.<br />

Pollut. 153: 351–361.<br />

Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek<br />

T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką.<br />

Ramowe wytyczne dla rolnictwa. Wyd IUNG Puławy, P(53).<br />

Kabata–Pendias A., Pendias H. 2001. Trace Elements in Soil and Plants, third ed. CRC<br />

Press, Boca Raton, FL.<br />

Mandivana K., Panichev N. 2006. Speciation analysis of plants in the determination of<br />

V (V) by ETAAS. Talanta 70: 1153.<br />

Nadal M., Schuhmacher M., Domingo J.L. 2004. Metal pollution of soils and vegetation<br />

in an area with petrochemical industry. Science of the Total Environment 321:<br />

59–69.<br />

Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analiz i oceny właściwości<br />

gleb i roślin – katalog. Wyd. IOŚ, Warszawa.<br />

Panichev N., Mandivana K., Moema D., Molatlhegi R., Ngobeni P. 2006. Distribution<br />

of vanadium (V) species between soil and plants in the vicinity of vanadium mine<br />

Journal of Hazardous Materials A 13: 649–653.<br />

175

Ilona Małuszyńska, Elżbieta Biernacka, Marcin J. Małuszyński, Tadeusz Kośla<br />

Peltola P., Åström M. 2003. Urban Geochemistry: A multimedia and multielement survey<br />

of a small town in northern Europe. Environ. Geochemistry and Health 25: 397–419.<br />

Połedniok J., Buhl F. 2003. Speciation of vanadium in soils. Talanta 59: 1–8.<br />

Teng Y., Ni S., Zhang C., Wang J., Lin X., Huang Y. 2006. Environmental geochemistry<br />

and ecological risk of vanadium pollution in Panzhihua mining and smelting area,<br />

Sichuan, China. Chinese J. of Geochemistry 25, 4: 379–385.<br />

Zaporowska H. 1996. Wybrane aspekty działania wanadu in vivo oraz in vitro. Rozprawy<br />

Wydziału Biologii i Nauk o Ziemi. Uniwersytet Marii Curie-Skłodowskiej. Rozprawy<br />

Habilitacyjne 52: 109.<br />

176

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Jarosław Kaszubkiewicz*, Dorota Kawałko*<br />

ZAWARTOŚĆ WYBRANYCH METALI CIĘŻKICH W GLEBACH<br />

I ROŚLINACH NA TERENIE POWIATU JELENIOGÓRSKIEGO<br />

TOTAL CONTENT OF HEAVY METALS IN SOILS AND PLANTS<br />

AT THE AREA OF JELENIA GÓRA DISTRICT<br />

Słowa kluczowe: metale ciężkie, gleba, roślina, gleby użytkowane rolniczo, powiat jeleniogórski.<br />

Key words: heavy metals, soil, plant, arable lands, Jelenia Góra district.<br />

The main of his work was analysing the total content of heavy metals in soils and plants,<br />

researching relations between them and comparing the accumulation level of the metals in<br />

a grass, a straw and a corn seed. The analysed soils were developed from loamy sands,<br />

sandy and silty loams and sandy silts. There are very acid and acid soils. Results showed<br />

the concentration of Pb, Zn and Cd are higher than the geochemical background for the<br />

country and the three metals are in pairing kind in the area of Jelenia Góra district. The accumulation<br />

of Zn and Cd is the highest in the plants (with regard to an enrichment coefficient),<br />

Cu accumulation is in the next order, then Ni accumulation and Pb accumulation is<br />

the lowest. There are more Pb and Cd in the corn seed than in the straw and the grasses,<br />

but for Cu, Zn and Ni the systematic and statistic are not stated.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Problem zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi występuje w Polsce lokalnie i dotyczy<br />

przede wszystkim obszarów uprzemysłowionych, jednak w niektórych rejonach, w sąsiedztwie<br />

dawnych lub obecnych źródeł emisji, gleby wykazują niekiedy znaczny stopień<br />

zanieczyszczenia.<br />

* Dr hab. Jarosław Kaszubkiewicz, dr inż. Dorota Kawałko – <strong>Instytut</strong> Nauk o Glebie i <strong>Ochrony</strong><br />

Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu, ul. Grunwaldzka 53,<br />

50-357 Wrocław; tel.: 71 320 56 25; e-mail: Dorota.kawalko@up.wroc.pl<br />

177

Jarosław Kaszubkiewicz, Dorota Kawałko<br />

Metale ciężkie w glebach stanowić mogą potencjalne źródło zagrożenia dla roślin oraz<br />

dla wód podziemnych, a w konsekwencji – mogą być włączone do łańcucha pokarmowego<br />

[Karczewska i in. 2008, Kabata-Pendias 1993]. Pobieranie pierwiastków śladowych z zanieczyszczonych<br />

gleb przez rośliny przekracza często ich zapotrzebowanie fizjologiczne,<br />

co powoduje, że nadmiar tych pierwiastków w glebach może działać fitotoksycznie [Niesiobędzka<br />

i in. 2005].<br />

Powiat jeleniogórski jest położony w południowo-zachodniej Polsce, w województwie<br />

dolnośląskim. Obejmuje obszar o powierzchni 628,2 km 2 , na który składa się 5 gmin wiejskich:<br />

Janowice Wielkie, Jeżów Sudecki, Mysłakowice, Podgórzyn i Stara Kamienica oraz<br />

4 gminy miejskie: Karpacz, Kowary, Szklarska Poręba i Piechowice (nie prowadzono badań<br />

na terenie gminy miejskiej Jelenia Góra).<br />

Potencjalne źródła zanieczyszczenia gleb na terenie powiatu jeleniogórskiego to:<br />

● stare hałdy odpadów po wydobyciu rud metali oraz rudy uranowej (gminy Kowary, Karpacz<br />

i Janowice Wielkie),<br />

● drogi i szlaki komunikacyjne,<br />

● nielegalne wysypiska odpadów (zlokalizowane na terenie gmin Kowary, Janowice Wielkie,<br />

Piechowice, Podgórzyn)<br />

oraz<br />

● funkcjonujące obecnie zakłady przemysłowe, np. huta szkła kryształowego „Julia”<br />

w Piechowicach, fabryka płytek ceramicznych „Polcolorit”, fabryka dywanów w Kowarach,<br />

zakłady porcelany elektrotechnicznej „Polam” w Mysłakowicach.<br />

Celem badań było oznaczenie zawartości metali ciężkich w glebach i roślinach, określenie<br />

relacji pomiędzy nimi oraz porównanie poziomu akumulacji badanych pierwiastków<br />

w trawie, słomie i ziarnie zbóż.<br />

2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ<br />

Badania zawartości metali ciężkich w glebach i roślinach prowadzono na terenie 9<br />

gmin powiatu jeleniogórskiego. Przy wyborze punktów badawczych kierowano się lokalizacją<br />

potencjalnych źródeł zanieczyszczeń, dążeniem do reprezentatywnego wyboru próbek<br />

pod kątem występujących na terenie powiatu jeleniogórskiego jednostek systematycznych<br />

oraz gatunków gleb. Łącznie pobrano 160 próbek glebowych z poziomu akumulacyjnego<br />

gleb z głębokości 0–30 cm. Próbki do badań pobierano z gleb użytkowanych rolniczo,<br />

głównie z gruntów ornych – 88 próbek. Pozostałe 72 próbki pobrano na trwałych użytkach<br />

zielonych.<br />

Spośród punktów badawczych zlokalizowanych na gruntach ornych wybrano 32, w których<br />

pobrano do badań próbki zbóż (osobno ziarno i słomę). Spośród punktów badawczych<br />

zlokalizowanych na obszarach trwałych użytków zielonych wybrano <strong>40</strong>, w których pobrano<br />

do badań próbki traw.<br />

178

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach i roślinach...<br />

W pobranym materiale glebowym, we wszystkich próbkach oznaczono:<br />

● skład granulometryczny – metodą areometryczno-sitową, zgodną z normami PN-R-<br />

0<strong>40</strong>32 i PN-R- 0<strong>40</strong>33 (1998);<br />

● odczyn gleby, pH w wodzie i w 1M KCl – metodą potencjometryczną, według PN – ISO<br />

10390 (1997);<br />

● zawartość form całkowitych metali ciężkich w glebie: Zn, Cu, Pb, Cd, Ni – techniką AAS<br />

po mineralizacji próbek w wodzie królewskiej zgodnie z PN-ISO 11047 (2001) i PN –<br />

ISO 11466 (2002).<br />

W wybranych próbkach (w 31 punktach, z których pobrano zboża do badań, oraz w 22<br />

punktach dodatkowych) badano ponadto:<br />

● zawartość formy całkowitej As w glebach – metodą ICP aparatem Varian Liberty 220,<br />

po mineralizacji w wodzie królewskiej,<br />

● zawartość formy całkowitej Hg – techniką AAS z amalgamacją zimnych par rtęci z użyciem<br />

analizatora rtęci MA 2000.<br />

W materiale roślinnym analizowano zawartość metali ciężkich Zn, Cu, Pb, Cd, Ni – techniką<br />

AAS po mineralizacji w wodzie królewskiej. W ziarnie zbóż oznaczono ponadto: zawartość<br />

formy całkowitej As – metodą ICP aparatem Varian Liberty 220, odczyt przy linii spektralnej<br />

193,693 nm, po mineralizacji w wodzie królewskiej oraz zawartość formy całkowitej<br />

Hg – techniką AAS z amalgamacją zimnych par rtęci z użyciem analizatora rtęci MA 2000.<br />

Do analizy statystycznej wyników wykorzystano program Statistica 8,0.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

3.1. Skład granulometryczny badanych gleb<br />

Gleby użytkowane rolniczo, z których pobrano próbki do badań, odzwierciedlały skład<br />

gatunkowy gleb powiatu jeleniogórskiego [Huczyński 1986]. Według normy BN -78/9180-11<br />

(użytecznej ze względu na porównanie z danymi kartograficznymi oraz danymi z wcześniejszych<br />

opracowań) należały one do następujących grup granulometrycznych (rys. 1).<br />

● żwiry gliniaste – 8 próbek,<br />

● piaski słabo gliniaste i słabo gliniaste pylaste – 3 próbki,<br />

● piaski gliniaste i gliniaste pylaste – 12 próbek,<br />

● gliny lekkie i lekkie pylaste – 51 próbek,<br />

● gliny średnie i średnie pylaste – 46 próbek,<br />

● gliny ciężkie pylaste – 3 próbki,<br />

● pyły zwykłe oraz pyły ilaste – 37 próbek.<br />

Badane utwory cechowała znaczna zawartość frakcji szkieletowych. Spośród 160 przebadanych<br />

utworów 48 należało do grupy słabo szkieletowatych (0–10% frakcji >1,0 mm), 54 do<br />

grupy średnio szkieletowatych (11–25% frakcji >1,0 mm), 50 do grupy silnie szkieletowatych<br />

(26–50% frakcji >1,0 mm), a w 8 przypadkach zawartość frakcji szkieletowych przekraczała 50%.<br />

179

• gliny ciężkie pylaste – 3 próbki,<br />

• pyły zwykłe oraz pyły ilaste – 37 próbek.<br />

Jarosław Kaszubkiewicz, Dorota Kawałko<br />

Ił 1,0 mm), 50 do grupy silnie<br />

Zawartość iłu koloidalnego zawierała się w przedziale od 0 do 18%. Mediana zawartości iłu<br />

szkieletowatych koloidalnego (26 wynosiła – 504%.<br />

% frakcji >1,0 mm), a w 8 przypadkach zawartość frakcji<br />

szkieletowych Wród przekraczała frakcji spławialnych 50 %. dominował wyraźnie ił pyłowy gruby (0,02–0,006 mm), którego<br />

zawartość wynosiła od 7 do 32%, a mediana wartości oznaczających zawartość była<br />

równa 21,5%.<br />

Na zbliżonym do zawartości frakcji spławianych poziomie kształtowała się zawartość<br />

frakcji pylastych (0,1–0,05 mm). Mieściła się w granicach od 9,1% do 63,9%. Mediana zawartości<br />

frakcji pylastych wynosiła 34,5%. Spośród frakcji pylastych dominował pył drobny, 4<br />

którego zawartość wahała się od 6 do 43%.<br />

Udział frakcji piasku (1,0–0,1 mm) był w badanych utworach zbliżony do zawartości poprzednio<br />

omówionych frakcji. Zawierał się w przedziale od 2,6 do 76,4%. Mediana zawartości<br />

tej frakcji wynosiła 31,1%.<br />

180

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach i roślinach...<br />

Udział poszczególnych frakcji piaszczystych był wyrównany. Wartości mediany wynosiły<br />

odpowiednio 9,5% dla piasku grubego, 9,4% dla piasku średniego i 9,5% dla piasku drobnego.<br />

3.2. Odczyn gleb<br />

Wartości pH zmierzone w 1M KCl dla wszystkich badanych próbek mieściły się w granicach<br />

od pH 3,3 do pH 6,8, co oznacza, że w żadnym z punktów nie wystąpił zasadowy odczyn<br />

gleby. W 99 badanych próbkach stwierdzono odczyn bardzo kwaśny, w 38 punktach<br />

odczyn kwaśny, w 20 punktach odczyn lekko kwaśny oraz w 3 punktach odczyn obojętny.<br />

Dla całego powiatu jeleniogórskiego udział próbek pobranych z gleb kwaśnych i bardzo<br />

kwaśnych wynosił 85,6%.<br />

Gleby, z zanieczyszczonego pierwiastkami metalicznymi obiektu Miedzianka, mają odczyn<br />

kwaśny i bardzo kwaśny, co zwiększa zagrożenie dla środowiska związane z mobilizacją<br />

pierwiastków metalicznych i zwiększeniem ich udziału w obiegu biogeochemicznym<br />

[Gorlach, Gambuś 1991, Karczewska 2003].<br />

3.3. Zawartość metali w glebach<br />

Ze względu na znaczną objętość wyników przedstawiono je w formie tabelarycznej<br />

tylko w postaci syntetycznej (tab.1). Zawartość cynku w badanych glebach użytkowanych<br />

rolniczo mieściła się w granicach od 32,9 do 966,0 mg·kg -1 . Mediana zawartości cynku<br />

wynosiła 73,5 mg·kg -1 , a współczynnik zmienności 94,6%. Standard dla gruntów grupy B<br />

[Rozporządzenie 2002] przekroczony był jedynie w 2 próbkach pochodzących z rejonu wsi<br />

Miedzianka. Niemniej jednak obserwowane zawartości cynku pozostawały w większości<br />

(155 próbek na 160) powyżej tła geochemicznego, określanego na poziomie 7–<strong>40</strong> mg·kg -1<br />

[Kabata-Pendias, Pendias 1999, Kijewski 1994, Terelak i in. 1995].<br />

Tabela 1. Parametry charakteryzujące zawartość metali w glebach<br />

Table 1. Parameters characteristic of the metals in soils<br />

Parametr Zn Cu Pb Ni Cd As Hg<br />

Średnia 84,8 27,5 43,3 14,0 0,7 4,28 0,192<br />

Minimum 32,9 6,5 13,4 6,2 0,2 1,50 0,063<br />

Maximum 966,0 1016,0 165,6 68,3 5,3 103,00 2,594<br />

Odchylenie standardowe 80,2 86,0 23,6 8,1 0,5 14,20 0,443<br />

Mediana 73,5 13,0 36,1 11,5 0,7 1,50 0,095<br />

Współczynnik zmienności 94,6 312,7 54,6 58,1 66,0 331,70 230,700<br />

Liczba próbek 160 160 160 160 160 53 53<br />

Liczba przekroczeń standardu<br />

dla gruntów grupy B<br />

2 3 4 0 1 1 2<br />

Standard dla gruntów grupy B 300 150 100 100 4 20 2<br />

181

Jarosław Kaszubkiewicz, Dorota Kawałko<br />

Zawartość miedzi w analizowanych glebach powiatu jeleniogórskiego zawierała się<br />

w przedziale od 6,5 do 1016,0 mg·kg -1 . Mediana zawartości Cu wynosiła 13,0 mg·kg -1 ,<br />

a współczynnik zmienności 312,7%. Standard dla gruntów grupy B [Rozporządzenie 2002]<br />

przekroczony był jedynie w 3 próbkach pochodzących ze wsi Miedzianka. Niższy niż w przypadku<br />

cynku był udział gleb, w których przekroczona była wartość 15 mg·kg -1 uznawana za<br />

tło geochemiczne [Kijewski 1994]. Wartość ta była przekroczona w 62 próbkach (na 160 badanych).<br />

Wysoki współczynnik zmienności był konsekwencją znacznych koncentracji miedzi<br />

w rejonie wsi Miedzianka.<br />

Zawartość ołowiu w tych glebach wynosiła od 13,4 do 165,6 mg·kg -1 . Mediana zawartości<br />

Pb wynosiła 36,1 mg·kg -1 , a współczynnik zmienności 54,6%. Standard dla gruntów<br />

grupy B [Rozporządzenie 2002] przekroczony był w 3 próbkach pochodzących ze wsi Miedzianka<br />

i 1 z rejonu miejscowości Przesieka. Wartość 14 mg·kg -1 uznawana za tło geochemiczne<br />

[Terelak i in. 1995] przekroczona była w 159 próbkach. Można zatem stwierdzić, że<br />

obszar powiatu jeleniogórskiego charakteryzują podwyższone w stosunku do tła geochemicznego<br />

zawartości tego pierwiastka.<br />

Zawartość niklu mieściła się w granicach od 6,2 do 68,3 mg·kg -1 . Mediana zawartości<br />

Ni wynosiła 11,5 mg·kg -1 , a współczynnik zmienności 58,1%. Standard dla gruntów grupy B<br />

[Rozporządzenie 2002] nie był przekroczony w żadnej próbce. Stosunkowo niski był udział<br />

gleb, w których przekroczona była wartość 18 mg·kg -1 , uznawana za tło geochemiczne [Kijewski<br />

1994]. Wartość ta była przekroczona w 24 próbkach (na 160 badanych).<br />

Zawartość kadmu przyjmowała wartości od 0,2 do 5,3 mg·kg -1 . Mediana zawartości Cd<br />

wynosiła 0,7 mg·kg -1 , a współczynnik zmienności 66,0%. Standard dla gruntów grupy B był<br />

przekroczony w 1 próbce [Rozporządzenie 2002]. Wartość 0,5 mg·kg -1 uznawana za tło<br />

geochemiczne [Kijewski 1994] przekroczona była w 96 próbkach (na 160 badanych).<br />

Charakterystycznie układały się ilości arsenu (mierzone w 53 próbkach). W odniesieniu<br />

do zawartości tego pierwiastka zdecydowana większość wyników pozostawała poniżej<br />

2 mg·kg -1 (tło geochemiczne 2–13 mg·kg -1 ) [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Karczewska<br />

i in. 2005]. Jedynie w 5 próbkach stwierdzono zawartości większe od wspomnianego progu,<br />

w tym jedno przekroczenie standardu dla gruntów grupy B [Rozporządzenie 2002].<br />

Zawartość rtęci zawierała się w przedziale od 0,063 do 2,594 mg·kg -1 . Mediana zawartości<br />

Hg wynosiła 0,095 mg·kg -1 , a współczynnik zmienności wynoszący 230,7%, był<br />

uwarunkowany wysoką zawartością rtęci (ponad 2 mg·kg -1 ) w dwóch próbkach glebowych.<br />

Standard dla gruntów grupy B [Rozporządzenie 2002] był przekroczony w 1 próbce. Wartość<br />

0,2 mg·kg -1 uznawana za tło geochemiczne [Kijewski 1994] przekroczona była w 4<br />

próbkach (na 53 badane).<br />

Analiza zawartości metali ciężkich wskazuje, że zanieczyszczenie gleb na terenie powiatu<br />

jeleniogórskiego dotyczy niewielkich obszarów (rejon dawnego górnictwa metali w pobliży<br />

wsi Miedzianka) lub ma charakter incydentalny. Jeżeli chodzi o ołów, cynk i kadm<br />

stwierdzono podwyższone koncentracje tych metali w stosunku do tła geochemicznego,<br />

182

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach i roślinach...<br />

czego przyczyną może być występowanie na terenie Kotliny Jeleniogórskiej skał wietrzeniowych<br />

i wychodni skał metamorficznych [Bogda 1973, Mazurski 1978].<br />

Na podstawie uzyskanych wyników trudno jest w jednoznaczny sposób wypowiedzieć<br />

się na temat skojarzonego występowania pierwiastków metalicznych na obszarze badań.<br />

Z jednej strony współczynniki korelacji między zawartościami poszczególnych metali są wysokie<br />

(zwłaszcza dla korelacji Cu – Zn oraz Cd – Zn) i statystycznie istotne nawet na poziomie<br />

istotności p=0,001 – statystycznie istotnych na tym poziomie jest 18 z 21 możliwych z<br />

listy 7 metali korelacji (tab. 2). Wysoka korelacja jest jednak uwarunkowana skojarzonym<br />

występowaniem dużej liczby pierwiastków metalicznych w rejonie wsi Miedzianka. Po wykluczeniu<br />

danych dla tego obiektu statystycznie istotne (na poziomie p=0,001) pozostają jedynie<br />

następujące korelacje: Zn – Cu, Zn – Pb, Zn – Cd oraz Cu – Pb, Cu – Ni. Wymienione<br />

wyżej korelacje są również tylko istotne na poziomie p=0,05.<br />

Tabela 2. Współczynniki korelacji dla zawartości poszczególnych metali<br />

Table 2. Correlation coefficient between the metals content<br />

Metale Zn Cu Pb Ni Cd As Hg<br />

Cu 0,501** 1,000* – – – – –<br />

Pb 0,570** 0,532** 1,000* – – – –<br />

Ni -0,001* 0,594** 0,071* 1,000* – – –<br />

Cd 0,465** 0,232* -0,055* -0,075* 1,000* – –<br />

As -0,028* 0,165* -0,036* 0,179* 0,009* 1,000* –<br />

Hg -0,057* 0,073* 0,062* -0,0<strong>40</strong>* -0,084* -0,031* 1,000*<br />

Objaśnienia: * – Istotny przy p = 0,05; ** – Istotny przy p=0,001.<br />

3.4. Zawartość metali w roślinach<br />

W ziarnie zbóż (pszenica i pszenżyto) badano zawartość 7 pierwiastków metalicznych:<br />

Zn, Cu, Pb, Ni, Cd, As, Hg, w 32 próbkach. Zawartość tych samych pierwiastków badano<br />

w 32 próbkach słomy, pobranej wraz z ziarnem. Ponadto oznaczono zawartość: Zn, Cu, Pb,<br />

Ni, Cd w <strong>40</strong> próbkach traw.<br />

Próbki roślinne pobierano w miejscach wybranych z puli punktów, w których pobierano<br />

również próbki glebowe. Syntetyczne dane dotyczące zawartości poszczególnych pierwiastków<br />

w próbkach roślinnych zestawiono w tabeli 3.<br />

183

Jarosław Kaszubkiewicz, Dorota Kawałko<br />

Tabela 3. Parametry statystyczne charakteryzujące zawartość metali w roślinach<br />

Table 3. Statistic parameters characteristic of the metals in plants<br />

Część rośliny Parametr Zn Cu Pb Ni Cd As Hg<br />

średnia 33,30 3,97 0,23 0,77 0,11 0,04 0,012<br />

minimum 14,30 2,00 0,05 0,20 0,10 0,02 0,003<br />

maksimum 69,20 6,00 1,00 5,10 0,20 0,07 0,103<br />

Ziarno zbóż odchylenie standardowe 11,<strong>40</strong> 0,90 0,21 1,10 0,00 0,01 0,017<br />

mediana 31,90 3,90 0,15 0,50 0,10 0,04 0,009<br />

współczynnik zmienności 34,20 23,<strong>40</strong> 93,10 145,60 30,10 32,<strong>40</strong> 144,5<br />

liczba badanych próbek 32 32 32 32 32 32 32<br />

średnia 16,19 2,95 0,93 0,68 0,17 n.o. n.o.<br />

minimum 4,20 1,10 0,00 0,30 0,10 n.o. n.o.<br />

maksimum 55,90 15,80 2,00 2,00 0,30 n.o. n.o.<br />

Słoma zbóż odchylenie standardowe 11,50 3,20 0,56 0,30 0,10 n.o. n.o.<br />

mediana 13,10 2,10 1,00 0,60 0,20 n.o. n.o.<br />

współczynnik zmienności 70,80 109,80 60,<strong>40</strong> 50,10 37,20 n.o. n.o.<br />

liczba badanych próbek 32 32 32 32 32 n.o. n.o.<br />

średnia 36,22 4,50 0,66 1,61 0,22 n.o. n.o.<br />

minimum 8,50 1,90 0,10 0,30 0,10 n.o. n.o.<br />

maksimum 88,00 12,00 3,80 12,00 0,80 n.o. n.o.<br />

Trawy odchylenie standardowe 17,50 2,10 0,80 1,80 0,10 n.o. n.o.<br />

mediana 30,60 4,00 0,<strong>40</strong> 1,30 0,20 n.o. n.o.<br />

współczynnik zmienności 48,02 47,50 121,90 112,20 60,10 n.o. n.o.<br />

liczba badanych próbek <strong>40</strong> <strong>40</strong> <strong>40</strong> <strong>40</strong> <strong>40</strong> n.o. n.o.<br />

Objaśnienie: no – nie oznaczono.<br />

Na podstwie uzyskanych wyników obliczono dla poszczególnych pierwiastków współczynniki<br />

wzbogacania, ze wzoru (np. dla Zn w ziarnie):<br />

W z<br />

(Zn) = C z<br />

(Zn) / C g (Zn),<br />

gdzie:<br />

W z<br />

(Zn) – współczynnik wzbogacania w cynk,<br />

C z<br />

(Zn) – zawartość cynku w ziarnie,<br />

C g<br />

(Zn) – zawartość cynku w glebie w tej samej lokalizacji.<br />

Oceny stopnia kumulacji poszczególnych pierwiastków w roślinach dokonano na poziomie<br />

istotności p=0,01. Z porównania tak obliczonych współczynników wzbogacania ziarna<br />

zbóż dla poszczególnych metali wynika, że najsilniej kumulowanym pierwiastkiem był cynk<br />

(Zn), w mniejszym stopniu kadm (Cd) oraz miedź (Cu) i znacznie słabiej pozostałe pierwiastki<br />

(kolejno: Hg, Ni, As, Pb) (rys. 2a).<br />

184

W trawach najsilniej kumulowane były Cd i Zn (różnica statystycznie nieistotna), w<br />

następnej kolejności Zawartość Cu, słabiej wybranych Ni oraz metali w ciężkich najmniejszym w glebach stopniu i roślinach... Pb (rys. 2c). Różnice<br />

pomiędzy Cu i Ni oraz Ni i Pb były statystycznie istotne.<br />

1,4<br />

1,2<br />

Nieco inaczej wyglądał obraz dla kumulacji pierwiastków w słomie zbóż. W tym<br />

wypadku 1,0 najsilniej kumulowany był Cd, nieco słabiej Zn i w dalszej kolejności Cu, potem Ni<br />

i najsłabiej Pb (rys. 2b). Wszystkie kolejne różnice były statystycznie istotne.<br />

0,8<br />

0,6<br />

W trawach najsilniej kumulowane były Cd i Zn (różnica statystycznie nieistotna), w<br />

następnej kolejności Cu, słabiej Ni oraz w najmniejszym stopniu Pb (rys. 2c). Różnice<br />

0,4<br />

pomiędzy Cu i Ni oraz Ni i Pb były statystycznie istotne.<br />

0,2<br />

1,4<br />

0,0<br />

1,2<br />

-0,2<br />

1,0<br />

1,4<br />

0,4<br />

W z (Zn) W z (Cu) W z (Pb) W z (Hg)<br />

W z (Cd) W z (Ni) W z (As)<br />

Rys. 2a. Współczynniki wzbogacania ziarna zbóż (Wz) w metale<br />

Rys. 0,8 2a. Współczynniki wzbogacania ziarna zbóż (Wz) w metale<br />

Fig. 2a. Enrichment coefficient of corn seed (Wz) in the metals<br />

Fig. 2a. Enrichment coefficient of corn seed (Wz) in the metals<br />

1,6 0,6<br />

inaczej wyglądał obraz dla kumulacji pierwiastków w słomie zbóż. W tym wypadku najsilniej<br />

kumulowany był Cd, nieco słabiej Zn i w dalszej kolejności Cu, potem Ni i najsłabiej Pb<br />

Mediana<br />

(rys. 2b). Wszystkie kolejne różnice były statystycznie istotne. W trawach 10%–90% najsilniej kumulowane<br />

były Cd i Zn (różnica statystycznie nieistotna), w następnej kolejności Odstające Cu, słabiej Ni<br />

Zakres nieodstających<br />

Ekstremalne<br />

oraz w najmniejszym stopniu Pb (rys. 2c). Różnice pomiędzy Cu i Ni oraz Ni i Pb były sta-<br />

1,2<br />

0,2<br />

1,0<br />

0,0<br />

0,8<br />

-0,2<br />

0,6<br />

W z (Zn) W z (Cu) W z (Pb) W z (Hg)<br />

W z (Cd) W z (Ni) W z (As)<br />

tystycznie Rys. 0,4 2a. Współczynniki istotne. wzbogacania ziarna zbóż (Wz) w metale<br />

Fig. 2a. Enrichment coefficient of corn seed (Wz) in the metals<br />

0,2<br />

1,6<br />

0,0<br />

1,4<br />

W s (Zn) W s (Cd) W s (Cu) W s (Ni) W s (Pb)<br />

Rys. 2b. Współczynniki wzbogacania słomy (Ws) zbóż w metale<br />

Fig. 1,22b. Enrichment coefficient of straw (Ws) in the metals<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

Statystycznie istotne były różnice między Zn i Cd, Cu i Hg, Hg i Ni oraz As i Pb. Nieco<br />

1,0<br />

0,8<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

0,6<br />

0,4<br />

0,2<br />

0,0<br />

W s (Zn) W s (Cd) W s (Cu) W s (Ni) W s (Pb)<br />

Rys. 2b. Współczynniki wzbogacania słomy (Ws) zbóż w metale<br />

Rys. 2b. Współczynniki wzbogacania słomy (Ws) zbóż w metale<br />

Fig. 2b. Enrichment coefficient of straw (Ws) in the metals<br />

Fig. 2b. Enrichment coefficient of straw (Ws) in the metals<br />

10<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

185<br />

10

Jarosław Kaszubkiewicz, Dorota Kawałko<br />

2,0<br />

1,8<br />

1,6<br />

1,4<br />

1,2<br />

1,0<br />

0,8<br />

0,6<br />

0,4<br />

0,2<br />

0,0<br />

186 1,6<br />

W t (Zn) W t (Cd) W t(Cu) W t(Ni) W t(Pb)<br />

Rys. 2c. Współczynniki wzbogacania traw (Wt) w metale<br />

Rys. 2c. Współczynniki wzbogacania traw (Wt) w metale<br />

Fig. 2c. Enrichment coefficient of grass(Wt) in the metals<br />

Fig. 2c. Enrichment coefficient of grass(Wt) in the metals<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

Porównania współczynników kumulacji poszczególnych metali w ziarnie zbóż, słomie<br />

Porównania współczynników kumulacji poszczególnych metali w ziarnie zbóż, słomie<br />

oraz trawach dokonano za pomocą testu t-Studenta dla grup jednorodnych (ziarno–słoma)<br />

oraz w trawach dokonano za pomocą testu t-Studenta dla grup jednorodnych (ziarno – słoma)<br />

i i niejednorodnych (ziarno–trawy, – trawy, słoma–trawy). – trawy). Stwierdzono, że cynk że cynk jest jest jednakowo<br />

kumulowany w ziarnie i trawach – różnica statystycznie nieistotna i nieco słabiej w słomie<br />

kumulowany ziarnie trawach różnica statystycznie nieistotna i nieco słabiej w słomie<br />

zbóż – różnica w stosunku do ziarna i trawy statystycznie istotna (rys. 3a).<br />

zbóż Kadm – różnica jest w silniej stosunku kumulowany do ziarna i w trawy słomie statystycznie i trawach, istotna a słabiej (rys. w 3a). ziarnie. Różnice między<br />

współczynnikami Kadm jest silniej wzbogacania kumulowany dla słomy w słomie lub i trawach, w stosunku a słabiej do w współczynników ziarnie. Różnice między wzbogacania<br />

dla ziarna są statystycznie istotne (rys. 3b). Miedź jest w zbliżonym stopniu kumulowana<br />

w ziarnie i trawach, a w mniejszym stopniu w słomie – różnice były statystycznie istot-<br />

współczynnikami wzbogacania dla słomy lub traw w stosunku do współczynników<br />

ne wzbogacania (rys. 3c). Nikiel dla ziarna jest silniej są statystycznie kumulowany istotne w trawach (rys. 3b). niż Miedź w ziarnie jest i w słomie zbliżonym zbóż – stopniu różnica<br />

statystycznie istotna (rys. 3d). Ołów jest w mniejszym stopniu kumulowany w ziarnie, silniej<br />

kumulowana w ziarnie i trawach, a w mniejszym stopniu w słomie – różnice były<br />

w trawach, a najsilniej w słomie zbóż (rys. 3e).<br />

statystycznie Wszystkie istotne różnice (rys. były 3c). statystycznie Nikiel jest silniej istotne. kumulowany Należy jednak w trawach przypomnieć, niż w ziarnie że i ołów słomie jest<br />

w zbóż najmniejszym – różnica statystycznie stopniu kumulowanym istotna (rys. 3d). pierwiastkiem Ołów jest w mniejszym badanych stopniu roślinach. kumulowany w<br />

1,4<br />

ziarnie, silniej w trawach, a najsilniej w słomie zbóż (rys. 3e).<br />

1,2<br />

1,0<br />

Wszystkie różnice były statystycznie istotne. Należy jednak przypomnieć, że ołów jest<br />

w 0,8najmniejszym stopniu kumulowanym pierwiastkiem w badanych roślinach.<br />

0,6<br />

0,4<br />

0,2<br />

0,0<br />

1,8<br />

1,4<br />

1,2<br />

1,0<br />

W z (Zn) W s (Zn) W t (Zn)<br />

3a. Współczynniki wzbogacania w Zn dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Rys. 3a. Współczynniki wzbogacania w Zn dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Fig. 3a. Enrichment coefficient of Zn in corn seed, straw and grass<br />

Fig. 3a. Enrichment coefficient of Zn in corn seed, straw and grass<br />

2,0<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

11

0,4<br />

0,6<br />

0,2<br />

0,4<br />

0,0<br />

0,2<br />

W z (Zn) W s (Zn) W t (Zn)<br />

Rys. 0,0 3a. Współczynniki wzbogacania w Zn dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Fig. 3a. Enrichment coefficient of Zn Win z corn (Zn) seed, straw Wand s (Zn) grass W t (Zn)<br />

Rys. 3a. Współczynniki wzbogacania w Zn dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

2,0<br />

Fig. 3a. Enrichment coefficient of Zn in corn seed, straw and grass<br />

1,8<br />

1,6 2,0<br />

1,4 1,8<br />

1,2 1,6<br />

1,0 1,4<br />

0,8 1,2<br />

0,6 1,0<br />

0,4 0,8<br />

0,2 0,6<br />

0,0 0,4<br />

0,2<br />

W z (Cd) W s (Cd) W t (Cd)<br />

Rys. 0,0 3b. Współczynniki wzbogacania w Cd dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Rys. 3b. Współczynniki wzbogacania<br />

Fig. 3b. Enrichment coefficient of Cd W w Cd dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

in z corn (Cd) seed, straw Wand s (Cd) grass W t (Cd)<br />

Rys. Fig. 3b. 3b. Współczynniki Enrichment wzbogacania coefficient w Cd dla of ziarna Cd zbóż, in corn słomy zbóż seed, i traw straw and grass<br />

Fig. 3b. Enrichment coefficient of Cd in corn seed, straw and grass<br />

0,9<br />

0,8<br />

0,9 0,7<br />

0,8 0,6<br />

0,7 0,5<br />

0,6 0,4<br />

0,5 0,3<br />

0,4 0,2<br />

0,3 0,1<br />

0,2 0,0<br />

-0,1<br />

0,0<br />

W z (Cu) W s (Cu) W t(Cu)<br />

Rys. -0,13c. Współczynniki wzbogacania w Cu dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Fig. 3c. Enrichment coefficient of Cu in Wcorn z (Cu) seed, straw Wand s (Cu) grass W t(Cu)<br />

Rys. 3c. Współczynniki wzbogacania w Cu dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Rys. 3c. Współczynniki wzbogacania w Cu dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Fig. 3c. Enrichment coefficient of Cu in corn seed, straw and grass<br />

Fig. 3c. Enrichment coefficient of Cu in corn seed, straw and grass<br />

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach i roślinach...<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Mediana<br />

Odstające<br />

10%–90%<br />

Ekstremalne<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Mediana<br />

Odstające<br />

10%–90%<br />

Ekstremalne<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Mediana<br />

Odstające<br />

10%–90%<br />

Ekstremalne<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

0,8<br />

0,7<br />

0,6<br />

0,5<br />

0,4<br />

0,3<br />

0,2<br />

0,1<br />

0,0<br />

-0,1<br />

W z (Ni) W s (Ni) W t(Ni)<br />

Rys. 3d. Współczynniki wzbogacania w Ni dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw.<br />

Rys. 3d. Współczynniki wzbogacania w Ni dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw.<br />

Fig. 3d. Enrichment coefficient of Ni in corn seed, straw and grass<br />

Fig. 3d. Enrichment coefficient of Ni in corn seed, straw and grass<br />

12<br />

Mediana<br />

10%–90% 12<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

0,08<br />

0,07<br />

0,06<br />

0,05<br />

0,04<br />

0,03<br />

187

0,1<br />

0,0<br />

-0,1<br />

Jarosław Kaszubkiewicz, Dorota Kawałko<br />

W z (Ni) W s (Ni) W t(Ni)<br />

Rys. 3d. Współczynniki wzbogacania w Ni dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw.<br />

Fig. 3d. Enrichment coefficient of Ni in corn seed, straw and grass<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

0,08<br />

0,07<br />

0,06<br />

0,05<br />

0,04<br />

0,03<br />

0,02<br />

0,01<br />

0,00<br />

-0,01<br />

W z (Pb) W s (Pb) W t(Pb)<br />

Rys. 3e. Współczynniki wzbogacania w Pb dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Rys. 3e. Współczynniki wzbogacania w Pb dla ziarna zbóż, słomy zbóż i traw<br />

Fig. 3e. Enrichment coefficient of Pb in corn seed, straw and grass<br />

Fig. 3e. Enrichment coefficient of Pb in corn seed, straw and grass<br />

Mediana<br />

10%–90%<br />

Zakres nieodstających<br />

Odstające<br />

Ekstremalne<br />

4. 4. WNIOSKI<br />

1. Zanieczyszczenia gleb na terenie powiatu jeleniogórskiego dotyczą niewielkich<br />

1. Zanieczyszczenia obszarów (rejon gleb dawnego na terenie górnictwa powiatu metali jeleniogórskiego w pobliży wsi dotyczą Miedzianka) niewielkich lub obszarów<br />

(rejon dawnego górnictwa metali w pobliży wsi Miedzianka) lub mają charakter in-<br />

mają<br />

charakter incydentalny. Jednocześnie koncentracje Pb, Zn i Cd są zwiększone w<br />

cydentalny. Jednocześnie koncentracje Pb, Zn i Cd są zwiększone w porównaniu do tła<br />

porównaniu do tła geochemicznego określonego dla terenu kraju.<br />

geochemicznego określonego dla terenu kraju.<br />

2. 2. Na Na terenie terenie powiatu powiatu jeleniogórskiego jeleniogórskiego Zn, Zn, Cu Cu i Pb i Pb występują występują w sposób w sposób skojarzony. skojarzony. Wynika<br />

Wynika to z przenikania to z przenikania tych pierwiastków tych pierwiastków do obiegu geochemicznego do obiegu geochemicznego z polimetalicznych z<br />

złóż polimetalicznych eksploatowanych złóż w przeszłości eksploatowanych na terenie w Kotliny przeszłości Jeleniogórskiej. na terenie Kotliny<br />

3. Pierwiastkami<br />

Jeleniogórskiej.<br />

najsilniej kumulowanymi (w sensie wartości współczynników wzbogacania)<br />

w badanych roślinach były Zn i Cd, w następnej kolejności Cu, słabiej Ni, a najsłabiej<br />

Pb. Wartości określonych dla ziarna zbóż współczynników wzbogacenia dla As i Hg<br />

3. Pierwiastkami najsilniej kumulowanymi (w sensie wartości współczynników<br />

wzbogacania) w badanych roślinach były Zn i Cd, w następnej kolejności Cu, słabiej<br />

były mniejsze od wartości tego współczynnika dla Cu i większe niż dla Pb.<br />

4. Stwierdzono, Ni, a najsłabiej że Pb i Cd Pb. są Wartości słabiej kumulowane określonych w ziarnie dla ziarna zbóż niż zbóż w słomie współczynników<br />

i trawach, Cu,<br />

Zn i Ni nie wykazują natomiast tak systematycznych i statystycznie istotnych różnic.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

13<br />

Bogda A. 1973. Mineralogiczne i mikromorfologiczne badania produktów wietrzenia niektórych<br />

magmowych skał macierzystych gleb występujących w Sudetach. Rocz. Glebozn.<br />

24, z. 2: 85–132.<br />

Gorlach E., Gambuś F. 1991. Desorpcja i fitotoksyczność metali ciężkich zależnie od<br />

właściwości gleby. Rocz. Glebozn. 42: 207–214.<br />

Huczyński B. 1986. Warunki przyrodnicze produkcji rolnej województwa jeleniogórskiego.Wyd.<br />

IUNG, Puławy.<br />

188

Zawartość wybranych metali ciężkich w glebach i roślinach...<br />

Kabata-Pendias A., Pedias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />

Warszawa.<br />

Karczewska A. 2003. Perspektywy zastosowania fitoremediacji w rekultywacji gleb zanieczyszczonych<br />

metalami ciężkimi. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr<br />

25/26: 27–54.<br />

Karczewska A., Bogda A., Gałka B., Krajewski J. 2005. Ocena zagrożenia środowiska<br />

przyrodniczego w rejonie oddziaływania złoża rud polimetalicznych Żeleźniak<br />

(Wojcieszów – Góry Kaczawskie). Wyd. AR we Wrocławiu.<br />

Karczewska A., Spiak Z., Kabała C., Gałka B., Szopka K., Jezierski P., Kocan<br />

K. 2008. Ocena możliwości zastosowania wspomaganej fitoekstrakcji do rekultywacji<br />

gleb zanieczyszczonych emisjami hutnictwa miedzi. Wyd. Zante, Wrocław.<br />

Kijewski P. (red.) 1994. Atlas geochemiczny obszaru górnictwa rud miedzi. Praca niepublikowana,<br />

CBPM Cuprum.<br />

Mazurski K. 1978. Fitogeniczne gleby Sudetów w świetle badań masowych. Rocz. Glebozn.<br />

29, z. 2: 98–112.<br />

Niesiobędzka K., Wojtkowska M., Krajewska E. 2005. Migracja cynku, ołowiu<br />

i kadmu w układzie gleba – roślinność w środowisku miejskim. IOŚ, Warszawa.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów<br />

jakości ziemi. Dz.U. 2002. <strong>Nr</strong> 165 poz. 1359.<br />

Terelak H., Motowicka-Terelak T., Stuczyński T., Budzyńska K. 1995. Zawartość<br />

metali ciężkich i siarki w glebach użytków rolnych Polski oraz ich zanieczyszczenie<br />

tymi składnikami. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 418: 45–59.<br />

189

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Katarzyna Kołodziejczyk*, Klara Tomaszewska*, Marta Gwiżdż**,<br />

Ludwik Żołnierz*<br />

KSZTAŁTOWANIE SIĘ ZAWARTOŚCI WYBRANYCH PIERWIASTKÓW<br />

W GLEBACH ORGANICZNYCH OKOLIC MILICZA<br />

CHARACTERISTICS OF SOME ELEMENTS CONTENT IN ORGANIC<br />

SOILS OF THE VICINITY OF THE MILICZ TOWN<br />

Słowa kluczowe: gleby organiczne, łąki pobagienne, siedliska hydrogeniczne, zawartość<br />

pierwiastków.<br />

Key words: organic soils, boggy meadows, settlements hydrogenic, content of elements.<br />

Two peat profiles were sampled from two post-boggy meadows in the vicinity of the Milicz<br />

town (SW Poland). One of this meadows is still used, the other one is abandoned for<br />

a long time. In the peat profiles vertical distribution of some macroelements (Ca, Mg, K)<br />

and Na, as well as some heavy metals (Cu, Pb, Zn, Cd and Ni) was studied. There was<br />

observed leaching of Mg, Ca and Na from upper strata of the both profiles and cumulation<br />

of these elements in the deeper parts of the soils. This phenomenon was especially<br />

spectacular in the case of the abandoned meadow. Among the heavy metals Zn and Pb<br />

occurred in highest amounts in the upper parts of the soils. High concentrations of lead<br />

are intriguing because of the character of the region – there are big forest areas and almost<br />

no industrial plants. The contents of Pb and Cd in examined soils have exceeded<br />

the maximum admissible concentrations defined by the Polish governmental standards.<br />

In the case of Cu such a norm was exceeded in layers below 35 cm in the profile taken<br />

from the abandoned meadow.<br />

* Mgr inż. Katarzyna Kołodziejczyk, dr hab. Klara Tomaszewska, dr hab. inż. Ludwik Żołnierz<br />

– Katedra Botaniki i Ekologii Roślin, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu,<br />

Pl. Grunwaldzki 24 a, 50-363 Wrocław; tel.: 71 320 16 05;<br />

e-mail: katarzyna.kolodziejczyk@up.wroc.pl<br />

** Marta Gwiżdż - <strong>Instytut</strong> Nauk o Glebie i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we<br />

Wrocławiu, ul. Grunwaldzka 53, 50-357 Wrocław; tel.: 71 320 56 04,<br />

e-mail: marta.gwizdz@up.wroc.pl<br />

190

Kształtowanie się zawartości wybranych pierwiastków w glebach organicznych okolic Milicza<br />

1. Wprowadzenie<br />

Zaprzestanie użytkowania łąk pobagiennych wpływa zarówno na skład florystyczny,<br />

jak i na właściwości siedliska, w tym również na zawartość poszczególnych pierwiastków.<br />

Siedliska silnie uwilgotnione, położone w dolinach rzecznych, charakteryzuje występowanie<br />

gleb hydrogenicznych oraz roślinności hydrofilnej. W celu gospodarczego wykorzystania<br />

tych terenów wykonuje się ich odwodnienie. Melioracje odwadniające, które przeważały<br />

w ostatnich kilkudziesięciu latach, spowodowały zmianę warunków siedliskowych, powodując<br />

przesuszenia wierzchniej warstwy gleb [Kiryluk 1995].<br />

Siedliska podmokłe pełnią ważną rolę w obiegu pierwiastków, co wynika w głównej<br />

mierze z występowania w układach bagiennych elementów stabilizujących obieg materii,<br />

które jednak mogą zostać poważnie naruszone przez różnorodną działalność antropogeniczną.<br />

W wyniku odwodnienia gleb organicznych zachodzą na ogół nieodwracalne przemiany,<br />

wpływające m.in. na zróżnicowanie zawartości makro- i mikroelementów w tych<br />

utworach.<br />

Celem opracowania było sprawdzenie, w jaki sposób kształtuje się rozkład zawartości<br />

wybranych pierwiastków w glebie organicznej z zaznaczającym się procesem murszenia.<br />

2. Materiał i metody<br />

Materiał badawczy pobrany został z dwóch obiektów:<br />

● nieużytkowanej łąki pobagiennej – obiekt nr 1,<br />

oraz<br />

● z użytkowanej łąki pobagiennej – obiekt nr 2.<br />

Podstawą zakwalifikowania obiektów była miąższość torfu ok. 1 m. Badane łąki są zlokalizowane<br />

na obszarze Parku Krajobrazowego Dolina Baryczy w gminie Milicz i oddalone<br />

od siebie o ok. 1,5 km. Każdą z nich charakteryzuje odmienny skład florystyczny.<br />

Na obiekcie nr 1 stwierdzono występowanie m.in.: śmiałka darniowego (Deschampsia<br />

caespitosa), jaskra rozłogowego (Ranunculus repens), mietlicy białawej (Agrostis gigantea),<br />

na obiekcie nr 2 natomiast m.in. występowanie wiechliny łąkowej (Poa pratensis),<br />

śmiałka darniowego (Deschampsia caespitosa), jaskra rozłogowego (Ranunculus repens)<br />

i tomki wonnej (Anthoxanthum odoratum).<br />

Analizy zawartości wybranych pierwiastków w glebach torfowych wykonano w dwóch<br />

profilach. Profil pobrany na łące użytkowanej miał 58 cm, a na nieużytkowanej 79 cm.<br />

W laboratorium profile podzielono na poziomy o długości 7 cm, w których wykonano analizy<br />

zawartości badanych pierwiastków. Odczyn mierzono potencjometrycznie w wyciągu<br />

w wodzie dejonizowanej 1:2,5 w/v. W powietrznie suchym materiale wykonano analizy zawartości<br />

całkowitych miedzi (Cu), cynku (Zn), ołowiu (Pb), kadmu (Cd) oraz niklu (Ni) po mineralizacji<br />

w mieszaninie stężonych kwasów azotowego i nadchlorowego (4:1).<br />

191

Katarzyna Kołodziejczyk, Klara Tomaszewska, Marta Gwiżdż, Ludwik Żołnierz<br />

Formy rozpuszczalne wapnia (Ca), magnezu (Mg), potasu (K) i sodu (Na) oznaczono<br />

po ekstrakcji w 0,5 M HCl, z wykorzystaniem mieszadła obrotowego [Sapek A., Sapek B.<br />

1997]. Zawartość Mg, Cu, Zn, Pb, Cd i Ni określono metodą absorpcji atomowej na spektrometrze<br />

Varian Spectra 200. Potas, wapń i sód oznaczono tym samym aparatem, pracującym<br />

w trybie – pomiar emisji.<br />

3. Wyniki badań i dyskusja<br />

3.1. Zakres zmian właściwości chemicznych<br />

Torfowiska w stanie naturalnym gromadzą znaczne ilości wody oraz akumulują materię<br />

organiczną. Stanowią także bariery chroniące wody przed eutrofizacją. Odwodnienie torfowisk<br />

ogranicza te funkcje, a niekiedy nawet je przerywa [Piaścik 1995].<br />

Zmiany właściwości chemicznych torfu dotyczą zmian:<br />

● składu substancji organicznej,<br />

● mineralizacji azotu i węgla powiązanej z emisją gazów cieplarnianych,<br />

● zmian w składzie substancji nieorganicznej<br />

oraz<br />

● zmian jakości odpływającej wody.<br />

Wtórna humifikacja i równolegle przebiegająca mineralizacja powodują, że mursze tworzą<br />

charakterystyczne dla danego rodzaju torfu ciągi zmian właściwości [Ilnicki 2002].<br />

3.2. Odczyn gleb<br />

Wyniki pomiaru wartości pH w badanych glebach wykazały jednoznacznie kwaśny i lekko<br />

kwaśny charakter tych utworów glebowych (tab. 1). Zauważyć należy wzrost wartości pH<br />

na łące użytkowanej, co związane może być z przeprowadzonym wapnowaniem lub nawożeniem.<br />

Niektórzy autorzy [Okruszko, Piaścik 1993, Maciak 1995] potwierdzają możliwość<br />

wymywania wapnia z gleb organicznych na skutek zachodzenia procesów zakwaszających,<br />

wynikających z mineralizacji związków organicznych, uwalniania azotu i powstawania form<br />

amonowych tego pierwiastka [Brandyk i in. 2006].<br />

Na łące nieużytkowanej wartość pH gleby do głębokości 27 cm wynosi 4,4, po czym na<br />

głębokości 27–35 cm wartość pH zwiększa się do 4,7, a następnie ponownie się zmniejsza<br />

w głębszych warstwach.<br />

Na łące użytkowanej sytuacja kształtuje się podobnie – w warstwach powierzchniowych<br />

wartość pH zwiększa się do ok. 4,9 do 5–5,1 na głębokości 14–46 cm, a następnie w głębszych<br />

warstwach ponownie się zmniejsza. Wskazuje to jednoznacznie na wzrost wartości<br />

pH w warstwach środkowych profili i nie jest to uzależnione od sposobu użytkowania. Ogólnie<br />

jednak sposób użytkowania może mieć wpływ na odczyn gleby.<br />

192

Kształtowanie się zawartości wybranych pierwiastków w glebach organicznych okolic Milicza<br />

Tabela 1. Odczyn (wartości pH) badanych gleb<br />

Table 1. Reaction of soils<br />

Obiekt Poziom [cm] pH w H 2<br />

O<br />

0–7 4,4<br />

7–17 4,4<br />

1 – łąka<br />

17–27 4,4<br />

nieużytkowana<br />

27–35 4,7<br />

35–65 4,1<br />

65–79 4,3<br />

2 – łąka<br />

użytkowana<br />

3–7 4,9<br />

7–14 4,9<br />

14–24 5,0<br />

24–34 5,1<br />

34–46 5,1<br />

46–58 5,0<br />

3.3. Zawartość metali ciężkich<br />

Zbadano także zawartości kilku metali ciężkich, wykazujących zróżnicowaną mobilność<br />

w środowisku glebowym (tab. 2):<br />

● miedzi (Cu),<br />

● cynku (Zn),<br />

● ołowiu (Pb),<br />

● kadmu (Cd),<br />

oraz<br />

● niklu (Ni).<br />

Tabela 2. Całkowita zawartość pierwiastków śladowych w badanych glebach. Podane wyniki są<br />

wartością średnią z trzech powtórzeń<br />

Table 2. Content of trace elements of soils. Results shown in table are the average of three repeats<br />

Obiekt Poziom Cu Zn Pb Cd Ni<br />

[cm] [mg·kg- 1 ]<br />

0–7 13,7 <strong>40</strong>,3 77,7 3,2 8,2<br />

7–17 15,3 39,6 70,5 1,5 7,7<br />

1 – łąka nieużytkowana<br />

17–27 30,3 29,2 52,5 0,5 9,4<br />

27–35 28,1 15,1 12,7 0,4 2,0<br />

35–65 48,8 12,7 13,8 1,0 18,8<br />

65–79 97,0 11,5 12,8 1,4 28,9<br />

2 – łąka użytkowana<br />

3–7 27,8 49,7 135,7 5,5 15,6<br />

7–14 17,3 31,7 90,3 1,9 13,9<br />

14–24 22,4 13,0 19,8 0,8 12,7<br />

24–34 14,3 9,8 9,3 0,8 9,1<br />

34–46 19,3 7,9 2,3 0,2 9,3<br />

46–58 26,2 7,4 7,5 0,3 12,3<br />

193

Katarzyna Kołodziejczyk, Klara Tomaszewska, Marta Gwiżdż, Ludwik Żołnierz<br />

Miedź. Najczęściej całkowite zawartości tego pierwiastka mieszczą się w przedziale<br />

od 2 do 20 mg·kg -1 . Jego nagromadzenie obserwuje się przeważnie w poziomach powierzchniowych.<br />

Dzieje się tak między innymi dlatego, że miedź jest pobierana przez rośliny<br />

w większym stopniu niż inne mikroelementy i w ten sposób jest chroniona przed wymywaniem<br />

[Driessen, Sudewo 1997]. Na obiekcie nr 1 sytuacja kształtuje się całkowicie odwrotnie<br />

– zawartość miedzi rośnie wraz z głębokością. Natomiast na obiekcie nr 2 większe<br />

zawartości obserwuje się w poziomach powierzchniowych. Na podstawie rozporządzenia<br />

Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby i standardów<br />

jakości ziemi analizowane tereny zaliczono do grupy A, czyli obszarów poddanych<br />

ochronie na podstawie przepisów o ochronie przyrody. Zawartość dopuszczalna miedzi wynosi<br />

dla tych terenów 30 mg·kg -1 , a więc została przekroczona tylko w dolnych warstwach<br />

profilu nieużytkowanej łąki pobagiennej.<br />

Cynk. Podawane w literaturze całkowite zawartości cynku w poziomach gleb organicznych<br />

[Lucas 1982] mieszczą się w bardzo szerokim przedziale od 1 do <strong>40</strong>0 mg·kg -1 . Największe<br />

zawartości tego pierwiastka zaobserwowano w poziomach powierzchniowych na<br />

obu obiektach. Jednocześnie stwierdzono różnicę zawartości cynku w warstwie murszu,<br />

i w warstwie torfu niezdegradowanego. Wyraźniej zróżnicowanie to zaznaczyło się na łące<br />

użytkowanej. Wynika to z tego, że ani użytkowanie, ani odczyn nie mają wpływu na przemieszczanie<br />

się tego pierwiastka w glebie. Zjawisko to można tłumaczyć zaledwie niewielkim<br />

odwodnieniem tych terenów, w związku z czym nie następuje pionowe zstępowanie<br />

cynku z przesuszonych poziomów powierzchniowych.<br />

Uzyskane wyniki badań znajdują również potwierdzenie w literaturze. Choromańska<br />

i in. [1989] wskazują, że badania nad kształtowaniem się zawartości manganu, miedzi i cynku<br />

w glebie torfowo-murszowej pod wpływem różnego nawożenia i użytkowania wykazały,<br />

że zawartość cynku układa się na poziomie ok. 30 mg·kg -1 , przy czym nie występują różnice<br />

zależne od sposobu użytkowania. Na podstawie rozporządzenia Ministra Środowiska<br />

z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby i standardów jakości ziemi<br />

wartość dopuszczalna cynku dla tych terenów wynosi 100 mg·kg -1 i nie została przekroczona<br />

w żadnym z profili.<br />

Ołów. Zawartość ołowiu, wynikająca z naturalnej bioakumulacji, spotykana w niezagospodarowanych<br />

glebach torfowych, może mieścić się w szerokim zakresie – od 1 do<br />

<strong>40</strong> mg·kg -1 [Lucas 1982]. Sytuacja ta znajduje również potwierdzenie w badanych przez autorów<br />

obiektach. Zaznacza się jednak różnica w zawartości tego pierwiastka między warstwą<br />

murszu (więcej) i warstwą torfu niezdegradowanego (mniej). Zaskakujące jest to, że<br />

w warstwach powierzchniowych zawartość ołowiu przekracza dopuszczalne zawartości,<br />

a ponadto jest go niemal dwa razy więcej w warstwie powierzchniowej (3–7 cm) gleby na<br />

łące użytkowanej, aniżeli w warstwie powierzchniowej gleby łąki nieużytkowanej. Wskazywać<br />

to może, że pierwiastek ten jest dostarczany z zewnątrz, być może wraz z nawozami<br />

mineralnymi. Według rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w spra-<br />

194

Kształtowanie się zawartości wybranych pierwiastków w glebach organicznych okolic Milicza<br />

wie standardów jakości gleby i standardów jakości ziemi zawartość dopuszczalna wynosi<br />

50 mg·kg -1 a zatem w obu profilach została przekroczona w ich powierzchniowych warstwach,<br />

objętych procesem murszenia.<br />

Kadm. Zawartość tego pierwiastka w glebie na obiekcie nr 2 okazała się najwyższa<br />

w poziomach powierzchniowych i stopniowo ulegała zmniejszaniu wraz ze zwiększaniem<br />

się głębokości. W obiekcie nr 1 natomiast najmniejsze zawartości tego pierwiastka obserwuje<br />

się w środkowej części profilu. Wskazywać to może na kumulację kadmu w powierzchniowych<br />

warstwach gleb użytkowanych oraz wymywanie kadmu z powierzchniowych<br />

warstw na łące nieużytkowanej. Według rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia<br />

9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby i standardów jakości ziemi zawartość<br />

dopuszczalna kadmu wynosi 1 mg·kg -1 . W obu badanych profilach zauważalne jest<br />

przekroczenie tej wartości, przy czym na użytkowanej łące pobagiennej dotyczy to tylko powierzchniowych<br />

warstw (tak jak w odniesieniu do ołowiu), natomiast w profilu glebowym na<br />

łące nieużytkowanej wartość dopuszczalna została przekroczona zarówno w powierzchniowych,<br />

jak i głębszych warstwach.<br />

Nikiel. Na obu obiektach wyraźnie zaznacza się proces wymycia niklu z powierzchniowych<br />

warstw gleby i przemieszczenie do warstw głębiej położonych. Akumulacja rozpoczyna<br />

się na głębokości 35–45 cm. Według rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 9 września<br />

2002 r. w sprawie standardów jakości gleby i standardów jakości ziemi zawartość dopuszczalna<br />

Ni wynosi 35 mg·kg -1 i w żadnym z badanych profili nie została przekroczona.<br />

Większe zawartości metali ciężkich na łące użytkowanej wskazują na ich wprowadzenie<br />

wraz ze stosowanymi nawozami mineralnymi lub środkami ochrony roślin. W najbliższej<br />

okolicy nie ma bowiem znacznych ośrodków przemysłowych, które mogłyby być odpowiedzialne<br />

za zanieczyszczenie gleb badanych obszarów.<br />

3.4. Zawartość wybranych makroelementów<br />

Zawartość w glebie wybranych makroelementów jest istotna zarówno bezpośrednio w<br />

odniesieniu do roślin, jak i ze względu na wyznaczanie potrzeb nawozowych [Sapek, Sapek<br />

1997]. W profilach łąk pobagiennych zwrócono uwagę jedynie na: magnez (Mg), wapń<br />

(Ca), potas (K) oraz sód (Na).<br />

Magnez. Zawartość magnezu zwiększa się w miarę zwiększania się zawartości materii<br />

organicznej [Łachacz 1998]. W obu badanych profilach zawartość tego pierwiastka w glebie<br />

jest znaczna, ale szczególnie zaznacza się na głębokości ok. 35–50 cm. Wskazuje to<br />

jednoznacznie na proces ługowania tego składnika, co nie jest zależne od sposobu użytkowania<br />

obiektu. Z punktu widzenia wyceny zawartości magnezu stosowanej przez Sapków<br />

[1997] stwierdzone w badanych profilach zawartości magnezu są bardzo duże, wielokrotnie<br />

przekraczające zawartość 120 mg·kg -1 Mg, wymaganą dla gleb organicznych. Oba profile<br />

są bardzo zasobne w ten pierwiastek.<br />

195

Katarzyna Kołodziejczyk, Klara Tomaszewska, Marta Gwiżdż, Ludwik Żołnierz<br />

Tabela 3. Zawartość Mg, Ca, K oraz Na w badanych glebach. Podane wyniki są średnią z 3 powtórzeń<br />

Table 3. Content of Mg, Ca, K and Na of soils. Results shown in table are the average of three<br />

repeats<br />

Obiekt<br />

1 – łąka<br />

nieużytkowana<br />

2 – łąka<br />

użytkowana<br />

Poziom Mg Ca K Na<br />

[cm] [mg·kg -1 ]<br />

0–7 150 2465 76 82<br />

7–17 156 1370 65 73<br />

17–27 357 6113 81 103<br />

27–35 547 8750 55 118<br />

35–65 1044 10028 30 163<br />

65–79 977 7028 27 163<br />

3–7 195 12190 84 95<br />

7–14 216 17455 76 115<br />

14–24 258 29800 36 76<br />

24–34 399 26475 30 107<br />

34–46 463 29988 27 138<br />

46–58 604 26163 12 141<br />

Wapń. Na ogół gleby zawierają duże ilości wapnia. Zależnie od różnych czynników,<br />

a przede wszystkim rodzaju skały macierzystej, z której gleba powstała, całkowita zawartość<br />

wapnia w różnych glebach może wahać się w dość szerokich granicach – od 0,1 do<br />

1,5% Ca, a niekiedy osiąga znacznie wyższe poziomy [Lityński, Jurkowska 1982]. W obu<br />

badanych glebach pionowy rozkład zawartości kationów wapnia jest identyczny. Na obiekcie<br />

nr 1 największe wartości tego kationu zanotowano na głębokości 36–65 cm. W całym<br />

profilu należy zauważyć zjawisko wymywania wapnia z warstw powierzchniowych oraz jego<br />

akumulację we wspomnianej wcześniej warstwie. Podobnie na obiekcie nr 2 największe nagromadzenie<br />

wapnia odnotowano w warstwie na głębokości 34–46 cm, a w pozostałych<br />

nadległych warstwach również zaobserwowano pionowe wymywanie tegoż składnika. Należy<br />

również wspomnieć, że wapń jest dominującym kationem o charakterze zasadowym,<br />

sorbowanym w kompleksie sorpcyjnym.<br />

Potas. Małe zawartości potasu w uzyskanych badaniach potwierdzają dane literaturowe<br />

i wskazują jednoznacznie, że gleba torfowa nie gromadzi tego pierwiastka, co różni ją od<br />

gleb mineralnych, zwłaszcza ilastych [Łachacz 1998]. W obu badanych przypadkach nieznacznie<br />

większe ilości tego składnika znajdują się w poziomach powierzchniowych.<br />

Otrzymane wyniki potwierdzają tezę prezentowaną przez Urvasa [1983], że niska zawartość<br />

potasu i magnezu jest typowa dla większości gleb hydrogenicznych zasobnych w materię<br />

organiczną, a wykształconych na podłożu piaszczystym. Biorąc pod uwagę ocenę zawartości<br />

potasu stosowaną przez Sapków [1997] można stwierdzić, że otrzymane w badanych<br />

profilach wartości kształtują się od bardzo niskiej (czyli < 25 mg·kg -1 K) do bardzo wysokiej<br />

(czyli w przedziale 76–100 mg·kg -1 K). Zawartość ta zmniejsza się wraz z głębokością.<br />

196

Kształtowanie się zawartości wybranych pierwiastków w glebach organicznych okolic Milicza<br />

Sód. Wiązanie sodu przez koloidy glebowe jest dość słabe, dlatego jest on łatwo wymywany.<br />

Substancja organiczna gleby słabiej sorbuje sód aniżeli koloidy mineralne, tak że<br />

w glebach organicznych zawartość wymiennego sodu jest szczególnie mała [Lityński, Jurkowska<br />

1982]. Zarówno w obiekcie nr 1, jak i w obiekcie nr 2, zaobserwowano nagromadzenie<br />

sodu w głębszych warstwach profilu. Podobnie jak w odniesieniu do innych składników<br />

zachodzi tutaj zjawisko wymywania tego pierwiastka do warstw głębiej położonych.<br />

4. Wnioski<br />

1. Odczyn badanych gleb organicznych jest lekko kwaśny lub kwaśny, pH przyjmuje większe<br />

wartości na użytkowanych łąkach bagiennych.<br />

2. Większość badanych metali ciężkich (Cu, Zn, Pb, Cd, Ni) wykazuje przeważnie akumulację<br />

w powierzchniowych poziomach tych gleb. Wyjątek stanowi miedź, która jest wymywana<br />

i gromadzona w głębszych poziomach.<br />

3. Zauważyć należy większe zawartości metali ciężkich w glebach organicznych łąki użytkowanej<br />

w porównaniu z glebami organicznymi łąki nieużytkowanej. Zawartość ołowiu<br />

w warstwie powierzchniowej gleby łąki użytkowanej jest dwukrotnie większa niż na łące<br />

nieużytkowanej.<br />

4. Zawartość Pb oraz Cd w obu profilach (łąka użytkowana i łąka nieużytkowana) przekracza<br />

wartości dopuszczalne przedstawione w rozporządzeniu Ministra Środowiska<br />

z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości<br />

ziemi. Przekroczenie zawartości Cu zaznacza się w warstwach poniżej 35 cm i tylko na<br />

łące nieużytkowanej.<br />

5. Na glebach torfowych występuje zjawisko wymycia K, Mg, Ca oraz Na. W związku<br />

z tym bardzo ważne jest odpowiednie nawożenie tymi składnikami.<br />

6. Pod względem zasobności gleby w analizowane makroskładniki można składniki te<br />

ująć w szeregu Ca>Mg>Na>K, natomiast metale ciężkie Cu>Pb>Zn>Ni>Cd.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Bogacz A. 2005. Właściwości i stan przeobrażenia wybranych gleb organicznych Sudetów.<br />

Wrocław, Zesz. Nauk. AR Wrocław, CCXXVI.<br />

Brandyk T., Szajdak L., Szatyłowicz J. 2006. Właściwości fizyczne i chemiczne<br />

gleb organicznych. SGGW, Warszawa.<br />

Choromańska D., Gotkiewicz J., Sapek A. 1989. Zawartość Mn, Cu i Zn w określonych<br />

poziomach wierzchniej warstwy gleby organicznej różnie nawożonej i użytkowanej.<br />

Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 325: 205–210.<br />

Driessen P.M., Sudewo P. 1977. A review of cropsand crop performance on South –<br />

east Asian lowland peats. Bulletin No. 4, Soil Research Institute, Bogor, Indonesia.<br />

197

Katarzyna Kołodziejczyk, Klara Tomaszewska, Marta Gwiżdż, Ludwik Żołnierz<br />

Ilnicki P. 2002. Torfowiska i torf. Poznań.<br />

Kiryluk Al. 1995. Wpływ wieloletniego użytkowania łąkowego torfowiska niskiego na produkcję<br />

biomasy i kształtowanie się zbiorowisk roślinnych w dolinie rzeki Supraśli. Materiały<br />

Seminaryjne 34, Falenty.<br />

Lityński T., Jurkowska H. 1982. Żyzność gleby i odżywianie się roślin. Warszawa.<br />

Lucas R.E. 1982. Organic Soil (Histosols. Formation, distribution, physical and chemical<br />

properties and menagement for crop production. Michigan State University, Research<br />

Report No. 435 (Farm Science).<br />

Łachacz A. 1998. Gleby pobagienne użytkowane łąkowo na Sandrze Piskim. Acta Academiae<br />

Agriculturae Ac Technice Olstenensis No 65: 41–59.<br />

Piaścik H., Gotkiewicz J. 1995. Proces degradacji na odwodnionych torfowiskach terenów<br />

młodoglacjalnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. z.418: 185–190.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. Dz.U. 2002. <strong>Nr</strong> 165, poz. 1359.<br />

Sapek A., Sapek B. 1997. Metody analizy chemicznej gleb organicznych. IMUZ, Falenty.<br />

198

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Alicja Kicińska*<br />

Arsen i tal w glebach i roślinach rejonu Bukowna<br />

Arsenic and thallium in soils and plants<br />

in the Bukowno area<br />

Słowa kluczowe: arsen, tal, Bukowno, Agrostis capillaris, Betula pendula.<br />

Key words: arsenic, thallium, Bukowno, Agrostis capillaris, Betula pendula.<br />

In the Bukowno area soil samples (areal and vertical profiles) and plant materials (grasses<br />

and birch buds, leaves and flowers) were taken. In which total and bioavailable contents of<br />

As and Tl were measured. Content of As between 170 and 278 ppm, and Tl between 29<br />

ad 44 ppm were detected. In grassspecies Agrostis capillaris contents of As were 3.3–26.6<br />

mg/kg and those of Tl were 7.9–25.5 mg per kg. These values are several times higher then<br />

those detected in unpolluted materials. Important correlations for both element were found<br />

between total contents in soils, in clay fraction and in plants. The obtained results show that<br />

leaves and men-flowers of birch Betula pendula could be excellent bioindicators of soils pollution<br />

with As and Tl. The main sources of pollution soil-plant system are dusts originating<br />

form mining and metallurgical plants.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Rejon olkuski jest jednym z 5 obszarów występowania złóż mineralno-cynkowo-ołowiowych<br />

(Zn-Pb) w Polsce. Historyczne znaczenie tego regionu w pozyskiwaniu kruszców<br />

sięga XII wieku, a ślady stosowanych technologii eksploatacji (od prymitywnych wykopów,<br />

szybików czy sztolni po wysoko przeróbcze zakłady górniczo-hutnicze) są do dziś wpisane<br />

w krajobraz Wyżyny Śląsko-Krakowskiej.<br />

Na obszarze gminy Olkusz znajdują się trzy kopalnie rudy cynkowo-ołowiowej: „Pomorzany”,<br />

„Olkusz” oraz „Bolesław”. Obecnie Zakłady Górniczo-Hutnicze „Bolesław” są czwartym<br />

* Dr inż. Alicja Kicińska – Katedra Geologii Ogólnej, Wydział Geologii, Geofizyki i <strong>Ochrony</strong><br />

Środowiska, Akademia Górniczo-Hutnicza, Al. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków;<br />

tel.: 12 617 33 70; e-mail: kicinska@geol.agh.edu.pl<br />

199

Alicja Kicińska<br />

pod względem wielkości, po Tara Mine i Lisheen (Irlandia) oraz Uchaly (Rosja), producentem<br />

cynku elektrolitycznego i koncentratów cynkowo-ołowiowych w Europie. Obok wymienionych<br />

pożądanych produktów ZGH „Bolesław” w Bukownie emitują zanieczyszczenia, trwale zmieniające<br />

strukturę glebowo-roślinno-wodną zarówno w najbliższym, jak i dalszym sąsiedztwie<br />

zakładów [Dworak, Czubak 1990, Gruszczyński i in. 1990, Godzik 1991, Verner i in. 1996,<br />

Adamiec, Helios-Rybicka 2004]. Współtowarzyszące minerałom Zn-Pb pierwiastki, po wydobyciu<br />

i przetworzeniu rud w procesach technologicznych w znaczący sposób zmieniają skład<br />

i obieg geochemiczny w występujących ekosystemach [Räisänen i in. 1993, Jędrzejczyk, Sikora<br />

1996, Adriano i in. 1997]. Do takich pierwiastków, z grupy silnie toksycznych, należą<br />

obok kadmu i chromu również arsen (As) i tal (Tl), których absorpcja może zachodzić drogą<br />

pokarmową, jak i oddechową [Kabata-Pendias, Pendias 1999, Kabata-Pendias, Mukherjee<br />

2007]. W odniesieniu do roślin porastających powierzchnię terenów poddanych silnemu oddziaływaniu<br />

emisji zanieczyszczeń pyłowych może to oznaczać również asymilację tych metali<br />

z powietrza atmosferycznego [Godzik 1991, Kicińska-Świderska 2004].<br />

2. Miejsca poboru próbek i metodyka badań<br />

W rejonie bliskiego (50–750 m) oraz dalszego (2,2–2,25 km) sąsiedztwa Zakładów<br />

Górniczo-Hutniczych „Bolesław” w Bukownie (rys.1, próbki 1–4) zostały wytypowane<br />

miejsca poboru prób. Z popularnego w tym rejonie gatunku drzewa – brzozy pospolitej<br />

(Betula pendula) – pobrano pąki (w okresie wiosennym), liście (w jesieni) i kwiatostany<br />

(męskie i żeńskie). Pobrano także próbki trawy – mietlicy zwyczajnej (Agrostis capillaris).<br />

Oprócz próbek roślinnych pobrano również powierzchniowe próbki gleb (głębokość pobrania<br />

0–20 cm) oraz z profili glebowych (do głębokości 50 cm poniżej poziomu terenu).<br />

Próbki zostały pobrane zgodnie z normą BN-78/9180-02, BN-75/9180-03 (gleby) oraz<br />

PN–81/R-0<strong>40</strong>14, PN–83/R-0<strong>40</strong>12.00 (rośliny). Po uzyskaniu średniej próbki laboratoryjnej<br />

i ekstrakcji materiału glebowego mieszaniną kwasów (HClO 4<br />

:HF:HCl; w stosunku 3:7:10)<br />

oznaczono całkowitą zawartość arsenu i talu oraz ilości tych pierwiastków znajdujące się<br />

w wyciągach wodnych (stosunek fazy stałej do roztworu 4:10). Dla pełniejszej charakterystyki<br />

gleb oznaczono takie ich właściwości, jak:<br />

● skład granulometryczny,<br />

● zawartość substancji organicznej,<br />

● kwasowość aktywną i potencjalną<br />

oraz<br />

● właściwości buforowe.<br />

W próbkach roślinnych, po umyciu, wysuszeniu i homogenizacji oznaczono całkowitą<br />

zawartość badanych pierwiastków (ekstrakcja mieszaniną kwasów HNO 3<br />

:HCl w stosunku<br />

4:1). Na terenie kontrolnym (niezanieczyszczonym) w Beskidzie Sądeckim pobrano analogiczne<br />

próby, zwane próbkami kontrolnymi bądź kontrolą (rys. 1, próbki k1, k2).<br />

200

Górniczo-Hutniczych „Bolesław” w Bukownie (rys.1, próbki 1–4) zostały wytypowane<br />

miejsca poboru prób. Z popularnego w tym rejonie gatunku drzewa – brzozy pospolitej<br />

Arsen i tal w glebach i roślinach rejonu Bukowna<br />

(Betula pendula) – pobrano pąki (w okresie wiosennym), liście (w jesieni) i kwiatostany<br />

(męskie i żeńskie) Pobrano także próbki trawy – mietlicy zwyczajnej (Agrostis capillaris).<br />

Oprócz próbek roślinnych pobrano również powierzchniowe próbki gleb (głębokość pobrania<br />

Do oznaczenia koncentracji As i Tl w roztworach użyto aparatu ICP-ES, dla którego granica<br />

oznaczalności badanych metali wyniosła 0,01 mg/dm 3 .<br />

0–20 cm) oraz z profili glebowych (do głębokości 50 cm poniżej poziomu terenu).<br />

2 km<br />

Bolesław<br />

1 2<br />

Bukowno<br />

Kraków<br />

ZGH<br />

3<br />

4<br />

Bukowno<br />

Rys. 1. Schemat miejsca poboru próbek (próbka nr 1 – odległość 2200 m, nr 2 – 2250 m,<br />

nr 3 – 50 m, nr 4 – 750 m)<br />

Fig. 1. Map of the sampling area (distance form smelter: sample nr 1 – 2200 m, nr 2 – 2250 m,<br />

nr 3 – 50 m, nr 4 – 750 m)<br />

2<br />

3. WYNIKI BADAŃ<br />

3.1. Arsen i tal w glebach z rejonu Bukowna<br />

Pod względem składu granulometrycznego powierzchniowe próbki gleb należą do piasków<br />

luźnych i piasków gliniastych lekkich. W próbkach sklasyfikowanych jako piasek luźny<br />

zawartość ziaren o średnicach od 0,1 do 1 mm waha się między 76 a 78%, natomiast w piaskach<br />

gliniastych lekkich stwierdzono 56–59% frakcji piaskowej, przy znacząco większym<br />

udziale części spławianych, tj. 13–14% (rys. 2). W próbkach gleb kontrolnych największy<br />

udział (48–50%) stanowiła frakcja o wielkościach ziaren 0,1–0,02 mm, określana jako pył.<br />

Dlatego też gleby te zaliczono do pyłów gliniastych.<br />

Zawartość substancji organicznej w badanych próbkach waha się od 6,15 do 8,84%.<br />

Według Dobrzańskiego i Zawadzkiego [1995] zawartość ta jest niższa niż średnia zawartość<br />

stwierdzona w glebach polskich, wynosząca 10–15%. Odczyn badanych gleb<br />

jest obojętny lub lekko zasadowy, a zmierzona kwasowość aktywna waha się od 7,0 do<br />

7,9. Kwasowość potencjalna opisywanego materiału niewiele różni się od stwierdzonej<br />

201

Alicja Kicińska<br />

kwasowości aktywnej. Minimalna wartość wyniosła 6,9 a najwyższa 7,9. Gleby kontrolne<br />

natomiast należały do gleb bardzo kwaśnych, ich pH zostało oznaczone pomiędzy<br />

4,0-4,7.<br />

100%<br />

80%<br />

60%<br />

<strong>40</strong>%<br />

20%<br />

0%<br />

1 2 3 4 k1 k2<br />

rejon Olkusza<br />

kontrola<br />

numer próbki<br />

części spławialne<br />

[

zawartość talu wynoszącą 68 ppm (Rys. 3). W kolejnych poziomach ilość tego pierwiastka<br />

zmniejsza się aż do 41–44 ppm i na głębokości 20–25 cm zwiększa się do 60 mg Tl/kg.<br />

Najgłębsza opróbowana Arsen warstwa, i tal w glebach z głębokości i roślinach 25–30 rejonu cm, zawierała Bukownaaż 83 mgTl/kg. Tak<br />

wysokie koncentracje talu świadczą o długotrwałym zanieczyszczeniu struktury glebowej tym<br />

pierwiastkiem.<br />

ślin. W roztworach wodnych próbek glebowych z rejonu Bukowna stwierdzono od 0,16 do<br />

0,51 mg Tl/dm 3 , co stanowi od 0,4 do 1,7% zawartości całkowitej tego pierwiastka.<br />

0–5<br />

5–10<br />

głębokość (cm)<br />

10–15<br />

15–20<br />

20–25<br />

25–30<br />

0 20 <strong>40</strong> 60 80 100<br />

Zawartość naturalna dla gleb 0,01–0,4 (mg/kg)<br />

Rys. 3. Zawartość Tl (mg/kg) w profilu glebowym pobranym w rejonie Bukowna<br />

Fig. 3. Content of Tl (mg/kg) in soils profile form Bukowno<br />

Rys. 3. Zawartość Tl (mg/kg) w profilu glebowym pobranym w rejonie Bukowna<br />

Fig. 3. Content of Tl (mg/kg) in soils profile form Bukowno<br />

Całkowita zawartość arsenu (As) w próbce gleby pobranej najbliżej ZGH wyniosła<br />

170 mg As/kg, w pozostałych próbkach natomiast wahała się od 213 do 278 mg As/kg. Duże<br />

zwartości oznaczono w profilu glebowym, zwłaszcza w jego powierzchniowej warstwie,<br />

w której koncentracja As przekroczyła 1900 mg As/kg (rys. 4). W poziomach zalegających<br />

niżej ilość arsenu zmniejszyła się czterokrotnie – do wartości 467 mg As/kg. W roztworach<br />

wodnych próbek glebowych stwierdzono zawartość arsenu od 0,08 do 0,15 mg As/dm 3 ,<br />

co stanowi średnio 0,05% zawartości całkowitej tego pierwiastka.<br />

5<br />

W roztworach wodnych badanych gleb dominującymi anionami były niewątpliwie siarczany<br />

(SO 4<br />

2–<br />

), których ilość mieściła się w zakresie od 20,6 do 932 mg/dm 3 oraz chlorki<br />

(Cl – ), których ilość waha się pomiędzy 7,9 mg Cl – /dm 3 a 32,6 mg Cl – /dm 3 . Fluorki stwierdzono<br />

w ilości poniżej 1,43 mg/dm 3 , a azotanów nie więcej niż 4,4 mg/dm 3 .<br />

Niewątpliwie w glebowym obiegu geochemicznym pierwiastków znaczący wpływ na<br />

uwalnianie metali mają właściwości buforowe, jakie te gleby posiadają. Pobrane próbki<br />

wykazały dobre własności przeciwstawiania się zmianom pH. Po maksymalnym zakwaszeniu,<br />

tj. dodaniu 120 mmol HNO 3<br />

, nie stwierdzono zmiany pH większej niż o 2,74<br />

jednostki.<br />

203

stanowi średnio 0,05% zawartości całkowitej tego pierwiastka.<br />

Alicja Kicińska<br />

0–5<br />

5–10<br />

10–15<br />

głębokość (cm)<br />

15–20<br />

20–25<br />

25–30<br />

0 500 1000 1500 2000 2500<br />

Naturalna zawartość As w glebach 15 ppm (mg/kg)<br />

Rys. 4. Zawartość As (mg/kg) w profilu glebowym z rejonu Bukowna<br />

Fig. 4. Content of As (mg/kg) in soils profile form Bukowno<br />

3.2. Występowanie arsenu i talu w próbkach roślinnych<br />

Rys. 4. Zawartość As (mg/kg) w profilu glebowym z rejonu Bukowna<br />

Fig. 4. Content of As (mg/kg) in soils profile form Bukowno<br />

Próbki roślinne zostały pobrane w tych samych miejscach co próbki gleby. Jak wspomniano<br />

W roztworach<br />

były to<br />

wodnych<br />

próbki brzóz<br />

badanych<br />

oraz traw,<br />

gleb<br />

a w<br />

dominującymi<br />

zasadzie ich nadziemnych<br />

anionami były<br />

części<br />

niewątpliwie<br />

rosnących<br />

siarczany<br />

w bliskim<br />

(SO 2- otoczeniu brzóz. Największe zawartości arsenu (As) stwierdzono w<br />

4 ), których ilość mieściła się w zakresie od 20,6 do 932 mg/dm 3 pąkach i liściach<br />

oraz chlorki (Cl - ),<br />

brzóz pobranych w najbliższym sąsiedztwie ZGH „Bolesław”, odpowiednio 15 i 19 mg As/kg.<br />

Podobnie duże ilości arsenu oznaczono w próbkach kwiatów męskich (38 ppm) i żeńskich<br />

(23 ppm) pobranych w tym samym miejscu (próbka nr 3, rys. 1), i były one ok. dwu-,<br />

trzykrotnie większe niż w analogicznych próbkach pobranych w pozostałych miejscach<br />

6<br />

opróbowania. W soku brzozowym oznaczono od 32 do 101 µgAs/dm 3 . Zawartości arsenu<br />

w trawach były znacznie większe niż w próbkach pobranych z drzew oraz wahały się od 5<br />

do 26 mg/kg (rys. 5).<br />

W pąkach brzóz zawartości talu wahały się od 9,4 do 14,6 mg/kg (rys. 6). W sezonie jesiennym,<br />

w liściach stwierdzono aż do 18,5 mg Tl/kg. W kwiatostanach męskich badanego<br />

pierwiastka oznaczono od 6,7 do 10,8 mg Tl/kg, w kwiatach żeńskich natomiast zawartość<br />

wahała się od 4,4 do 19,4 mg Tl/kg. Wczesną wiosną z pni drzew pobrano soki i oznaczono<br />

w nich zawartość talu, która mieściła się w przedziale 89–145 μg Tl/dm 3 .<br />

W trawach rosnących w odległości 50 m od ZGH „Bolesław” zawartość talu była największa<br />

– 25,5 mg Tl/kg, w próbce natomiast pobranej o 700 m dalej, ilość ta wyniosła<br />

znaczniej mniej, bo tylko 7,9 mg Tl/kg. Zauważono także ścisłą zależność koncentracji tego<br />

pierwiastka w roślinach od odległości od zakładów emitujących zanieczyszczenia pyłowe.<br />

204

Rys. 5. Zawartość As (mg/kg) w materiale roślinnym pobranym w rejonie Bukowna<br />

Arsen i tal w glebach i roślinach rejonu Bukowna<br />

Fig. 5. Content of As (mg/kg) in plants form Bukowno.<br />

mg/kg<br />

30<br />

25<br />

20<br />

stwierdzono<br />

próbka 1 próbka 2<br />

próbka 3 próbka 4<br />

kontrola 1 kontrola 2<br />

38<br />

As<br />

15<br />

pierwiastka 10 oznaczono od 6,7 do 10,8 mgTl/kg, w kwiatach żeńskich natomiast zawartość<br />

5<br />

W pąkach zawartości talu brzóz wahały się od 9,4 do 14,6 mg/kg (rys. 6). W sezonie<br />

jesiennym, w liściach stwierdzono aż do 18,5 mgTl/kg. W kwiatostanach męskich badanego<br />

wahała się od 4,4 do 19,4 mgTl/kg. Wczesną wiosną z pni drzew pobrano soki i oznaczono w<br />

nich zawartość talu, która mieściła się w przedziale 89–145 μgTl/dm 3 .<br />

W trawach rosnących w odległości 50 m od ZGH „Bolesław” zawartość talu była<br />

0<br />

największa pąki – brzóz 25,5 mgTl/kg, liście brzozy natomiast kwiatostanyw próbce pobranej kwiatostany o 700 m dalej, trawy ilość ta wyniosła<br />

męskie<br />

żeńskie<br />

znaczniej mniej, bo tylko 7,9 mgTl/kg. Zauważono także ścisłą zależność koncentracji 7 tego<br />

Rys. 5. Zawartość As (mg/kg) w materiale roślinnym pobranym w rejonie Bukowna<br />

pierwiastka w roślinach od odległości od zakładów emitujących zanieczyszczenia pyłowe.<br />

Fig. 5. Content of As (mg/kg) in plants form Bukowno<br />

mg/kg<br />

30<br />

25<br />

próbka 1 próbka 2<br />

próbka 3 próbka 4<br />

kontrola 1 kontrola 2<br />

60<br />

Tl<br />

20<br />

15<br />

10<br />

5<br />

0<br />

pąki brzóz liście brzozy kwiatostany<br />

męskie<br />

kwiatostany<br />

żeńskie<br />

trawy<br />

Rys. 6. Zawartość Tl (mg/kg) w materiale roślinnym pobranym w rejonie Bukowna<br />

Fig. 6. Content of Tl (mg/kg) in plants form Bukowno<br />

205<br />

8

Alicja Kicińska<br />

3.3. Tal w pyłach przemysłowych<br />

W celu określenia bezpośredniego źródła zanieczyszczenia arsenem i talem pobrano z filtrów<br />

zainstalowanych na kominach pieców ZGH „Bolesław” dwie próbki pyłów, tj. z pieca spiekalniczego<br />

i pieca przewałowego. Całkowita zawartość talu w pyle pobranym z filtra pieca<br />

przewałowego wyniosła 882 ppm, natomiast w pyle z pieca spiekalniczego aż niemal 5%.<br />

Znacznie więcej arsenu stwierdzono w pyle z pieca przewałowego – 2687 ppm. W próbce pyłu<br />

z pieca spiekalniczego oznaczono „tylko” 95 ppm arsenu. Odczyn badanych pyłów jest zasadowy,<br />

wyniósł on odpowiednio 8,1 i 8,3. Niepokojąco wysokie koncentracje talu oznaczono<br />

w wyciągach wodnych badanych próbek pyłów, w roztworze wodnym pyłu z filtra z pieca<br />

przewałowego stwierdzono ponad 297 ppm talu, a w wyciągu wodnym z pyłu spiekalniczego<br />

11 ppm tego pierwiastka. Zawartości arsenu w analizowanych roztworach nie przekroczyły<br />

1,8 ppm dla obu próbek.<br />

2–<br />

Dominującymi anionami w tych roztworach są siarczany SO 4<br />

, ich zawartość wynosi<br />

odpowiednio 2211 i 5492 mg/dm 3 . W analizowanych roztworach stwierdzono również<br />

bardzo duże stężenia zawartych w nich chlorków, odpowiednio 552 i 2616 mg Cl – /dm 3 .<br />

4. Dyskusja i wnioski<br />

Stwierdzone w badaniach ilości arsenu i talu są wielokrotnie większe w stosunku do<br />

średnich zawartości oznaczonych w niezanieczyszczonym materiale glebowym i roślinnym<br />

w Polsce (tab.1). Jednak dane te są porównywalne z opublikowanymi pracami dotyczącymi<br />

rejonu Bukowna i okolic. Niewątpliwie teren ten należy uznać za silnie zanieczyszczony arsenem<br />

i talem i powinien być on wyłączony z produkcji rolniczej.<br />

Tabela 1. Zawartości arsenu i talu w glebach i materiale roślinnym<br />

Table. 1. Concentrations of As and Tl in soils and plant materials<br />

Rodzaj<br />

próbki<br />

Gleby<br />

Trawy<br />

Autorzy As (ppm) Tl (ppm)<br />

Kabata-Pendias i Pendias [1999]<br />

Adamiec i Helios-Rybicka [2004]<br />

Verner i in. [1996]<br />

Kicińska [2009]<br />

Kabata-Pendias i Pendias [1999]<br />

Adamiec i Helios-Rybicka [2004]<br />

Kicińska [2009]<br />

2–13 (gleby Polski)<br />

–<br />

0,1–1580 (rejon Bukowna)<br />

170–278 (rejon Bukowna)<br />

0,280–0,330 (trawy Polski)<br />

–<br />

3,3–26,6 (rejon Bukowna)<br />

0,01– 0,4 (gleby Polski)<br />

0,07– 2,09 (rejon Olkusza)<br />

3,1– 146 (rejon Bukowna)<br />

29– 44 (rejon Bukowna)<br />

0,020– 0,030 (trawy Polski)<br />

0,98– 3,46 (rejon Olkusza)<br />

7,9– 25,5 (rejon Bukowna)<br />

Stwierdzono także bardzo dużą korelację między zawartością całkowitą talu i arsenu<br />

a ilością najdrobniejszej frakcji mechanicznej zawartej w glebach. Współczynnik korelacji<br />

wyniósł odpowiednio 0,64–0,69.<br />

206

Arsen i tal w glebach i roślinach rejonu Bukowna<br />

Na podstawie uzyskanych wyników wykonanych badań wykazano, że dobrym biowskaźnikiem<br />

zanieczyszczenia gleb arsenem i talem wydają się być liście brzóz, jak również<br />

kwiatostany męskie pobrane z tego gatunku drzewa (tab. 2).<br />

Tabela 2. Współczynnik korelacji (R) pomiędzy zawartością całkowitą talu i arsenu w glebach<br />

i materiale roślinnym<br />

Table 2. Correlation coefficient between total concentration of Tl and As in soils and in plants<br />

Rodzaj badanej zależności pomiędzy stwierdzoną zawartością<br />

danego metalu w próbkach<br />

Współczynniki korelacji<br />

dla Tl<br />

dla As<br />

gleby – pąki / Betula pendula 0,28 -0,92<br />

gleby – liście / Betula pendula 0,96 -0,71<br />

gleby – kwiatostany męskie / Betula pendula 0,93 -0,84<br />

gleby – kwiatostany żeńskie / Betula pendula 0,84 -0,91<br />

gleby – trawy / Agrostis capillaris 0,33 -0,95<br />

Zawartości arsenu i talu w roślinach silnie korelują z zawartością całkowitą i ilością biodostępną<br />

w glebach. Wykonane badania pilotażowe wykazały, że należałoby przeprowadzić<br />

szczegółowe zdjęcie biogeochemiczne dla tego obszaru, pod kątem zawartości arsenu<br />

i talu w poszczególnych częściach występującego tam ekosystemu.<br />

Praca jest finansowana z badań statutowych AGH nr 11.11.1<strong>40</strong>.447.<br />

Piśmiennictwo<br />

Dobrzański B., Zawadzki S. (red.). 1995. Gleboznawstwo. PWRiL. Warszawa: 562.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN.<br />

Warszawa: 176–177.<br />

Adamiec E., Helios-Rybicka E. 2004. Badania zawartości talu w glebach i trawach na<br />

obszarze oddziaływania przemysłu Zn-Pb w Bukownie. Kwartalnik AGH Geologia 30,<br />

2:141-152.<br />

Kicińska-Świderska A. 2004. Wpływ składu mineralnego i geochemicznego na uwalnianie<br />

metali z pyłów przemysłowych z ZGH „Bolesław” w Bukownie. Kwartalnik AGH<br />

Geologia 30, 2:191–205.<br />

Kabata-Pendias A., Mukherjee A.B. 2007. Trace elements from soil to human.<br />

Springer, Berlin.<br />

Adriano D.C., Zueng-Sang C.h., Shang-Shyng Y., Iskandar I.K. 1997. Biogeochemistry<br />

of trace metals. Science Reviews, Northwood.<br />

Dworak T.Z., Czubak J. 1990. Stan zanieczyszczenia środowiska rejonu olkuskiego<br />

w świetle interpretacji obrazów satelitarnych. Zeszyty Naukowe AGH Sozologia i Sozotechnika<br />

32, 1368: 21–31.<br />

207

Alicja Kicińska<br />

Godzik S. 1991. Zanieczyszczenia powietrza i ich skutki dla roślin. Mat. Konf.: Zanieczyszczone<br />

środowisko a fizjologia roślin. Warszawa: 25–30.<br />

Gruszczyński S., Trafas M., Żuławski C. 1990. Charakterystyka gleb w rejonie Olkusza.<br />

Zeszyty Naukowe AGH Sozologia i Sozotechnika 32, 1368: 110–122.<br />

Jędrzejczyk B.M., Sikora W. 1996. Mobilność metali ciężkich z odpadów Zakładów<br />

Górniczo-Hutniczych „Bolesław”, Materiały Konf. Dynamika zmian środowiska geograficznego<br />

pod wpływem antropopresji. Atmosfera-Hydrosfera-Litosfera-Człowiek. Kraków:<br />

49–50.<br />

Lux W. 1993. Long-term heavy metal and As pollution of soils, Hamburg, Germany. Applied<br />

Geochemistry 2:135–143.<br />

Räisänen M.L., Lehto O., Hämäläinen L. 1993. Mobility of toxic metals and arsenic,<br />

and determination of pollution risk in soil and sediments. Abstract 1-st Finnish Conference<br />

of Environ. Sciences, Kuopio: 236–238.<br />

Verner J.F., Ramsey M.H., Helios-Rybicka E., Jędrzejczyk B. 1966. Heavy metal<br />

contamination of soils around Pb-Zn zmelter in Bukowno, Poland. Applied Geochemistry<br />

11: 11–16.<br />

208

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Aleksandra Bielicka*, Ewa Ryłko*, Irena Bojanowska*<br />

ZAWARTOŚĆ PIERWIASTKÓW METALICZNYCH W GLEBACH<br />

I WARZYWACH Z OGRODÓW DZIAŁKOWYCH GDAŃSKA I OKOLIC<br />

CONTENTS OF METALS IN SOILS AND VEGETABLES FROM GDANSK<br />

AND STRASZYN ALLOTMENTS<br />

Słowa kluczowe: metale ciężkie, ogródki działkowe, zanieczyszczenie gleb.<br />

Key words: heavy metals, allotments, soil pollution.<br />

Heavy metals contaminated of soils are absorbed by plants and take place their biomagnification<br />

in a food chain. Allotments are very often situated in the city centre and in areas under<br />

strong pressure of an anthropogenic factor – near industrial plants and roads. The aim<br />

of investigation was estimate of heavy metals content in soils and vegetables grown in allotment<br />

gardens in Gdańsk and Straszyn. In soils and vegetables content of Cu, Ni, Fe, Zn,<br />

Mn, Cd, Cr, Pb were determined using FAAS and Hg by CV-AAS methods.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Spośród różnorodnych zanieczyszczeń środowiska na szczególną uwagę zasługują<br />

pierwiastki metaliczne. Obecnie obserwuje się duży wzrost ich stężenia w roślinach uprawnych,<br />

a w konsekwencji w żywności, będący skutkiem przede wszystkim ich niekontrolowanych<br />

emisji przez zakłady przemysłowe oraz wciąż rozwijającą się motoryzację. Metale,<br />

które przenikają z tych źródeł do gleby, wody i powietrza stanowią bezpośrednie zagrożenie<br />

dla zdrowia człowieka, powodując wiele chorób cywilizacyjnych. Wpływ tych zanieczyszczeń<br />

jest znaczny, ponieważ organizmy reagują silnie zarówno na ich niedobór, jak<br />

i nadmiar oraz zachwianie wzajemnej ich proporcji.<br />

Pierwiastki śladowe są niezbędne do prawidłowego funkcjonowania organizmu<br />

człowieka, ale tylko jeśli występują w odpowiedniej ilości. Przekroczenie dopuszczal-<br />

* Dr Aleksandra Bielicka, mgr Ewa Ryłko i dr Irena Bojanowska – Zakład Inżynierii<br />

Środowiska, Wydział Chemii, Uniwersytet Gdański, ul. Sobieskiego 18/19, 80-952 Gdańsk,<br />

tel.: 58 523 53 07; e-mail: rylko@chem.univ.gda.pl<br />

209

Aleksandra Bielicka, Ewa Ryłko, Irena Bojanowska<br />

nych dawek poszczególnych pierwiastków może mieć bardzo negatywny wpływ na organizm.<br />

Zalecane dzienne dawki spożycia przykładowych metali przez człowieka o masie ciała<br />

70 kg, ustalone przez Światową Organizację Zdrowia (WHO), wynoszą:<br />

● cynk (Zn) 15 mg/dzień,<br />

● żelazo (Fe) 10–15 mg/dzień,<br />

● mangan (Mn) 2,5–6 mg/dzień,<br />

● miedź (Cu) 1,5–4 mg/dzień,<br />

● chrom (Cr) 50–200 µg/dzień,<br />

● nikiel (Ni) 25–35 µg/dzień.<br />

Metalami, które nie odgrywają żadnych pozytywnych funkcji w organizmie są: rtęć, ołów i kadm,<br />

jednak ich bezpieczna dawka spożycia dla człowieka o masie ciała 70 kg według WHO wynosi:<br />

● rtęć (Hg) – <strong>40</strong>–50 µg/dzień,<br />

● ołów (Pb) – 415–550 µg/dzień,<br />

● kadm (Cd) –57–71 µg/dzień [Kabata-Pendias 1999].<br />

Metale w zbyt wysokim stężeniu są niebezpieczne dla organizmów żywych, ponieważ<br />

mogą się akumulować w organizmie, a gromadzenie tych składników jest zazwyczaj szybsze,<br />

niż ich degradacja lub wydalanie. Pierwiastki metaliczne obecne w organizmie w nieprawidłowych<br />

proporcjach mogą prowadzić do poważnych komplikacji w prawidłowym funkcjonowaniu<br />

poszczególnych narządów, powodując często nieodwracalne skutki.<br />

Z roślin uprawnych warzywa wykazują największe możliwości magazynowania pierwiastków<br />

metalicznych zarówno przez pobieranie z gleby, jak i bezpośrednio z opadu suchego<br />

lub mokrego przez części nadziemne. W przypadku warzyw przeznaczonych do bezpośredniej<br />

konsumpcji większość osadzonych na powierzchni metali można usunąć przez<br />

ich mycie, jednak metale pobrane przez korzenie zostają wbudowane w tkanki roślinne<br />

przez co mogą być źródłem zagrożenia dla ludzi. Należy zatem kontrolować zawartość tych<br />

pierwiastków w glebach oraz częściach użytkowych roślin (ziarno, bulwy, nasiona i korzenie),<br />

po to, aby poprzez odpowiednie zabiegi agrotechniczne, np. wapnowanie czy stosowanie<br />

nawozów naturalnych i organicznych, zapobiec ich przedostawaniu się do kolejnych<br />

ogniw łańcucha troficznego [Alloway 1999, Kabata-Pendias 1999].<br />

Współcześnie dużym zainteresowaniem cieszy się prowadzenie ogrodów należących<br />

do rodzinnych ogrodów działkowych (ROD). W Polsce ponad 90% ogrodów działkowych<br />

znajduje się w miastach. Rozluźniają one zwartą budowę, ułatwiają przepływ powietrza, dostarczają<br />

tlenu, a w ich pobliżu tworzy się charakterystyczny mikroklimat. Rodzinne ogrody<br />

działkowe są terenami zieleni, o urozmaiconym składzie gatunkowym i strukturze.<br />

Korzyści płynące z prowadzenia ogrodu działkowego to oprócz wypoczynku również<br />

zbieranie plonów. Zanieczyszczenie biosfery metalami ciężkimi wpływa jednak niekorzystnie<br />

na wartość odżywczą otrzymanych w ten sposób warzyw. Ponadto zwiększone zawartości<br />

metali ciężkich w glebie stwarzają realne niebezpieczeństwo przedostania się ich do<br />

210

Zawartość pierwiastków metalicznych w glebach i warzywach z ogrodów działkowych...<br />

roślin, co w konsekwencji oznacza włączenie metali do łańcucha troficznego ekosystemu.<br />

Pierwiastki te mogą zagrażać zdrowiu ludzi i zwierząt.<br />

W pracy zaprezentowano wyniki przeprowadzonych badań oceny stopnia zanieczyszczenia<br />

metalami ciężkimi gleb i warzyw uprawianych w rodzinnych ogródkach działkowych.<br />

2. MATERIAŁY I METODY<br />

Przedmiotem badań prezentowanej pracy były wierzchnie warstwy gleb (0–20 cm) oraz<br />

rośliny w stadium dojrzałości konsumpcyjnej z terenu sześciu kompleksów działkowych,<br />

zlokalizowanych w różnych częściach miasta Gdańska (5 ROD) oraz w Straszynie k/Gdańska<br />

(1 ROD). W zależności od wielkości kompleksu próby gleb zbierano z 3–11 indywidualnych<br />

działek. Łącznie zebrano 33 próby gleb i 101 prób roślin. Reprezentatywne próby gleb<br />

i roślin z poszczególnych działek poddano niezależnej analizie fizykochemicznej. Próby zebrano<br />

w okresie letnim (VII–IX) 2008 r.<br />

Powietrznie suche próby gleb i roślin homogenizowano w moździerzu i przechowywano<br />

w temperaturze pokojowej do czasu analizy. W celu scharakteryzowania właściwości fizykochemicznych<br />

wierzchnich warstw badanych gleb, w powietrznie suchym materiale oznaczono<br />

odczyn gleby oraz zawartość substancji organicznej.<br />

Analiza ilościowa pierwiastków metalicznych: Cr, Cu, Cd, Pb, Ni, Fe, Mn, Zn w próbach<br />

gleb i roślin została poprzedzona mineralizacją na mokro, z wykorzystaniem stężonego<br />

kwasu azotowego(V) oraz 30% H 2<br />

O 2<br />

.<br />

Zawartość wymienionych wyżej pierwiastków oznaczono metodą atomowej spektrometrii<br />

absorpcyjnej w płomieniu acetylen-powietrze (FAAS). Zawartość rtęci oznaczono bezpośrednio<br />

w powietrznie suchej masie gleb i roślin metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej<br />

z generowaniem zimnych par (CV-AAS) [Ryłko 2009].<br />

3. WYNIKI BADAŃ<br />

W tabeli 1 przedstawiono wyniki analiz fizykochemicznych badanych gleb.<br />

Tabela 1. Właściwości fizykochemiczne badanych gleb<br />

Table 1. Physicochemical properties of investigated soils<br />

Ogród działkowy<br />

Odczyn – wartość pH (H 2<br />

O) Zawartość substancji organicznej [% s.m.]<br />

zakres średnia zakres średnia<br />

Gdańsk-Matarnia 7,1–7,9 7,5 4,1–7,3 5,8<br />

Gdańsk-Zaspa 7,3–7,9 7,6 7,4–16,4 12,5<br />

Gdańsk-Wrzeszcz 7,3–7,5 7,4 2,6–7,5 4,5<br />

Gdańsk-Stogi 7,2–7,6 7,4 4,8–7,8 6,5<br />

Gdańsk-Owczarnia 7,1–7,6 7,4 3,3–8,8 5,8<br />

Straszyn 7,6–8,1 7,8 2,7–7,0 4,3<br />

211

Aleksandra Bielicka, Ewa Ryłko, Irena Bojanowska<br />

Badane gleby wykazywały odczyn zasadowy. Wartość pH była zbliżona we wszystkich<br />

badanych kompleksach działkowych i wynosiła średnio od 7,4 do 7,8. Odczyn zasadowy<br />

może wynikać z prowadzonych na terenie ogródków działań agrotechnicznych, przede<br />

wszystkim wapnowania. Ze względu na ocenę zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi<br />

taki układ jest korzystny, ponieważ metale występują w formach o mniejszej dostępności dla<br />

roślin, a pośrednio także dla człowieka.<br />

Zawartość substancji organicznej jest zróżnicowana w obrębie poszczególnych kompleksów<br />

działkowych. Jej zawartość wynosiła od 2,6 do 16,4%. Wahania zawartości substancji<br />

organicznej nawet w obrębie jednego kompleksu ogródków wynikać mogą ze sposobu ich<br />

uprawy, a szczególnie ze zróżnicowanego nawożenia gleb związkami organicznymi. Najwyższą<br />

zawartość substancji organicznej odnotowano w kompleksie działkowym zlokalizowanym<br />

w Gdańsku w pobliżu pasa nadmorskiego w sąsiedztwie oczyszczalni ścieków „Zaspa”.<br />

W tabeli 2 przedstawiono wyniki zawartości dziewięciu analizowanych pierwiastków<br />

metalicznych w glebach badanych ogródków działkowych.<br />

Do oceny stopnia zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi omawianych ogródków działkowych<br />

wykorzystano dopuszczalne zawartości pierwiastków metalicznych zawarte w rozporządzeniu<br />

Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości<br />

ziemi [2002] oraz kryteria opracowane przez IUNG w Puławach [Duda-Dziewierz 1995].<br />

Średnie zawartości poszczególnych metali ciężkich w glebach badanych kompleksów<br />

ogrodowych wynoszą odpowiednio:<br />

● rtęć – od 0,0213 do 0,411 mg·kg -1 suchej masy (s.m.);<br />

● kadm – od 0,03 do 3,15 mg·kg -1 s.m.;<br />

● ołów – od 0,92 do 75,6 mg·kg -1 s.m.;<br />

● miedź – od 4,01 do 34,7 mg·kg -1 s.m.;<br />

● chrom – od 7,81 do 67,6 mg·kg -1 s.m.;<br />

● cynk – od 64,3 do 305 mg·kg -1 s.m.;<br />

● nikiel – od 8,6 do 26,0 mg·kg -1 s.m.;<br />

● mangan – od 167 do 500 mg·kg -1 s.m.<br />

● żelazo – od 5950 do 18300 mg·kg -1 s.m.<br />

Dopuszczalne wartości stężeń określone w przywołanym rozporządzeniu zostały przekroczone<br />

dla cynku w ogrodach zlokalizowanych w jednej z dzielnic Gdańska – Stogach.<br />

Uzyskane zawartości pozostałych metali – chromu, kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i rtęci –<br />

nie przekroczyły dopuszczalnych norm.<br />

Zanieczyszczenie badanych gleb ogródków działkowych metalami ciężkimi waha się<br />

od 0 do III stopnia według skali IUNG w Puławach, co zaprezentowano w tabeli 3. W większości<br />

przypadków próbki gleb cechowała naturalna zawartość badanych pierwiastków –<br />

stopień zanieczyszczenia 0, lub podwyższona zawartość – stopień I.<br />

Odnotowano największe zanieczyszczenie gleb kadmem oraz cynkiem – III stopień,<br />

co odpowiada średniemu zanieczyszczeniu gleb. W odniesieniu do obu pierwiastków (Cd<br />

212

Zawartość pierwiastków metalicznych w glebach i warzywach z ogrodów działkowych...<br />

Tabela 2. Zawartość metali w glebach rodzinnych ogrodów działkowych<br />

Table 2. Total amount of metals in allotment soils<br />

Metale<br />

Hg<br />

Gdańsk-Matarnia Gdańsk-Zaspa Gdańsk-Wrzeszcz Gdańsk-Stogi Gdańsk-Owczarnia Straszyn<br />

[mg·kg -1 s.m.] [mg·kg -1 s.m.] [mg·kg -1 s.m.] [mg·kg -1 s.m.] [mg·kg -1 s.m.] [mg·kg -1 s.m.]<br />

zakres średnia zakres średnia zakres średnia zakres średnia zakres średnia zakres średnia<br />

0,0193–<br />

0,0234<br />

0,0213<br />

0,261–<br />

0,571<br />

0,411<br />

0,0732–<br />

0,0959<br />

0,0843<br />

0,275–<br />

0,341<br />

0,311<br />

0,00885–<br />

0,0259<br />

0,0216<br />

Cd 1,59–1,91 1,75 0,42–1,82 1,23 0,29–0,74 0,55 3,00–3,31 3,15 0,13–0,65 0,354<br />

Pb 10,4–11,8 11,1 30,4–75,6 54,9 20,8–31,2 25,4 43,5–44,5 44,0 10,0–37,6 15,3<br />

0,0220–<br />

0,0399<br />

0,0206–<br />

0,0363<br />

Cu 19,2–26,8 23,0 22,1–57,7 34,7 11,1–17,5 14,3 23,7–26,2 25,4 5,51–12,3 9,33 11,5–19,4 13,4<br />

Cr 52,7–82,5 67,6 16,3–26,1 20,5 23,5–32,2 27,9 38,8–43,5 41,1 5,33–21,1 13,8 18,8–35,4 23,8<br />

Zn 64,1–64,5 64,3 164–410 251 124–214 174 282–328 305 46,0–170 79,4 66,3–132 89,0<br />

Ni 8,13–9,07 8,60 17,0–29,3 22,6 18,7–23,7 21,6 20,6–23,3 22,0 3,67–13,2 8,8 13,2–35,4 26,0<br />

Mn 231–237 234 146–271 194 131–213 167 486–512 500 85,7–433 204 233–632 337<br />

Fe<br />

16700–<br />

17700<br />

17200<br />

46<strong>40</strong>–<br />

8130<br />

5950<br />

6660–<br />

7660<br />

71<strong>40</strong><br />

18300–<br />

18<strong>40</strong>0<br />

18300<br />

2556–<br />

7913<br />

58<strong>40</strong><br />

0,686–<br />

1,14<br />

3710–<br />

23800<br />

0,0274<br />

0,0275<br />

0,919<br />

8330<br />

Tabela 3. Ocena zanieczyszczenia badanych gleb metalami ciężkimi<br />

Table 3. Heavy metals soils pollution assessment<br />

Stopień zanieczyszczenia<br />

wg IUNG<br />

Puławy<br />

ROD<br />

Gdańsk-Matarnia<br />

ROD<br />

Gdańsk-Zaspa<br />

ROD<br />

Gdańsk-Wrzeszcz<br />

ROD<br />

Gdańsk- Stogi<br />

ROD<br />

Gdańsk-Owczarnia<br />

Cd I I I III 0 0<br />

Pb 0 I 0 I 0 0<br />

Cu I I 0 I 0 0<br />

Cr II 0 0 I 0 0<br />

Zn 0 II II III I I<br />

Ni 0 0 0 0 0 I<br />

ROD<br />

Straszyn<br />

213

Aleksandra Bielicka, Ewa Ryłko, Irena Bojanowska<br />

i Zn) dotyczyło to Rodzinnych Ogrodów Działkowych w Gdańsku-Stogach. W pozostałych<br />

kompleksach działkowych w większości przypadków zawartość kadmu i cynku była podwyższona<br />

(I–II stopień zanieczyszczenia). Ogólnie najmniejsze zanieczyszczenie metalami<br />

ciężkimi odnotowano w dwóch kompleksach działkowych: w Gdańsku-Owczarni oraz<br />

w Straszynie.<br />

Na wykresach zaprezentowanych na rysunku 1 pokazano zakresy oraz wartości średnie,<br />

zawartości metali ciężkich (Hg, Cd, Pb, Cu, Cr, Zn, Ni, Mn, Fe) w warzywach uprawianych<br />

na terenie badanych ogródków działkowych.<br />

Zawartość poszczególnych metali w badanych warzywach pochodzących z ogródków<br />

działkowych była zróżnicowana.<br />

Średnia zawartość rtęci w poszczególnych warzywach była we wszystkich ogrodach<br />

działkowych zbliżona i wahała się od 0,001 do 0,0279 mg·kg -1 s.m. Najwyższą zawartość<br />

rtęci odnotowano w burakach uprawianych w Gdańsku-Matarni: 0,072 mg·kg -1 s.m.<br />

Średnie zawartości kadmu w roślinach pochodzących z badanych ogrodów działkowych<br />

wahały się od 0,050 do 0,804 mg·kg -1 s.m. Najwięcej kadmu zawierała nać pietruszki<br />

pochodząca z kompleksu mieszczącego się w Gdańsku-Stogach: 3,58 mg·kg -1 s.m.<br />

Zawartość ołowiu w roślinach była zróżnicowana i istotnie zależała od miejsca uprawy.<br />

W zależności od kompleksu średnie zawartości ołowiu mieściły się w przedziałach: Straszyn<br />

od 0,26 do 2,36 mg·kg -1 s.m., Gdańsk-Wrzeszcz od 1,35 do 1,86 mg·kg -1 s.m., Gdańsk-Zaspa<br />

od 0,60 do 1,26 mg·kg -1 s.m., Gdańsk-Stogi od 5,27 do 6,94 mg·kg -1 s.m., Gdańsk-Matarnia<br />

od 12,0 do 13,5 mg·kg -1 s.m., Gdańsk-Owczarnia 0,08 do 2,03 mg·kg -1 s.m.<br />

Średnia zawartość miedzi w warzywach pochodzących z ogrodów działkowych wynosiła<br />

od 3,35 do 13,1 mg·kg -1 s.m. Zakres ten przekraczały tylko: sałata – 25,5 mg·kg -1 s.m.<br />

i por –33,8 mg·kg -1 s.m., pochodzące z ROD w Straszynie.<br />

Średnia zawartość chromu wahała się od 0,145 do 2,65 mg·kg -1 s.m. Większą zawartość<br />

chromu odnotowano tylko w sałacie pochodzącej z ROD Straszyn – 4,26 mg·kg -1 s.m.<br />

oraz w naci pietruszki zebranej w Gdańsku-Stogach: 4,75 mg·kg -1 s.m.<br />

Średnia zawartość cynku, niklu, manganu i żelaza wynosiła odpowiednio: Zn – od 19,5<br />

do 94,1 mg·kg -1 s.m., Ni – od 0,918 do 17,5 mg·kg -1 s.m., Mn – od 5,02 do 51,9 mg·kg -1 s.m.,<br />

Fe – od 37,0 do 491 mg·kg -1 s.m.<br />

4. PODSUMOWANIE I WNIOSKI<br />

W pracy podjęto próbę oceny zawartości dziewięciu metali ciężkich w powierzchniowych<br />

warstwach gleb oraz w warzywach pochodzących z sześciu różnych kompleksów<br />

działkowych, zlokalizowanych na terenie aglomeracji gdańskiej.<br />

Przeprowadzone badania pozwalają na sformułowanie następujących wniosków:<br />

1. Zasadowy odczyn badanych gleb (pH w granicach 7,1–8,1) wskazuje na mniejsze ryzyko<br />

wymywania z nich metali ciężkich i mniejszą ich biodostępność dla roślin.<br />

214

Zawartość pierwiastków metalicznych w glebach i warzywach z ogrodów działkowych...<br />

0,08<br />

Rtęć<br />

4,0<br />

Kadm<br />

0,07<br />

3,5<br />

0,06<br />

3,0<br />

0,05<br />

2,5<br />

0,04<br />

2,0<br />

0,03<br />

1,5<br />

0,02<br />

1,0<br />

0,01<br />

0,5<br />

0,00<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

0,0<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

Ołów<br />

16<br />

14<br />

12<br />

10<br />

8<br />

6<br />

4<br />

2<br />

0<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

Chrom<br />

6<br />

5<br />

4<br />

3<br />

2<br />

1<br />

0<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

Nikiel<br />

50<br />

<strong>40</strong><br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

Żelazo<br />

900<br />

800<br />

700<br />

600<br />

500<br />

<strong>40</strong>0<br />

300<br />

200<br />

100<br />

0<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

<strong>40</strong><br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

60<br />

50<br />

<strong>40</strong><br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

160<br />

1<strong>40</strong><br />

120<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

Miedź<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

Cynk<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

Mangan<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27<br />

LEGENDA<br />

Lp. Gatunek Miejsce Lp. Gatunek Miejsce<br />

1 Sałata<br />

16 Fasola<br />

2 Koper<br />

ROD<br />

ROD 17 Burak<br />

Gdańsk<br />

3 Burak Straszyn 18 Pomidor<br />

Matarnia<br />

4 Marchew 19 Cebula<br />

5 Por 20 Ogórek<br />

6 Rzodkiewka ROD 21 Nać pietruszki<br />

7 Burak Gdańsk 22 Pietruszka<br />

8 Marchew Wrzeszcz 23 Burak nać ROD<br />

9 Burak ROD 24 Burak Gdańsk<br />

10 Marchew Gdańsk 25 Fasola Owczarnia<br />

11 Pietruszka Zaspa 26 Marchew<br />

12 Burak<br />

27 Pomidor<br />

ROD<br />

13 Por<br />

Gdańsk<br />

14 Nać pietruszki<br />

Stogi<br />

15 Marchew<br />

Rys. 1. Zakres i średnia zawartość metali ciężkich w warzywach z badanych ogródków działkowych [mg·kg -1 s.m.]<br />

Fig 1. The range and average amount of heavy metals in vegetables from investigated allotments [mg·kg -1 d.w.]<br />

Rys. 1. Zakres i średnia zawartość metali ciężkich w warzywach z badanych ogródków działkowych [mg·kg -1 s.m.]<br />

Fig 1. The range and average amount of heavy metals in vegetables from investigated allotments [mg·kg -1 d.w.]<br />

215

Aleksandra Bielicka, Ewa Ryłko, Irena Bojanowska<br />

2. W glebach z ogrodów działkowych w Gdańsku-Stogach, nie odnotowano – z wyjątkiem<br />

cynku – przekroczeń obowiązujących norm prawnych, odnoszących się do zawartości<br />

metali ciężkich w glebach.<br />

3. Według kryteriów przyjętych przez IUNG, w licznych przypadkach gleby z poszczególnych<br />

kompleksów działkowych wykazują podwyższony poziom metali ciężkich, co<br />

wyklucza je z uprawy roślin przeznaczonych do spożycia przez dzieci (stopień I) oraz<br />

w pięciu przypadkach na terenie badanych ogródków zaleca się całkowite zaniechanie<br />

uprawy warzyw – stopień zanieczyszczenia II i III.<br />

4. Zawartość substancji organicznej może wpływać hamująco na pobieranie metali z roztworu<br />

glebowego. Powyższą zależność można zaobserwować na przykładzie kompleksu<br />

ogródków działkowych w Gdańsku-Zaspie o wyższej zawartości substancji organicznej<br />

w porównaniu do pozostałych badanych kompleksów działkowych. Rośliny z ROD<br />

w Gdańsku-Zaspie charekteryzuje niższy poziom kumulacji, np. ołowiu, pomimo większej<br />

ilości tego pierwiastka w glebie.<br />

Monitoring zawartości metali ciężkich w glebach pozwala na ocenę poziomu zanieczyszczeń<br />

gruntu metalami ciężkimi pod kątem jej przydatności pod uprawy roślinne. Użytkownicy<br />

miejskich ogródków działkowych, w prowadzonych uprawach warzyw, powinni<br />

uwzględniać również takie warunki, jak: odpowiedni poziom zawartości substancji organicznej<br />

w glebie oraz jej właściwy odczyn (pH).<br />

W odniesieniu do gleb uprawnych i roślin z ogrodów działkowych, gdzie zawartości metali<br />

ciężkich występują w większych stężeniach, najwłaściwszym rozwiązaniem powinno być zaniechanie<br />

uprawy warzyw i przeznaczenie obszaru ogrodu działkowego na cele rekreacyjne.<br />

Praca finansowana z DS/8270-4-0093-9.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Alloway B.J., Ayres D. C. 1999. Chemiczne podstawy zanieczyszczania środowiska,<br />

Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Duda-Dziewierz J. 1995. Podstawy oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb. Biblioteka<br />

Monitoringu Środowiska, Warszawa.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo<br />

Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. Dz.U. <strong>Nr</strong> 165, poz. 1359.<br />

Ryłko E., Bielicka A., Bojanowska I., Babiarz M., Gregorowicz M., Młynarkiewicz<br />

K., Zaborowski B. 2009. Badanie zawartości pierwiastków metalicznych<br />

i ocena ich biodostępności w glebach gdańskich ogrodów działkowych. Materiały Konferencyjne<br />

z 52 Zjazdu PTCh i SITPChem., Łódź.<br />

216

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Jolanta Kwiatkowska-Malina*, Alina Maciejewska*<br />

WPŁYW MATERII ORGANICZNEJ NA POBIERANIE METALI CIĘŻKICH<br />

PRZEZ RZODKIEWKĘ I FACELIĘ<br />

THE INFLUENCE OF ORGANIC MATTER ON HEAVY METALS UPTAKE<br />

BY RADISH AND PHACELIA<br />

Słowa kluczowe: materia organiczna, metale ciężkie, rzodkiewka, facelia, współczynnik<br />

bioakumulacji.<br />

Key words: organic matter, heavy metals, radish, phacelia, bio-accumulation index.<br />

Organic matter has been considered to preserve a record amount of heavy metals. The experiments<br />

were carried out on Haplic Luvisol (WRB) formed from loamy sand in field pots<br />

sank into the ground. To the soil a brown coal preparation, the “Rekulter”, brown coal, peat,<br />

farmyard manure were applied in autumn 1999 in the amount of 180, 1<strong>40</strong>, 390, 630 g per<br />

pot. The soil was contaminated with Cd, Pb and Zn. In 2002 a radish and phacelia were<br />

grown.<br />

The content of Zn, Pb and Cd in concentrated (HNO 3<br />

+ HClO 4<br />

) in ratio 4:1 in soil after<br />

third year of growing plants on contaminated soil not changed significantly in soil with<br />

organic matter from different resources. The content of soluble (EDTA) Zn, Pb and Cd<br />

in soil depended on kind of organic matter and was the smallest in soil where Rekulter<br />

was applied.<br />

The limiting influence of Rekulter on uptake of Zn, Pb and Cd by plants was the highest to<br />

compare with organic matter from different sources. The bio-accumulation (BI) indexes of<br />

Cd, Pb, Zn indicate mobility of Cd, Pb and Zn in soils and their availability to plants. The BI<br />

were the smallest where the Rekulter was applied and for all plant’s parts.<br />

* Dr inż. Jolanta Kwiatkowska-Malina i prof. dr hab. Alina Maciejewska – Zakład Gospodarki<br />

Przestrzennej i Nauk o Środowisku Przyrodniczym, Wydział Geodezji i Kartografii,<br />

Politechnika Warszawska, Pl. Politechniki 1, 00-661Warszawa; tel.: 22 234 53 93;<br />

e-mail: j.kwiatkowska@gik.pw.edu.pl; a.maciejewska@gil.pw.edu.pl<br />

217

Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Rosnąca świadomość zagrożeń wynikających z zanieczyszczenia gleb metalami<br />

ciężkimi sprawia, że problem ograniczenia ich pobierania przez rośliny, a zatem wykluczenia<br />

z łańcucha pokarmowego, jest ciągle aktualny. Pobieranie metali ciężkich<br />

przez roślinę uwarunkowane jest wieloma czynnikami, takimi jak: pH, zawartość substancji<br />

organicznej, obecność innych metali, gatunek rośliny itp. [Niemyska-Łukaszuk,<br />

Miechówka 1999, Rogóż, Opozda-Zduchańska 2003, Zaniewicz-Bajkowska 2000].<br />

Jedną z metod „zablokowania” metali ciężkich w glebie, a zatem ograniczenia ich<br />

pobierania przez rośliny jest związanie ich przez materię organiczną gleb [Kwiatkowska,<br />

Maciejewska 2005]. Potencjalnym źródłem materii organicznej w glebach mogą być odpowiedniej<br />

jakości odpady organiczne, zwane również niekonwencjonalnymi substancjami<br />

nawozowymi. Należą do nich komposty, osady ściekowe, węgiel brunatny i inne<br />

[Filipek-Mazur i in. 1998, Wołoszyk i in. 2005]. W ostatnich latach prowadzone są badania<br />

nad wykorzystaniem Rekultera – preparatu z węgla brunatnego do poprawy żyzności<br />

i właściwości gleb słabych i zdegradowanych [Maciejewska, Kwiatkowska 1998,<br />

2000, 2002].<br />

Celem badań było określenie przydatności materii organicznej z różnych źródeł do<br />

ograniczenia pobierania cynku, ołowiu i kadmu przez rzodkiewkę i facelię.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Badania prowadzono w wazonach kamionkowych bez dna (umieszczonych<br />

w gruncie), o średnicy <strong>40</strong> cm i wysokości 120 cm, które wypełniono glebą płową właściwą<br />

(Haplic Luvisols, WRB) wytworzoną z piasku gliniastego mocnego na glinie<br />

lekkiej, w ilości 56 kg na wazon. W roku 1999 do gleby wprowadzono jednorazowo<br />

i wymieszano z całą masą gleby w wazonach preparat z węgla brunatnego-Rekulter, węgiel<br />

brunatny, torf, obornik w dawkach odpowiednio 180, 1<strong>40</strong>, 390, 630 g na wazon, co odpowiadało<br />

5 t C org. na ha. Rekulter zawierał w suchej masie 85% węgla brunatnego, 10%<br />

torfu niskiego oraz 4% popiołu z węgla brunatnego. Jednocześnie do gleby wprowadzono<br />

metale ciężkie w ilości:<br />

● cynku – 90 mg·kg -1 w formie ZnSO 4·7 H 2<br />

O,<br />

● ołowiu – 60 mg·kg -1 w formie Pb(NO3) 2<br />

,<br />

● kadmu – 0,8 mg·kg -1 w formie Cd(NO 3<br />

)·4 H 2<br />

O.<br />

Glebę tą charakteryzowała podwyższona zawartość metali ciężkich – (I stopień) [Kabata-Pendias<br />

i in.1993].<br />

W doświadczeniu w 2002 r. uprawiano rzodkiewkę, a następnie facelię. Zastosowano<br />

średnio następujące dawki składników pokarmowych: N – 190, P– 46 , K – 175 kg·ha -1 . Rośliny<br />

po zbiorze zważono (plon świeżej masy roślin), a po wysuszeniu ustalono plon suchej<br />

218

Wpływ materii organicznej na pobieranie metali ciężkich przez rzodkiewkę i facelię<br />

masy. W próbach roślinnych zmineralizawanych w mieszaninie stężonych kwasów (HNO 3<br />

+ HClO 4<br />

) w stosunku 4:1 oznaczono ogólną zwartość cynku, ołowiu i kadmu metodą ICP.<br />

Próbki gleb pobrano po zbiorach roślin z warstwy powierzchniowej (0–20 cm). W próbach<br />

glebowych zmineralizowanych w mieszaninie stężonych kwasów HCl + HNO 3<br />

(3:1 +<br />

30% H 2<br />

O 2<br />

) oznaczono zawartość formy „całkowitej” cynku, ołowiu i kadmu. Do oznaczenia<br />

form bioprzystępnych cynku, ołowiu i kadmu w glebie zastosowano selektywną ekstrakcję<br />

za pomocą 0,05 M roztworu EDTA [Ure 1996]. Współczynnik bioakumulacji metali<br />

ciężkich (BF) wyznaczono jako stosunek zawartości metali ciężkich w suchej masie roślin<br />

i „całkowitej” zawartości w glebie.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Dodatek materii organicznej do gleby, niezależnie od źródła (węgiel brunatny, preparat<br />

z węgla brunatnego-Rekulter, torf, obornik) korzystnie wpłynął na wzrost plonów rzodkiewki<br />

i facelii (tab. 1).<br />

Największy (91 g) wzrost sumarycznego plonu zgrubień-korzenia i liści świeżej masy<br />

rzodkiewki uzyskano przy wprowadzeniu Rekultera, tj. o ok. 250% w stosunku do kontroli.<br />

Plon świeżej masy facelii również był największy (451 g) z wariantu z Rekulterem. Zwiększenie<br />

wielkości plonów po zastosowaniu materii organicznej wynikało z tego, że niezależnie<br />

od jej źródła (Rekulter, węgiel brunatny, torf, obornik) materia ta jest źródłem N, P, K,<br />

Mg i Ca oraz mikroelementów dla roślin. Jest to zbieżne z wynikami badań otrzymanymi<br />

przez autorów [Maciejewska, Kwiatkowska 2001, Wong i in. 1999, Zhou i in. 2005]. Węgiel<br />

brunatny (zatem również Rekulter) ze względu na właściwości, w tym porowatość, wykazuje<br />

dużą pojemność sorpcyjną nie tylko w stosunku do wody, ale i do składników pokarmowych.<br />

Działa przez to buforująco na odczyn gleby i stężenie składników pokarmowych<br />

w roztworze glebowym, stwarzając lepsze warunki dla wegetacji roślin. Korzystny wpływ<br />

na plonowanie roślin dodatku materii organicznej do gleby stwierdzono również w badaniach<br />

innych autorów [Ciećko i in. 2001, Marcote i in. 2001, Sienkiewicz i in. 2005, Wołoszyk<br />

i in. 2005].<br />

Tabela 1. Plon rzodkiewki i facelii świeżej i suchej masy (g/wazon)<br />

Table 1. Yield of radish and phacelia fresh and dry mass (g/pot)<br />

Rodzaj materii<br />

Rzodkiewka<br />

Facelia<br />

organicznej świeża masa sucha masa świeża masa sucha masa<br />

Kontrola „0” 26 12 323 66<br />

Rekulter 91 <strong>40</strong> 451 100<br />

Węgiel brunatny 86 38 392 86<br />

Torf 57 30 371 77<br />

Obornik 90 39 <strong>40</strong>8 89<br />

219

Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska<br />

Dodatek materii organicznej z różnych źródeł do gleby wpłynął na zmniejszenie zawartości<br />

cynku, ołowiu i kadmu w rzodkiewce i facelii (tab. 2).<br />

Zmniejszyła się bioprzystępność metali ciężkich, a zatem ich pobranie przez rośliny,<br />

czyli mniejsze zanieczyszczenie pierwszego ogniwa w łańcuchu pokarmowym. Koncentracja<br />

metali ciężkich, w roślinach w dużym stopniu zależy od gatunku, a nawet odmiany [Tyksiński,<br />

Kurdubska 2004]. Spośród warzyw, najwięcej metali ciężkich pobierają te rośliny,<br />

których częścią jadalną są liście lub korzenie, np. rzodkiewka sałata czy marchew. Zależność<br />

ta znalazła potwierdzenie w otrzymanych wynikach badań. Duże znaczenie w ograniczaniu<br />

pobierania metali ciężkich przez warzywa ma zwiększenie ilości materii organicznej<br />

w glebach mineralnych. Związane jest to z unieruchamianiem tych pierwiastków przez makromolekularne<br />

koloidy organiczne oraz ogólną poprawą właściwości fizykochemicznych<br />

gleb, co znalazło też odzwierciedlenie w plonowaniu roślin (tab. 1).<br />

Zawartość cynku w rzodkiewce i facelii była największa w kontroli („0”), najmniejsza<br />

natomiast w wariancie z węglem brunatnym w rzodkiewce, a w wariancie z Rekulterem<br />

dla facelii. Węgiel brunatny oraz produkty jego humifikacji w glebie mogą tworzyć związki<br />

kompleksowe z metalami ciężkimi o różnej trwałości. Największą trwałość wykazują na<br />

ogół kompleksy z miedzią i ołowiem, a następnie z niklem i cynkiem. Uzyskane wyniki potwierdzają<br />

badania innych autorów [Ciećko i in. 2001, Karczewska i in. 1996, Martyniuk,<br />

Więckowska 2003, Motowicka-Terelak i in. 1998], w których dodatek węgla brunatnego powodował<br />

zmniejszenie zawartości metali ciężkich w roślinach.<br />

Zawartość ołowiu w rzodkiewce i facelii była najwyższa w kontroli (tab. 2). W wariancie<br />

z węglem brunatnym i Rekulterem zawartość ołowiu w rzodkiewce zmniejszyła się o 35–50%<br />

w porównaniu do kontroli.<br />

Również zawartość kadmu w rzodkiewce i facelii malała pod wpływem materii organicznej<br />

dostarczonej z różnych źródeł (tab. 2). Najmniejsza była w wariancie z Rekulterem i węglem<br />

brunatnym.<br />

Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w suchej masie rzodkiewki i facelii (mg·kg -1 s.m.)<br />

Table 2. Contents of heavy metals in radish and phacelia dry mass (mg·kg -1 d.m.)<br />

Rodzaj materii<br />

organicznej<br />

Rzodkiewka<br />

Facelia<br />

korzeń liście korzeń liście korzeń liście<br />

cynk ołów kadm cynk ołów kadm<br />

Kontrola „0” 114 132 13,3 16,2 1,06 1,10 120 14,3 1,32<br />

Rekulter 90 93 9,0 9,1 0,45 0,46 95 9,6 0,41<br />

Węgiel brunatny 89 90 8,8 8,6 0,43 0,47 94 9,7 0,45<br />

Torf 98 102 9,2 9,4 0,47 0,48 99 10,1 0,49<br />

Obornik 97 100 10,0 9,6 0,50 0,49 96 10,3 0,52<br />

Powszechnie przyjmuje się, że nawożenie mineralne z organicznym odgrywa decydującą<br />

rolę w kształtowaniu plonów roślin i ich składu chemicznego [Nardi i in. 2004, Wołoszyk<br />

220

Wpływ materii organicznej na pobieranie metali ciężkich przez rzodkiewkę i facelię<br />

i in. 2005] co zostało potwierdzone przez otrzymane wyniki badań. Pod względem zawartości<br />

cynku, ołowiu i kadmu rzodkiewka i facelia uprawiane na glebie o zwiększonej zawartości<br />

metali ciężkich z dodatkiem materii organicznej z różnych źródeł wykazuje przydatność<br />

paszową z wyjątkiem facelii w wariancie z obornikiem, gdzie zawartość kadmu przekracza<br />

zawartości krytyczne przyjęte do oceny roślin pod względem ich przydatności.<br />

Zawartość form całkowitych cynku, ołowiu i kadmu (HCl + HNO 3<br />

(3:1 + 30% H 2<br />

O 2<br />

)) w glebie<br />

z dodatkiem materii organicznej była na podobnym poziomie. Zawartość formy bioprzystępnej<br />

(0,05 M EDTA) w glebie zmniejszyła się natomiast po dodaniu materii organicznej do<br />

gleb (tab. 3.). Zawartości form bioprzystępnych cynku, ołowiu i kadmu w kontroli i z Rekulterem<br />

wynosiły odpowiednio: 71,7; 47,8; 0,53 (kontrola); 52,9; 21,3; 0,<strong>40</strong> (Rekulter), które w odniesieniu<br />

do całkowitych zawartości wynosiły: 79%, 74%, 49% (kontrola), 65%, 63%, 51% (Rekulter).<br />

Tabela 3. Zawartość „całkowita” – HCl + HNO 3<br />

(3:1 + 30% H 2<br />

O 2<br />

) i bioprzystępna (0,05 M EDTA)<br />

metali ciężkich w glebie (mg·kg -1 s.m.)<br />

Table 3. “Total” – HCl + HNO 3<br />

(3:1 + 30% H 2<br />

O 2<br />

) and bioavailable (0,05 M EDTA) contents of<br />

heavy metals in soil (mg·kg -1 d.m.)<br />

Rodzaj materii<br />

organicznej<br />

HCl + HNO 3<br />

(3:1 + 30% H 2<br />

O 2<br />

)<br />

0,05 M EDTA<br />

cynk ołów kadm cynk ołów kadm<br />

Kontrola „0” 89,9 50,9 1,09 71,7 37,8 0,53<br />

Rekulter 81,7 34,0 0,78 52,9 21,3 0,<strong>40</strong><br />

Węgiel brunatny 79,5 35,3 0,79 51,5 21,8 0,41<br />

Torf 77,7 36,6 0,80 55,3 25,4 0,39<br />

Obornik 78,1 37,1 0,79 54,2 23,1 0,<strong>40</strong><br />

Tabela 4. Współczynniki bioakumulacji (BF)<br />

Table 4. Bioaccumulation indexes (BF)<br />

Rodzaj materii<br />

organicznej<br />

Rzodkiewka<br />

Facelia<br />

korzeń liście korzeń liście korzeń liście<br />

cynk ołów kadm cynk ołów kadm<br />

Kontrola „0” 1,27 1,47 0,26 0,32 0,97 1,00 1,33 0,29 1,21<br />

Rekulter 1,10 1,14 0,27 0,27 0,58 0,59 1,06 0,26 0,52<br />

Węgiel brunatny 1,12 1,13 0,25 0,24 0,54 0,59 1,15 0,25 0,57<br />

Torf 1,26 1,31 0,25 0,26 0,59 0,60 1,27 0,27 0,61<br />

Obornik 1,24 1,28 0,25 0,26 0,63 0,62 1,23 0,28 0,66<br />

Wartości współczynników bioakumulacji (BF) dla poszczególnych metali były zbliżone<br />

(tab. 4). Wartości współczynników BF dla cynku po zastosowaniu Rekultera były najniższe<br />

i wahały się w zakresie od 1,06 (facelia) do 1,14 (rzodkiewka – liście). Najniższa wartość<br />

współczynników BF (0,24–0,25) dla ołowiu w rzodkiewce i facelii wystąpiła po zastosowaniu<br />

węgla brunatnego. Natomiast wartość współczynnika BF dla kadmu po zastosowaniu<br />

Rekultera wahała się w zakresie od 0,52 (facelia) do 0,59 (rzodkiewka – liście).<br />

221

Jolanta Kwiatkowska-Malina, Alina Maciejewska<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Największą wartość nawozową materii organicznej, wyrażoną plonem roślin, miał Rekulter<br />

– preparat z węgla brunatnego.<br />

2. Pod wpływem materii organicznej dodanej do gleby zmniejszyła się bioprzystępność<br />

cynku, ołowiu i kadmu, a zatem ich pobranie przez rzodkiewkę i facelię.<br />

3. Zawartość cynku, ołowiu i kadmu w rzodkiewce i facelii była najmniejsza w wariancie<br />

z węglem brunatnym.<br />

4. Zawartość cynku, ołowiu i kadmu w rzodkiewce i faceli wskazywała na przydatność paszową<br />

tych roślin, z wyjątkiem facelii w wariancie z obornikiem, gdzie zawartość kadmu<br />

przekraczała zawartości krytyczne przyjęte dla roślin konsumpcyjnych lub paszowych.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Ciećko Z., Wyszkowski M., Krajewski W., Zabielska J. 2001. Effect of Organic<br />

matter and liming on the reduction of cadmium uptake from soil by triticale and spring<br />

oilseed rape. The Science of the Total Environment 281, 37–45.<br />

Filipek-Mazur B., Mazur K., Gondek K. 1998. Skład frakcyjny próchnicy w glebie<br />

nawożonej obornikiem oraz osadem z oczyszczalni ścieków garbarskich i uzyskanymi<br />

z niego kompostami. Zesz. Nauk. AR w Krakowie 349; sesja nauk. 64: 89–96.<br />

Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek<br />

T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką,<br />

Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG, Puławy.<br />

Karczewska A., Chodak T., Kaszubkiewicz J. 1996. The suitability of brown coal<br />

as a sorbent for heavy metals in polluted soils. Applied Geochemistry vol. 11: 343–346.<br />

Kwiatkowska J., Maciejewska A. 2005. Wpływ materii organicznej na plon oraz zawartość<br />

i rozmieszczenie metali ciężkich w życie (Secale cereale L.). Obieg pierwiastków<br />

w przyrodzie. Monografia tom III; IOŚ. Warszawa: 319–322.<br />

Maciejewska A., Kwiatkowska J. 1998. Wpływ nawozu organiczno-mineralnego na<br />

właściwości fizykochemiczne gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 455: 9–16.<br />

Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2000. The effect of organic matter from brown coal<br />

on chemical composition of plants cultivated in the soil contaminated with heavy metals.<br />

Proc of the 10 th Int. Meeting of the Humic Substances Society, Touluse, France. 977–981.<br />

Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2001. Wpływ nawozu organiczno-mineralnego<br />

z węgla brunatnego na plony i zawartość K, Mg, Ca w roślinach. Zesz. Probl. Post.<br />

Nauk Roln. 480: 281–289.<br />

Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2002. Przydatność preparatów z węgla brunatnego<br />

do rekultywacji gruntów pogórniczych. Inżynieria i Ochrona Środowiska t. 5, nr 1: 55–66.<br />

222

Wpływ materii organicznej na pobieranie metali ciężkich przez rzodkiewkę i facelię<br />

Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2005. Wpływ materii organicznej z różnych źródeł<br />

na plon oraz zawartość i rozmieszczenie makroelementów w życie (Seceale cereale L.)<br />

Fragmenta Agronomica (XXII) nr 1(85): 484–492.<br />

Marcote I., Hernandez T., Garcia C., Polo A. 2001. Influence of one or two successive<br />

annual applications of organic fertilizers on the enzyme activity of a soil under<br />

barley cultivation. Bioresource Technology 79: 147–154.<br />

Martyniuk H., Więckowska J. 2003. Adsorption of metal ions on humic AIDS extracted<br />

from Brown coals. Fuel Processing technology 84: 23–36.<br />

Motowicka-Terelak T., Terelak H., Maciejewska A. 1998. Przydatność „Rekultera”<br />

w detoksykacji chemicznego skażenia gleb. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 422: 123–131.<br />

Nardi S., Morami F., Berti A., Kosoni M., Giardii L. 2004. Soil organic matter properties<br />

after <strong>40</strong> years of different use of organic and mineral fertilizers. Europ. J. Agron.<br />

21: 357–367.<br />

Niemyska-Łukaszuk J., Miechówka A. 1999. Cadmium in rankers from the non-forest<br />

areas of the Tatra National Park. Polish Journal of Soil Science vol. XXXII/1: 61–69.<br />

Sienkiewicz S., Krzebietke S., Panak H., Czapla J. 2005. Plony jęczmienia jarego<br />

i pszenicy jarej w zależności od nawożenia w wieloletnim doświadczeniu polowym.<br />

Fragmenta Agronomica (XXII) nr 1(85): 244–253.<br />

Rogóż A., i Opozda-Zduchańska E. 2003. Właściwości fizykochemiczne gleb i zawartość<br />

pierwiastków śladowych w uprawianych warzywach, Cz. II. Zesz. Prob. Post.<br />

nauk Roln. 493: 471–481.<br />

Tyksiński W., Kurdubska J. 2004. Różnice odmianowe w akumulacji kadmu i ołowiu<br />

przez rzodkiewkę (Raphanus Sativus L.). Roczniki Akademii Rolniczej w Poznaniu –<br />

CCCLVI: 209–215.<br />

Ure A.M. 1996. Single extration schems for soil analysis and related applications. Sc. Total<br />

Environ. 178: 3–10.<br />

Wołoszyk Cz., Krzywy E., Iżewska A. 2005. Ocena wartości nawozowej kompostów<br />

sporządzonych z komunalnego osadu ściekowego w trzyletnim zmianowaniu roślin.<br />

Fragmenta Agronomica (XXII) nr 1(85): 631–642.<br />

Wong J.W.C., Ma K.K., Fang K.M. Cheung C. 1999. Utilization of manure compost of<br />

organic farming in Hong Kong. Bioresource Technology 67: 43–46.<br />

Zaniewicz-Bajkowska A. 2000. Zależność zawartości kadmu i ołowiu w glebie oraz<br />

w korzeniach buraka ćwikłowego od nawożenia organicznego i wapnowania. Ann.<br />

UMCS Sectio EEE Hort. 8, Supp.: 123–128.<br />

Zhou D.M., Hao X.Z., Wang Y.J., Dong Y.H., Cang L. 2005. Copper and Zn uptake by<br />

radish and pakchoi as affected by application of livestock and poultry manures. Chemosphere<br />

59: 167–175.<br />

223

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Barbara Sapek*<br />

Zawartość manganu i cynku w roślinności użytku<br />

zielonego na tle zmian kwasowości środowiska<br />

w wieloleciu<br />

Content of manganese and zinc in the herbage on the<br />

background of the changes of environment acidity<br />

during many years<br />

Słowa kluczowe: zawartość, korelacja, nawożenie, zioła, mangan, wapnowanie długotrwałe<br />

doświadczenia, zakwaszenie gleby, cynk.<br />

Key words: content, correlation, fertilization, herbage, manganese, liming, long-term experiments,<br />

soil acidification, zinc.<br />

The manganese and zinc content in herbage and pH of mineral soil as well as theirs correlation<br />

during many years were estimated on the example of two long-term grassland<br />

experiments. Soils of experiments differed in the organic carbon and clay content. There<br />

were used some results of analysis of soil samples from 0–10 cm layer and of the first regrowth<br />

of herbage from the fertilization objects not limed and only once limed at the start<br />

of experiments. The soils of both experiments have been fertilized with manganese sulphate<br />

(50 kg Mn·ha -1 ) and of one with zinc sulphate (30 kg Zn·ha -1 ). In soil poor in Corg<br />

and fertilized with these microelements, the significant soil acidification of fertilized objects<br />

in study and enrichment of herbage with Mn with a lapse of years was observed. But on<br />

soil well buffered and without zinc fertilization the impoverishment the herbage with Zn,<br />

together with soil acidification, was confirmed. The effect of soil rich in Corg and clays as<br />

well as in Mn and Zn on the significant changes of soil pH and its correlation with the contents<br />

of these metals in herbage was shown. The fertilization of experiment soil with Mn<br />

and Zn can be compared as a single pollution with metals in study. In such conditions, the<br />

lack of significant effect of soil acidification increasing the content of these microelements<br />

in herbage as well as effect of liming reducing its content is possible to be expected.<br />

* Prof. dr hab. Barbara Sapek – <strong>Instytut</strong> Melioracji i Użytków Zielonych w Falentach,<br />

ul. Hrabska 3, 05-090 Raszyn; tel.: 22 720 05 31/33; e-mail: b.sapek@imuz.edu.pl<br />

224

Zawartość manganu i cynku w roślinności użytku zielonego na tle zmian kwasowości...<br />

1. Wprowadzenie<br />

Obserwowane zakwaszenie środowiska jest jedną z przyczyn zachwiania równowagi<br />

pobierania przez rośliny składników pokarmowych, w tym również manganu (Mn) i cynku<br />

(Zn), oraz ich obiegu w środowisku, a skutkiem niedobór lub zanieczyszczenie ich nadmiarem<br />

w roślinności łąkowej [Blake, Goulding 2002, Malhi, Nyborg, Harapiak 1998]. Źródłem<br />

nadmiaru może być m.in. opad atmosferyczny, a także nawożenie mikroskładnikami.<br />

Mangan jest pierwiastkiem szczególnie reagującym na zmiany odczynu gleby i jego<br />

dostępność dla roślin. Cynk, znacznie bardziej rozproszony w środowisku, jest mniej czuły<br />

na kwaśny odczyn gleby, zwłaszcza na jego zmiany. Jednak kwaśny odczyn i duża<br />

zasobność gleby w te mikroskładniki, także długoletnie stosowanie kwasotwórczych nawozów<br />

azotowych, sprzyjają pobieraniu i dużej zawartości mikroskładników w roślinach,<br />

nawet toksycznej. [Blake, Goulding 2002, Duĉiĉ, Polle 2005, Malhi, Nyborg, Harapiak<br />

1998, Laser 2007].<br />

Wieloletnie obserwacje, również długoletnie doświadczenia łąkowe, umożliwiają pełniejsze<br />

poznanie wpływu odczynu gleby i jego zmian na zawartość omawianych mikroskładników<br />

[Blake, Goulding 2002, Malhi, Nyborg, Harapiak 1998, Sapek 1993].<br />

Celem pracy była ocena zmian zawartości manganu i cynku w roślinności na tle zmian<br />

pH mineralnej gleby trwałego użytku zielonego oraz współzależność tych wielkości w wieloleciu.<br />

Oceniono również wpływ jednorazowego nawiezienia gleby tymi mikroskładnikami,<br />

jako przykładu oddziaływania zanieczyszczenia badanymi metalami na przebieg badanych<br />

zmian i zależności.<br />

2. Materiał i metody badań<br />

Postawione w celu pracy problemy rozpatrzono na przykładzie wyników dwóch ścisłych,<br />

długoletnich doświadczeń łąkowych (lata 1982–2007 doświadczenie J w miejscowości<br />

Janki, lata 1983–2003 doświadczenie L w miejscowości Laszczki), usytuowanych w województwie<br />

mazowieckim, na kwaśnej glebie mineralnej.<br />

Gleby doświadczeń różniły się zawartością węgla organicznego (C org.) i części ilastych<br />

(doświadczenie J: C org. – 19,0 g·kg -1 , części < 0,02 mm – 184 g·kg -1 , doświadczenie<br />

L: C org. – 38,0 g·kg -1 , części < 0,02 mm – 224 g·kg -1 . Warunki wilgotnościowe panujące na<br />

dwóch doświadczeniach w latach badań również się różniły i były korzystniejsze w doświadczeniu<br />

L [Sapek 1993, 2006].<br />

Do oceny badanych procesów wykorzystano wyniki oznaczeń w próbkach gleby<br />

z warstwy 0–10 cm i roślinności z pokosu z obiektów nawozowych, niewapnowanych<br />

(Ca 0<br />

) oraz jednorazowo wapnowanych węglanową formą nawozu na starcie doświadczeń<br />

dawką według Hh (Ca 1<br />

) i 2 Hh (Ca 2<br />

) i nawożonych saletrą amonową w ilości 120 i 2<strong>40</strong> kg<br />

N·ha -1 .(N 1<br />

i N 2<br />

). Gleby obydwóch doświadczeń nawieziono jesienią w 1990 r., siarczanem<br />

225

Barbara Sapek<br />

manganu (50 kg Mn·ha -1 ), a glebę w doświadczeniu J również siarczanem cynku (30 kg<br />

Zn·ha -1 ).<br />

Metody analizy chemicznej i oznaczenia zawartości manganu i cynku w roślinności<br />

oraz pH gleby zawiera opracowanie Sapka [1979].<br />

Oceną zmian zawartości manganu i cynku objęto lata 1982–2007 w doświadczeniu J<br />

oraz lata 1983–2003 w doświadczeniu L, w którym począwszy od 2004 r. zaniechano zbioru<br />

runi ze względu na zmianę celu doświadczenia.<br />

Do oceny zmian i współzależności badanych wielkości wykorzystano lata badań, w których<br />

wykonywano równolegle oznaczenia pH gleby.<br />

Zmiany zawartości manganu i cynku w roślinności oraz zmiany pH gleby i współzależność<br />

tych wielkości oszacowano na podstawie średnich wartości wyników z lat badań dla<br />

obiektów nawozowych doświadczeń oraz średnich z obiektów nawozowych dla prezentowanych<br />

w pracy lat badań.<br />

Obliczono współczynniki zmienności wartości średnich (W%), a w celu oceny współzależności<br />

badanych wielkości obliczono współczynniki korelacji liniowej Pearsona.<br />

3. Wyniki badań<br />

3.1. Zawartość manganu i cynku w roślinności na tle pH gleby<br />

Średnie z wielolecia wartości pH gleby z obiektów nawozowych doświadczeń wykazały<br />

wpływ jednorazowego wapnowania, jeszcze po 20–25 latach, a także zakwaszający wpływ<br />

większej dawki saletry amonowej (pH doświadczenie J: 3,9 – Ca 0<br />

N 2<br />

, 5,9 – Ca 2<br />

N 2<br />

, doświadczenie<br />

L: 4,1 – Ca 0<br />

N 2<br />

, 6,4 – Ca 2<br />

N 2<br />

).<br />

Wartości W% wskazują znacznie mniejszą zmienność pH w wieloleciu gleby w doświadczeniu<br />

L, bardziej zwięzłej i zasobniejszej w C org. (2,9–18,9%) w porównaniu z glebą<br />

w doświadczeniu J (19,3–30,8%) (tab. 1). Nieznacznie tylko wyższe pH, lecz większa<br />

zasobność w C org. tej gleby spowodowała mniejsze od stwierdzonej w doświadczeniu J<br />

(110,4–166,4 mg Mn·kg -1 ) średnie z wielolecia zawartości Mn w roślinności z doświadczenia<br />

L (45–94,3 mg Mn·kg -1 ), a także cynku (doświadczenie J: 33,1–36,8 mg Zn·kg -1 , doświadczenie<br />

L: 27,4–34,8 mg Zn·kg -1 ).<br />

Na podstawie średnich wartości z wielolecia wykazano, że wraz ze zobojętnieniem nadmiaru<br />

kwasowości gleby, co wynikało z obiektów nawozowych, zawartość zarówno manganu,<br />

jak i cynku, w roślinności zmniejszała się w obu doświadczeniach. Potwierdzają to ujemne,<br />

statystycznie istotne wartości współczynników korelacji. Chociaż w doświadczeniu L nie<br />

stosowano nawożenia cynkiem, zmniejszeniu zawartości Mn towarzyszyły istotnie mniejsze<br />

zawartości Zn (tab. 1).<br />

226

Zawartość manganu i cynku w roślinności użytku zielonego na tle zmian kwasowości...<br />

Tabela 1. Średnie wartości odczynu gleby (pH-KCl) i zawartości manganu (Mn) i cynku (Zn)<br />

w roślinności z obiektów nawozowych doświadczeń łąkowych w Jankach (lata 1982–<br />

2007 i Laszczkach (lata 1983–2003); współczynniki korelacji Peasona (r)<br />

Table 1. Mean values of soil reaction (pH-KCl) and of manganese (Mn) and zinc (Zn) content in<br />

herbage from fertilization objects of grassland experiments in Janki (years 1982–2007)<br />

and Laszczki (years 1983–2003); Pearson´ s correlation coefficients (r)<br />

Doświadczenia<br />

Janki<br />

Laszczki<br />

Obiekt<br />

nawozowy<br />

Zawartość, mg·kg -1 sm.<br />

pH KCl<br />

Mn<br />

Zn<br />

x W% X W% x W%<br />

Ca 0<br />

N 1<br />

4,2 28,6 166,4 34,8 36,8 33,6<br />

Ca 0<br />

N 2<br />

3,9 30,8 165,5 33,8 36,1 37,7<br />

Ca 1<br />

N 1<br />

5,5 21,8 131,1 39,3 34,2 34,2<br />

Ca 1<br />

N 2<br />

5,1 23,6 138,4 42,4 34,6 30,3<br />

Ca 2<br />

N 1<br />

6,2 19,3 110,4 44,5 33,1 37,5<br />

Ca 2<br />

N 2<br />

5,9 20,3 114,0 46,9 34,1 39,0<br />

r pH x Mn<br />

= -0,99***, r pH x Zn<br />

= -0,95***, r Mn x Zn<br />

= 0,96***<br />

Ca 0<br />

N 1<br />

4,2 11,6 94,3 45,6 34,8 26,1<br />

Ca 0<br />

N 2<br />

4,1 14,6 83,4 48,8 34,2 28,4<br />

Ca 1<br />

N 1<br />

5,9 10,2 63,6 47,9 31,2 27,6<br />

Ca 1<br />

N 2<br />

5,3 18,9 72,7 49,6 32,5 28,0<br />

Ca 2<br />

N 1<br />

6,8 2,9 45,9 36,8 27,4 35,0<br />

Ca 2<br />

N 2<br />

6,4 7,8 62,0 61,7 30,5 29,2<br />

r pH x Mn<br />

= -0,95***, r = -0,96***, r = 0,98***<br />

pH x Zn Mn x Zn<br />

Objaśnienie: W% – współczynnik zmienności; opis obiektów nawozowych, jak w tabeli; *** – istotność<br />

przy a=0,001.<br />

3.2. Zmiany odczynu gleby i zawartość manganu i cynku w roślinności wraz<br />

z upływem lat<br />

Zmiany średniej wartości pH gleby z obiektów nawozowych doświadczenia wykazały postępujące,<br />

wysoce istotne zakwaszenie gleby wraz z upływem lat na terenie obydwóch doświadczeń<br />

(J, r =-0,95***, L, r = -0,88**; rys. 1 a, b, c, d). Zwiększenie zawartość<br />

pH x lata pH x lata<br />

Mn w roślinności z upływem lat, wraz z zakwaszeniem, udowodniono tylko na glebie ubogiej<br />

w C org. i części ilaste na terenie doświadczenia J (r Mn x lata<br />

= 0,69*, r Mn x pH<br />

= -0,70**) (rys. 1 a, c).<br />

Wraz z upływem lat i zakwaszeniem gleby istotnie zmniejszała się natomiast zawartość<br />

cynku w roślinności z doświadczenia L, które nie było nawiezione tym mikroskładnikiem<br />

(r Zn x lata<br />

= -0,59*, r Zn x pH<br />

= 0,60*) (rys. 1 b i d). Częściowo odmienny obraz ukazuje się przy<br />

rozpatrywaniu wymienionych współzależności w odniesieniu do poszczególnych obiektów<br />

nawozowych doświadczeń. Poza jednym przypadkiem obiektu nawozowego Ca 2<br />

N 1<br />

w doświadczeniu<br />

L, w pozostałych udowodniono postępujące z latami zakwaszenie gleby zarówno<br />

niewapnowanej, jak i wapnowanej (tab. 2). Na żadnym z obiektów nawozowych<br />

227

Barbara Sapek<br />

w obydwóch doświadczeniach, które były jednorazowo nawiezione manganem nie wykazano<br />

istotnej współzależności między zawartością manganu w roślinności i latami badań.<br />

a<br />

Zaw artość w roślinności<br />

M n, m g.kg -1<br />

r (lata x pH ) = -0,95***; r (lata x Mn) = 0,69*;<br />

r ( Mn x pH ) = -0,70**;<br />

250<br />

7,0<br />

6,0<br />

200<br />

5,0<br />

150<br />

4,0<br />

100<br />

3,0<br />

2,0<br />

50<br />

1,0<br />

0<br />

0,0<br />

1982<br />

1983<br />

1984<br />

1985<br />

1986<br />

1988<br />

1990<br />

1992<br />

1995<br />

2004<br />

2007<br />

pH -K C l<br />

Lata<br />

Mn pH Liniowy (pH) Liniowy (Mn)<br />

b<br />

r (lata x pH ) = -0,95***; r (lata x Zn) = -0,14 ni.;<br />

r (Zn x pH) = -0,07 ni.<br />

60<br />

7,0<br />

50<br />

6,0<br />

5,0<br />

<strong>40</strong><br />

4,0<br />

30<br />

3,0<br />

20<br />

2,0<br />

10<br />

1,0<br />

0<br />

0,0<br />

Zaw artosć w roślinności<br />

Zn, m g.kg -1<br />

1982<br />

1983<br />

1984<br />

1985<br />

1986<br />

1988<br />

1990<br />

1992<br />

1995<br />

2004<br />

2007<br />

Lata<br />

pH -K C l<br />

Zn pH Liniowy (pH) Liniowy (Zn)<br />

c<br />

Zaw artość w roślinności<br />

M n, m g.kg -1<br />

r (lata x pH ) = -0,88**; r (lata x Mn) = 0,21ni;<br />

r ( Mn x pH ) = -0,25 ni.<br />

120<br />

7,0<br />

100<br />

6,0<br />

5,0<br />

80<br />

4,0<br />

60<br />

3,0<br />

<strong>40</strong><br />

2,0<br />

20<br />

1,0<br />

0<br />

0,0<br />

1983<br />

1984<br />

1985<br />

1986<br />

1988<br />

1990<br />

1992<br />

1995<br />

1998<br />

2003<br />

pH -K C l<br />

Lata<br />

Mn pH Liniowy (pH) Liniowy (Mn)<br />

d<br />

Zaw artosć w roślinności<br />

Zn, m g.kg -1<br />

r (lata x pH ) = -0,88**; r (lata x Zn) = -0,59*.;<br />

r (Zn x pH) = 0,60*<br />

50<br />

7,0<br />

6,0<br />

<strong>40</strong><br />

5,0<br />

30<br />

4,0<br />

20<br />

3,0<br />

2,0<br />

10<br />

1,0<br />

0<br />

0,0<br />

1983<br />

1984<br />

1985<br />

1986<br />

1988<br />

1990<br />

1992<br />

1995<br />

1998<br />

2003<br />

Zn<br />

Liniowy (pH)<br />

Lata<br />

pH<br />

Liniowy (Zn)<br />

pH -K C l<br />

Rys.1. Objaśnienie: Zmiany średnich ** – istotność z obiektów przy nawozowych a=0,01, *** doświadczenia – istotność wartości przy a=0,001. pH-KCl oraz zawartości manganu (Mn) i cynku<br />

(Zn) w roślinności łąkowej wraz z upływem lat; linie trendu zmian, współczynniki korelacji liniowej Pearsona; a, b –<br />

doświadczenie Rys. 1. Zmiany w Jankach; średnich c, d, doświadczenie z obiektów w nawozowych Laszczkach. doświadczenia wartości pH-KCl oraz zawartości<br />

of manganu mean from fertilization (Mn) i cynku objects (Zn) of experiment w roślinności pH-KCl łąkowej values as wraz well as z content upływem of manganese lat; linie (Mn) trendu and<br />

Fig. 1. Changes<br />

zinc (Zn) in herbage with a lapse of years; trend lines, coefficients of Peaeson´s linear correlation; a, b on Janki experiment;<br />

zmian, współczynniki korelacji liniowej Pearsona; a, b – doświadczenie w Jankach; c, d,<br />

c, d on Laszczki experiment.<br />

doświadczenie w Laszczkach<br />

Wraz Fig. 1. z upływem Changes of lat mean i zakwaszeniem from fertilization gleby objects istotnie of zmniejszała experiment pH-KCl się natomiast values zawartość as well as cynku content<br />

w roślinności of manganese z doświadczenia (Mn) and L, zinc które (Zn) nie in było herbage nawiezione with a lapse tym of mikroskładnikiem years; trend lines, (r coefficients<br />

Zn x lata =<br />

of Peaeson´s linear correlation; a, b on Janki experiment; c, d on Laszczki experiment<br />

-0,59*, r Zn x pH = 0,60*) (rys. 1 b i d). Częściowo odmienny obraz ukazuje się przy<br />

rozpatrywaniu wymienionych współzależności w odniesieniu do poszczególnych obiektów<br />

228<br />

nawozowych doświadczeń. Poza jednym przypadkiem obiektu nawozowego Ca 2 N 1 w<br />

doświadczeniu L, w pozostałych udowodniono postępujące z latami zakwaszenie gleby

Zawartość manganu i cynku w roślinności użytku zielonego na tle zmian kwasowości...<br />

Tabela 2. Współzależność między zawartością manganu (Mn) i cynku (Zn) w roślinności łąkowej<br />

i upływem lat oraz odczynem gleby (pH-KCl) z wybranych obiektów nawozowych doświadczeń<br />

łąkowych w Jankach (1982–2007) i Laszczkach (1983–2003)<br />

Table 2. Correlation between the content of manganese (Mn) and zinc (Zn) in herbage and<br />

a lapse of years as well as between soil pH (pH-KCl) from selected fertilization objects<br />

of grassland experiments in Janki (1982–2007) and Laszczki (1983–2003)<br />

Doświadczenie<br />

Janki<br />

Laszczki<br />

Obiekt nawozowy<br />

Współczynniki korelacji Pearsona<br />

lata<br />

pH<br />

Ca 0<br />

N 1<br />

Mn 0,54 -0,41<br />

lata – -0,94***<br />

Zn -0,27 0,14<br />

Ca 0<br />

N 2<br />

Mn 0,34 -0,33<br />

lata – -0,91***<br />

Zn -0,27 0,14i<br />

Ca 2<br />

N 1<br />

Mn 0,34i -0,33<br />

lata – -0,91***<br />

Zn -0,22 -0,02<br />

Ca 2<br />

N 2<br />

Mn 0,49 -0,60*<br />

lata – -0,90***<br />

Zn -0,03 -0,29<br />

Ca 0<br />

N 1<br />

Mn -0,14 0,30<br />

lata – -0,63*<br />

Zn -0,63* 0,64*<br />

Ca 0<br />

N 2<br />

Mn -0,28 0,03<br />

lata – -0,77**<br />

Zn -0,71* 0,54<br />

Ca 2<br />

N 1<br />

Mn 0,54 0,09<br />

lata – 0,39<br />

Zn -0,31 0,23<br />

Ca 2<br />

N 2<br />

Mn 0,46 -0,42<br />

lata – -0,86***<br />

Zn -0,48 0,46<br />

Objaśnienia: Ca 0<br />

– obiekty niewapnowane, Ca 1<br />

i Ca 2<br />

obiekty wapnowane w 1981/82 r., N 1<br />

, N 2<br />

– obiekty<br />

nawożone azotem w ilości 120 kg N·kg -1 i 2<strong>40</strong> kg N·kg -1 ; * – istotność przy a=0,05, ** – istotność przy<br />

a=0,01; *** – istotność przy a=0,001.<br />

W warunkach doświadczenia J można by obserwować dodatnią tendencję tej zależności<br />

ze względu na dodatnie wartości współczynników korelacji. W warunkach natomiast<br />

niewapnowanych obiektów nawozowych w doświadczeniu L ujemne wartości „r” mogłyby<br />

wskazywać na tendencję ubożenia roślinności, jeżeli chodzi o cynk wraz z upływem lat, co<br />

udowodniono na przykładzie średnich z obiektów (tab. 2, rys. 1 d). Istotnie większe zawartości<br />

Mn w roślinności wraz z zakwaszeniem gleby, postępującym z upływem lat, wykazano<br />

tylko na obiekcie wapnowanym Ca 2<br />

N 2<br />

w warunkach doświadczenia J (r = -0,60*), a istotny<br />

wpływ zakwaszenia gleby zubożający roślinność w Zn stwierdzono na niewapnowanym<br />

obiekcie Ca 0<br />

N 1<br />

doświadczenia L, nienawożonego tym mikropierwiastkiem (tab. 2).<br />

229

Barbara Sapek<br />

3.3. Wpływ jednorazowego nawiezienia manganem i cynkiem na zawartość tych<br />

mikroskładników w roślinności i ich współzależność z odczynem gleby<br />

Zmiany średnich zawartości manganu i cynku w roślinności oraz zmiany pH gleby i ich<br />

współzależność w wieloleciu omawiane w poprzednich rozdziałach pracy, obejmują lata,<br />

w których zawartość manganu i cynku znacznie się zwiększyła po nawiezieniu jesienią<br />

1990 r. gleby w obu doświadczeniach manganem oraz doświadczenia J – cynkiem. Zawartości<br />

po nawiezieniu przekraczały wartości przyjęte jako wysokie, tj. 200 mg Mn·kg -1 s.m.<br />

oraz 50 mg Zn·kg -1 s.m. [Falkowski i in. 2000], zwłaszcza w słabo zbuforowanej glebie w doświadczeniu<br />

J. Nasuwa się pytanie, czy to działanie nie miało wpływu na wykazaną współzależność<br />

tych mikroskładników i odczynu gleby.<br />

Do porównania badanych zależności w okresie przed zastosowaniem mikronawozów<br />

(lata 1982–1990) wybrano obiekty:<br />

● nawożone większą dawką azotu (N 2<br />

), mając na uwadze jej silniejsze działanie zakwaszające,<br />

● niewapnowane (Ca 0<br />

N 2<br />

)<br />

oraz<br />

● wapnowane dawką według 2Hh (Ca 2<br />

N 2<br />

).<br />

W wymienionych latach zawartość manganu w roślinności z doświadczenia J średnio<br />

nie przekraczała zawartości 182 mg·kg -1 , a cynku 53,9 mg·kg -1 na obiekcie Ca 0<br />

N 2<br />

.<br />

Zawartości manganu z obiektu Ca 2<br />

N 2<br />

nie były większe od 109,7 mg·kg -1 , a cynku od<br />

39,8 mg·kg -1 . W tym czasie (lata 1983–1990) największe zawartości manganu w roślinności<br />

z obiektu niewapnowanego w doświadczeniu L wynosiły 138 mg·kg -1 , a z wapnowanego<br />

42 mg·kg -1 . Skrajne zawartości cynku wynosiły odpowiednio – 52,0 mg·kg -1 i 45,5 (rys. 2).<br />

W wymienionym okresie (lata 1982–1990), statystycznie istotne zwiększenie zakwaszenia<br />

wraz z upływem lat stwierdzono tylko w niewapnowanej glebie obu doświadczeń<br />

(r lata x pH<br />

= -0,91*** i -0,77*). Mimo tendencji zmniejszania zawartości manganu w tych latach<br />

(linie trendu) takiej zależności nie udowodniono statystycznie. Również nie wykazano istotnej<br />

współzależności między pH gleby, a zawartością manganu i cynku w roślinności zarówno,<br />

z obiektów niewapnowanych , jak i wapnowanych (rys.2).<br />

Ocenę przebiegu badanych zmian i zależności dotyczących zawartości manganu i cynku<br />

w roślinności od upływu lat, na tle pH gleby w okresie po zastosowaniu mikronawozów,<br />

wykonano na przykładzie średnich wartości wyników z obiektów niewapnowanych (Ca 0<br />

)<br />

oraz wapnowanych dawką według 1Hh (Ca 1<br />

) i 2Hh (Ca 2<br />

), bez różnicowania dawki azotu<br />

(rys.3, tab.3). Zwiększenie zawartości manganu w roślinności po jednorazowym nawiezieniu<br />

tym mikroskładnikiem obserwowano w zasadzie w dwóch pierwszych latach na obydwóch<br />

doświadczeniach. Znaczne zróżnicowanie tego mikroskładnika w rozpatrywanym<br />

okresie, zarówno w warunkach gleby niewapnowanej, jak i wapnowanej, obserwowano na<br />

ubogiej w C org. i części ilastej gleby z doświadczenia J (rys. 3 a).<br />

230

(r lata x pH = -0,91*** i -0,77*). Mimo tendencji zmniejszania zawartości manganu w tych<br />

Zawartość manganu i cynku w roślinności użytku zielonego na tle zmian kwasowości...<br />

latach (linie trendu) takiej zależności nie udowodniono statystycznie. Również nie wykazano<br />

istotnej współzależności miedzy pH gleby, a zawartością manganu i cynku w roślinności<br />

zarówno, z obiektów niewapnowanych , jak i wapnowanych (rys.2).<br />

a<br />

Z aw arto s ć M n , Z n , m g .kg -1<br />

r (lata x Mn= -0,57; r (lata x Zn) = -0,23,<br />

r (lata x pH) = -0,91***, r (Mn x pH) = 0,66,<br />

r (Zn x pH) = -0,05<br />

250<br />

Ca0N2<br />

200<br />

150<br />

100<br />

50<br />

0<br />

1982 1983 1984 1985 1986 1988 1990<br />

Lata<br />

Mn Zn pH<br />

Liniowy (pH) Liniowy (Mn) Liniowy (Zn)<br />

8<br />

7<br />

6<br />

5<br />

4<br />

3<br />

2<br />

1<br />

0<br />

p H -K C l<br />

b<br />

Z aw arto s ć M n , Z n , m g .kg -1<br />

r (lata x Mn= 0,60; r (lata x Zn) = -0,30,<br />

r (lata x pH) = 0,32, r (Mn x pH) = 0,67,<br />

r (Zn x pH) = -0,62<br />

250<br />

200<br />

150<br />

100<br />

50<br />

0<br />

1982 1983 1984 1985 1986 1988 1990<br />

Mn<br />

pH-KCl<br />

Liniowy (Mn)<br />

Lata<br />

Ca2N2<br />

8<br />

7<br />

6<br />

5<br />

4<br />

3<br />

2<br />

1<br />

0<br />

Zn<br />

Liniowy (pH-KCl)<br />

Liniowy (Zn)<br />

p H -K C l<br />

c<br />

Z aw arto ść M n , Z n , m g .kg-1<br />

r (lata x Mn= -0,52; r (lata x Zn) = -0,21,<br />

r (lata x pH) = -0,77*, r (Mn x pH) = 0,13,<br />

r (Zn x pH) = -0,21<br />

1<strong>40</strong><br />

120<br />

100<br />

Ca0N2<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

1983 1984 1985 1986 1988 1990<br />

Mn<br />

pH-KCl<br />

Liniowy (Mn)<br />

Lata<br />

Zn<br />

Liniowy (pH-KCl)<br />

Liniowy (Zn)<br />

8<br />

7<br />

6<br />

5<br />

4<br />

3<br />

2<br />

1<br />

0<br />

p H -K C l<br />

Rys. (Ca 0 N 2 2. ) i Zmiany wapnowanych średniej (Ca 2 N 2 ) zawartości obiektach doświadczenia manganu w (Mn) Jankach i cynku (a, b,) i (Zn) Laszczkach w roślinności (c, d) w latach łąkowej poprzedzających oraz pH<br />

nawiezienie mikroskładnikami, linie trendu zmian; współczynniki korelacji liniowej Pearsona.<br />

gleby na niewapnowanych (Ca 0<br />

N 2<br />

) i wapnowanych (Ca 2<br />

N 2<br />

) obiektach doświadczenia<br />

Fig.2. Changes w Jankach of mean (a, content b,) of i Laszczkach manganese (Mn) (c, and d) zinc w latach (Zn) in herbage poprzedzających as well as soil nawiezienie pH-KCl on not limed mikroskład-<br />

(Ca 0 N 2 )<br />

and limed nikami, (Ca 2 N 2 ) objects linie trendu on Janki zmian; (a, b) and współczynniki Laszczki (c, d) experiment korelacji in liniowej the years Pearsona<br />

before fertilization with microelements;<br />

Fig. trend 2. lines, Changes coefficients of of mean Peaeson´s content linear correlation of manganese (Mn) and zinc (Zn) in herbage as well as soil<br />

pH-KCl on not limed (Ca 0<br />

N 2<br />

) and limed (Ca 2<br />

N 2<br />

) objects on Janki (a, b) and Laszczki (c, d)<br />

experiment in the years before fertilization with microelements; trend lines, coefficients of<br />

Peaeson´s linear correlation<br />

d<br />

Z aw arto ść, M n Z n , m g .kg -1 s.m.<br />

1<strong>40</strong><br />

120<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

r (lata x Mn=-0,21; r (lata x Zn) = -0,216,<br />

r (lata x pH) = -0,57, (Mn x pH) = - 0,63,<br />

r (Zn x pH) = 0,62<br />

0<br />

1983 1984 1985 1986 1988 1990<br />

Mn<br />

pH-KCl<br />

Liniowy (Mn)<br />

Lata<br />

Ca2N2<br />

8<br />

7<br />

6<br />

5<br />

p H -K C l<br />

4<br />

3<br />

2<br />

1<br />

0<br />

Zn<br />

Liniowy (pH-KCl)<br />

Liniowy (Zn)<br />

Rys. 2. Zmiany średniej zawartości manganu (Mn) i cynku (Zn) w roślinności łąkowej oraz pH gleby na niewapnowanych<br />

231

doświadczeniach. Znaczne zróżnicowanie tego mikroskładnika w rozpatrywanym okresie,<br />

zarówno w warunkach gleby niewapnowanej, jak i wapnowanej, obserwowano na ubogiej w<br />

Barbara Sapek<br />

Corg i części ilaste glebie z doświadczenia J (rys. 3 a).<br />

a<br />

b<br />

300<br />

250<br />

200<br />

150<br />

100<br />

50<br />

0<br />

1990<br />

1991<br />

1992<br />

1994<br />

1996<br />

1998<br />

2000<br />

2002<br />

2004<br />

2007<br />

1990<br />

1991<br />

1992<br />

1994<br />

1996<br />

1998<br />

2000<br />

2002<br />

2003<br />

Z aw arto sć M n , m g .kg -1 s.m .<br />

Ca0 Ca1 Ca2<br />

70<br />

60<br />

50<br />

<strong>40</strong><br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

1990<br />

1991<br />

1992<br />

1994<br />

1996<br />

1998<br />

2000<br />

2002<br />

2004<br />

2007<br />

1990<br />

1991<br />

1992<br />

1994<br />

1996<br />

1998<br />

2000<br />

2002<br />

2003<br />

Zaw arto sć Z n , m g.kg -1<br />

Ca0 Ca1 Ca2<br />

Janki<br />

Laszczki<br />

Lata; doświadczenia<br />

Janki<br />

Laszczki<br />

Lata; doświadczenia<br />

Rys. 3. Zmiany zawartości manganu (Mn, a) i cynku (Zn, b) w roślinności łąkowej obiektów niewapnowanych (Ca0) i<br />

wapnowanych Rys. 3. Zmiany (Ca1, Ca2) zawartości na doświadczeniu manganu w Jankach (Mn, a) (lata i cynku 1991–2007) (Zn, i b) w w Laszczkach roślinności (1991–2003) łąkowej po obiektów jednorazowym niewapnowanych<br />

tymi mikroskładnikami; (Ca0) doświadczenie i wapnowanych L nienawiezione (Ca1, cynkiem Ca2) na doświadczeniu w Jankach (lata<br />

nawiezieniu<br />

Fig.3. Changes 1991–2007) of mean content i w of manganese Laszczkach (Mn,(1991–2003) a) and zinc (Zn, b) po in jednorazowym herbage from not limed nawiezieniu (Ca 0 ) and limed tymi (Ca mikroskładnikami;<br />

(1991–2007) doświadczenie and Laszczki (1991–2003) L nienawiezione experiment cynkiem after single fertilization with such micronutrients;<br />

1, Ca 2 )<br />

objects on Janki<br />

Laszczki Fig. 3. experiment Changes not of fertilized mean with content zinc of manganese (Mn, a) and zinc (Zn, b) in herbage from not<br />

limed (Ca 0<br />

) and limed (Ca 1,<br />

Ca 2<br />

) objects on Janki (1991–2007) and Laszczki (1991–2003)<br />

W warunkach tego doświadczenia stwierdzono również zróżnicowane, zwiększenie,<br />

experiment after single fertilization with such micronutrients; Laszczki experiment not fertilized<br />

with zinc<br />

zawartości manganu w roślinności po nawiezieniu cynkiem w kolejnych sześciu latach.<br />

Zawartość cynku w roślinności z doświadczenia nienawożonego tym mikroskładnikiem była<br />

względnie W warunkach stabilna w tego kolejnych doświadczenia latach, co stwierdzono potwierdzają również nieistotne zróżnicowane, współczynniki zwiększenie, korelacji<br />

Pearsona zawartości w wyróżnionych manganu w roślinności trzech grupach po nawiezieniu obiektów, cynkiem znacząco w różniących kolejnych sześciu się pod latach. względem Zawartość<br />

cynku w roślinności z doświadczenia nienawożonego tym mikroskładnikiem była<br />

pH gleby. Ujemna wartość bezwzględna współczynników jednak wskazywałaby tendencję<br />

względnie stabilna w kolejnych latach, co potwierdzają nieistotne współczynniki korelacji<br />

zubażania<br />

Pearsona<br />

roślinności<br />

w wyróżnionych<br />

w cynk<br />

trzech<br />

wraz<br />

grupach<br />

z upływem<br />

obiektów,<br />

lat<br />

znacząco<br />

(rys. 3 b,<br />

różniących<br />

tab. 3). W<br />

się<br />

warunkach<br />

pod względem<br />

pH gleby. cynkiem Ujemna doświadczenia wartość bezwzględna J ten kierunek współczynników zmian jest statystycznie jednak wskazywałaby udowodniony ten-<br />

nawiezionego<br />

dencję zubażania roślinności w cynk wraz z upływem lat (rys. 3 b, tab. 3). W warunkach nawiezionego<br />

cynkiem doświadczenia J ten kierunek zmian jest statystycznie udowodniony<br />

zarówno na glebie obiektów niewapnowanych, jak i wapnowanych. Zwrócenia uwagi wymaga<br />

jednak silniejsze zakwaszenie gleby wszystkich obiektów doświadczenia w omawianym<br />

okresie badań. Być może jest ono przyczyną znacznego zróżnicowania zawartości Mn<br />

w roślinności nawiezionej tym mikroskładnikiem w latach badań i dlatego braku udowodnionej<br />

współzależności między tymi wielkościami (tab. 3). W doświadczeniu L, o glebie bardziej<br />

zwięzłej i zasobniejszej w C org., wykazano istotne zubożenie roślinności w mangan<br />

wraz z zakwaszeniem gleby, w warunkach zarówno bardzo kwaśnego (r (lata x Mn)<br />

= -0,70*), jak<br />

i lekko kwaśnego odczynu (r (lata x Mn)<br />

= -0,65*) gleby (tab. 3).<br />

232

Zawartość manganu i cynku w roślinności użytku zielonego na tle zmian kwasowości...<br />

Tabela 3. Współzależność między zawartością manganu (Mn) i cynku (Zn) w roślinności łąkowej<br />

i upływem lat od jednorazowego nawiezienia tymi mikroskładnikami doświadczeń łąkowych<br />

w Jankach (1991–2007) i Laszczkach (1991–2003) na tle wpływu wapnowania<br />

Table 3. Correlation between the content of manganese (Mn) and zinc (Zn) in herbage and<br />

a lapse of years from single fertilization of grassland experiments in Janki (1991–2007)<br />

and Laszczki (1991–2003) with microelements on the background of liming effect<br />

Doświadczenia (mikronawóz)<br />

Janki (Mn, Zn)<br />

Laszczki (Mn)<br />

Obiekt<br />

nawozowy<br />

pH KCl<br />

Współczynniki korelacji Pearsona<br />

lata x Mn; lata x Zn;<br />

Ca 0<br />

3,7 -0,14 -0,83**<br />

Ca 1<br />

4,5 -0,31 -0,83**<br />

Ca 2<br />

5,2 -0,14 -0,76*<br />

Ca 0<br />

3,8 -0,70* -0,16<br />

Ca 1<br />

4,9 -0,59 -0,28<br />

Ca 2<br />

6,4 -0.65* -0,18<br />

Objaśnienia: Ca 0<br />

– obiekty niewapnowane, Ca 1<br />

i Ca 2<br />

obiekty wapnowane w 1981/82 r.; Ca 0<br />

– not limed<br />

objects, Ca 1<br />

and Ca 2<br />

, – limed objects in 1981/82 r.<br />

4. Dyskusja i podsumowanie<br />

Omawiane w pracy metale – mikroelementy – różnią się właściwościami chemicznymi,<br />

czego skutkiem jest odmienne ich zachowanie w środowisku glebowym i dostępność<br />

dla roślin, od której zależy ich zawartość w roślinności. Dostępność zarówno manganu, jak<br />

i cynku zależy od pH gleby. Kwaśny odczyn sprzyja ich pobieraniu przez rośliny, bliski obojętnemu<br />

natomiast, zwłaszcza w glebach wapnowanych, może powodować niedobory tych<br />

mikropierwiastków. Swoistość manganu w porównaniu do cynku wynika z możliwości występowania<br />

jonów tego metalu w różnym stopniu utlenienia (w glebie głównie Mn 2+ , Mn 3+ .<br />

Mn 4+ ), o czym decydują warunki redukcyjno-oksydacyjne, zależne między innymi od uwilgotnienia,<br />

odczynu i zawartości materii organicznej. Zmienność tych warunków będzie skutkowała<br />

zróżnicowaniem pobierania manganu i w konsekwencji zawartości Mn w roślinach<br />

[Duĉiĉ, Polle 2005, Laser 2007, Ruszkowska 1976].<br />

Stwierdzone zmiany zawartości badanych mikroskładników w roślinności łąkowej prezentowanych<br />

w pracy doświadczeń w wieloleciu były skutkiem zmian odczynu gleby, spowodowanych<br />

zwapnowaniem gleb, a także wykazanym, bez względu na odczyn gleby, postępującym<br />

jej zakwaszeniem w miarę upływu lat badań. Na podstawie średnich wartości<br />

wielolecia, tj. okresu 20–25 lat, udowodniono statystycznie, w warunkach obydwóch doświadczeń,<br />

że w miarę zakwaszenia gleby zwiększała się zawartość manganu i cynku w roślinności<br />

łąkowej, co jest zgodne z cytowanymi wyżej wcześniejszymi publikacjami w tym<br />

zakresie.<br />

Przebieg zmian uśrednionych wartości pH gleby oraz zawartości manganu i cynku w roślinności<br />

(średnie z wszystkich obiektów) i ich współzależność wraz z upływem lat wykazały<br />

233

Barbara Sapek<br />

wpływ na te zmiany właściwości gleby. Istotne zwiększenie zawartości manganu w roślinności<br />

wraz ze zmniejszeniem pH gleby oraz upływem lat stwierdzono tylko w glebie ubogiej<br />

w C org. i części ilaste oraz mniej uwilgotnionej. Większa buforowość bardziej zwięzłej gleby,<br />

zasobnej w materię organiczną, przeciwdziałała powyższym zmianom w odniesieniu do<br />

manganu, którym te gleby jednorazowo nawieziono. Jednakże na opisanej glebie, lecz nienawiezionej<br />

cynkiem, jego zawartość w roślinności istotnie zmniejszała się wraz z upływem<br />

lat i postępującym zakwaszeniem.<br />

Blake i Goulding [2002] oraz Laser [2007] w swych badaniach zwrócili uwagę na możliwość<br />

różnic we wpływie zmian odczynu gleby na zawartość mikroskładników, w tym manganu<br />

i cynku w roślinności łąkowej. Laser [2007], a także Malhi i in. [1998] wykazali między<br />

innymi istotny, zmniejszający zawartość manganu wpływ zwiększenia się wartości pH w wyniku<br />

wapnowania w warunkach bardzo kwaśnej gleby. Wpływ ten w odniesieniu do cynku<br />

nie był tak wyraźny, a Malhi i in. [1998] stwierdzili brak zmniejszenia jego zawartości w sianie<br />

łąkowym po wapnowaniu, zwiększenie natomiast zawartości obu mikropierwiastków po<br />

nawożeniu azotem.<br />

Wykazana w niniejszej pracy znacznie większa, w porównaniu z cynkiem zmienność<br />

zawartości manganu w roślinności łąkowej w badanym wieloleciu wynika z silnej podatności<br />

tego pierwiastka na zmiany warunków redox i obecność w glebie jego form przy różnym<br />

stopniu utlenienia, zwłaszcza po wzbogaceniu nim gleby o słabej zdolności buforowej.<br />

Wprowadzenie bowiem do układu gleba–roślina oraz nadmierne pobieranie przez rośliny<br />

pierwiastków „czułych” na zmiany warunków redukcyjno-oksydacyjnych, jakim jest mangan<br />

powoduje naruszenie równowagi tych warunków w układzie [Duĉiĉ, Polle 2005].<br />

Z badań Lasera [2007] wynika również, że nie jest dostatecznie wyjaśnione czy od zasobności<br />

gleby w mikropierwiastki może zależeć reakcja roślinności na zakwaszenie gleby<br />

oraz zmiany odczynu w wyniku jej wapnowania. Wyniki prezentowane w niniejszej pracy<br />

wskazywałyby na taki wpływ, zależność ta bowiem wykazana w latach poprzedzających<br />

nawiezienie gleby manganem i cynkiem, a zwłaszcza manganem jest odmienna w porównaniu<br />

z okresem po zastosowaniu mikronawozów. W pierwszym z wymienionych okresów<br />

(lata 1982/83–1990), nie wykazano istotnej zależności między zawartością manganu, także<br />

cynku, w roślinności łąkowej i pH gleby. W drugim okresie zmniejszeniu kwasowości towarzyszyło<br />

istotne zmniejszenie zawartości manganu w roślinności na glebie bardziej zwięzłej<br />

i zasobnej w C org., zarówno w warunkach bardzo kwaśnego odczynu niewapnowanej<br />

gleby, jak i słabo kwaśnego, bliskiego obojętnemu odczynu gleby wapnowanej. Być może<br />

ochronnie zadziałał tutaj również kompleksujący wpływ materii organicznej [Blake, Goulding<br />

2002]. Na glebie słabiej buforowanej i o niekorzystnych warunkach wilgotnościowych<br />

zmniejszenie kwasowości, w tym również wapnowanie, skutkowało istotnym zmniejszeniem<br />

zawartości cynku w roślinności.<br />

Nawiezienie gleb z prezentowanych w pracy doświadczeń manganem i cynkiem można<br />

porównać do jednorazowego jej zanieczyszczenia badanymi metalami. W takich warun-<br />

234

Zawartość manganu i cynku w roślinności użytku zielonego na tle zmian kwasowości...<br />

kach, w zależności od właściwości fizykochemicznych oraz wilgotnościowych gleby, a także<br />

wielkości jej zanieczyszczenia tymi metalami, można się spodziewać braku istotnego wpływu<br />

zakwaszenia gleby, zwiększającego zawartość manganu i cynku w roślinności łąkowej,<br />

a także działania wapnowania, zmniejszającego zawartość tych mikroskładników w roślinności<br />

łąkowej.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Blake L., Goulding K.W.T. 2002. Effect of atmospheric deposition, soil pH and acidification<br />

on heavy metal contents in soils and vegetation of semi-natural ecosystems at Rothamsted<br />

Experimental Station, UK. Plant and Soil, v. 2<strong>40</strong>, 2: 235–251(17).<br />

Duĉiĉ T., Polle A. 2005. Transport and detoxification of manganese and copper In plants.<br />

Braz. J. Plant Physiol. 17(1): 103–112.<br />

Falkowski M., Kukułka I., Kozłowski S. 2000. Właściwości chemiczne roślin łąkowych.<br />

Poznań: Wydaw. AR: 132.<br />

Laser H. 2007. Effect of liming and nitrogen application on the trace element concentration<br />

of pastures in low mountain range. Plant Soil Environ. 53(6): 258–266.<br />

Malhi S.S., Nyborg M., Harapiak J.T. 1998. Effect of long-term N fertilizer-induced<br />

acidification and liming on micronutrients in soil and in bromegrass hay. Soil and Tillage<br />

Research v. 48, 1–2: 91–101.<br />

Ruszkowska M. 1976. Mikroelementy. W: Fizjologia mineralnego żywienia roślin. A. Nowotny-Mieczyńska<br />

(red.) PWRiL, Warszawa: 361–448.<br />

Sapek A. 1979. Metody analizy chemicznej roślinności łąkowej, gleby i wody. Część 1,<br />

IMUZ, Falenty: 55.<br />

Sapek B. 1993. Studia nad wapnowaniem trwałego użytku zielonego na glebie mineralnej.<br />

Roz. Habit.: IMUZ, Falenty: 93.<br />

Sapek B. 2006. Przedmowa. Woda – Środowisko – Obszary Wiejskie 6; z. specjalny (17):<br />

5–6.<br />

235

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Jolanta Domańska*<br />

ZAWARTOŚĆ I POBRANIE NIKLU PRZEZ ROŚLINY PRZY<br />

ZRÓŻNICOWANYM pH GLEB NATURALNYCH ORAZ<br />

ZANIECZYSZCZONYCH KADMEM LUB OŁOWIEM<br />

THE CONTENT AND UPTAKE OF Ni BY PLANTS AT DIFFERENTIATED<br />

pH OF NATURAL, AND Cd OR Pb CONTAMINATED SOILS<br />

Słowa kluczowe: nikiel, ołów, kadm, gleba organiczna, gleba mineralna, pH, rzepak jary,<br />

gryka, kupkówka pospolita, pobranie, akumulacja.<br />

Key words: nickel, cadmium, lead, organic soil, mineral soil, pH, spring rape, buckwheat,<br />

orchard grass, uptake, accumulation.<br />

This work presents the results of the pot experiment on accumulation of nickel in the following<br />

plants: spring rape (Brassica napus ssp. oleifera), buckwheat (Fagopyrum esculentum),<br />

and orchard grass (Dactylis glomerata), depending on soil type, pH and Pb or Cd addition.<br />

The study was carried out in model pots filled with mineral or organic soils taken from the<br />

surface soil layer. The soils showed either acidic or neutral reactions. The mineral soil (Haplic<br />

podzols) has a granulometric composition of light loamy sand. The soils were amended<br />

with: 0 mg kg –1 of Cd or Pb (control object); 10 mg·kg –1 of Cd in the form of Cd(NO 3<br />

) 2<br />

; 100<br />

mg·kg –1 of Pb in the form of Pb(NO 3<br />

) 2<br />

. Mineral fertilization in a form of NH 4<br />

NO 3<br />

– 0.10 g N·kg -<br />

1<br />

soil, CaHPO 4<br />

– 0.07 g·P kg -1 soil, KCl – 0.15 g K·kg -1 was applied in all pots. Nickel content<br />

determination in plant samples was made using AAS technique after plant material digestion<br />

in concentrated acids: H 2<br />

SO 4<br />

, HNO 3<br />

and HClO 4<br />

. Particular plant species differed in<br />

Ni concentration in their tissues. Analyzing the control objects the sequence of Ni contents<br />

in plants could be lined up: buckwheat > orchard grass > spring rape. The influence of soil<br />

type on Ni level in plants was not univocally directed. In dicotyledonous plants (spring rape<br />

and buckwheat) growing on mineral soil, the content of Ni was much higher as compared<br />

to plants growing on organic soils. In a case of orchard grass such dependence does not<br />

* Dr Jolanta Domańska – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, Uniwersytet Przyrodniczy<br />

w Lublinie, ul Akademicka 15, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 60 18;<br />

e-mail: jolanta.domanska@up.lublin.pl<br />

236

Zawartość i pobranie niklu przez rośliny przy zróżnicowanym pH gleb naturalnych...<br />

proved. Plants roots accumulated more Ni than shoots. Acidic reaction more favored the<br />

nickel content in plants from objects on organic than mineral soil. Tested plants, regarding<br />

to Ni level taken up from pots could be lined up in a sequence starting from the highest values<br />

to the lowest ones: orchard grass > buckwheat > spring rape. Plants cultivated on mineral<br />

soils uptook much higher amounts of Ni than on organic ones. Acidic reaction of organic<br />

soils favored the decrease of nickel uptake by plants, mainly by diminishing their biomasses.<br />

Cadmium or lead salts applied as chemical contamination to mineral soil in most objects<br />

decreases the contents and the amounts of Ni taken up by plants from pots. The effect of<br />

Cd or Pb addition into organic soils was not clear and depended on metal, soil pH, species<br />

of plants and their organs.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Nikiel (Ni) jest pierwiastkiem o dużej mobilności w środowisku przyrodniczym, układ<br />

gleba – roślina zaś odgrywa istotną rolę w jego obiegu w ekosystemach. Rośliny uprawne<br />

różnią się możliwością przyswajania niklu, chociaż zazwyczaj jest on pobierany łatwo<br />

i w stopniu proporcjonalnym do stężenia w glebie, aż do osiągnięcia poziomu toksycznego.<br />

Nikiel jako mikroelement w śladowych ilościach jest niezbędny dla roślin. Istnieją jednak<br />

duże różnice w fitoakumulacji, a także fitotoksyczności niklu, zależne od gatunku rośliny<br />

[Gambuś 1997b; Spiak 1996], a także formy, w jakiej nikiel występuje w glebie [Spiak<br />

1997]. Duże znaczenie mają też takie właściwości gleby, jak: pH, skład granulometryczny,<br />

zawartość substancji organicznej, a także interakcje pomiędzy niklem i innymi pierwiastkami<br />

śladowymi, np. kadmem (Cd), miedzią (Cu), cynkiem (Zn) [Badora 2002; Kabata-Pendias,<br />

Pendias 1999; Wall 2003]. Problem wzajemnych oddziaływań niklu i innych pierwiastków<br />

jest jednak mniej rozpoznany. Schemat prezentowanych w niniejszej pracy badań daje<br />

taką możliwość, zwłaszcza w odniesieniu do kadmu lub ołowiu wprowadzonych do gleb<br />

jako chemiczne zanieczyszczenie.<br />

Mając na uwadze powyższe aspekty podjęto badania, których celem było określenie<br />

wpływu rodzaju gleby, pH oraz dodatku kadmu lub ołowiu na akumulację niklu w roślinach<br />

uprawnych.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Badania prowadzono w eksperymencie wazonowym, przeprowadzonym na dwóch glebach<br />

organicznych i jednej mineralnej, o zróżnicowanym pH. Roślinami testowymi były:<br />

● rzepak jary (Brassica napus ssp. oleifera Metzg., Sinsk),<br />

● gryka (Fagopyrum esculentum Mnch)<br />

oraz<br />

● kupkówka pospolita (Dactylis glomerata L.).<br />

237

Jolanta Domańska<br />

Materiał glebowy do badań pobrano z 20-centymetrowej warstwy gleby. Glebę organiczną<br />

torfowo-murszową wytworzoną z torfu niskiego, o obojętnym odczynie pobrano<br />

z użytków zielonych przyległych do oczyszczalni ścieków komunalno-przemysłowych Hajdów.<br />

Natomiast glebę kwaśną wytworzoną z torfu wysokiego pobrano z okolic jeziora Łukcze.<br />

Glebę mineralną stanowiła gleba bielicowa kwaśna, wytworzona z piasku gliniastego<br />

lekkiego. Obojętny odczyn tej gleby uzyskano przez dodanie węglanu wapnia, który zastosowano<br />

według 2.0 kwasowości hydrolitycznej.<br />

W próbkach gleb użytych do doświadczenia oznaczono:<br />

● skład granulometryczny metodą areometryczną Casagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego,<br />

● pH potencjometrycznie w 1 mol KCl·dm -3 ,<br />

● zawartość węgla ogółem metodą Tiurina.<br />

W glebie mineralnej oznaczono zawartość przyswajalnego fosforu i potasu metodą<br />

Egnera-Riehma, zawartość przyswajalnego magnezu zaś metodą Schachtschabela. W glebach<br />

organicznych zawartość przyswajalnego fosforu, potasu i magnezu oznaczono w wyciągu<br />

0,5 mol HCl·dm -3 .<br />

Ogólną zawartość niklu, kadmu i ołowiu oznaczono po wcześniejszym trawieniu próbek<br />

glebowych w wodzie królewskiej, zachowując proporcję 3:1, według PN-ISO 11466. Stężenie<br />

metali w przesączach glebowych oznaczono techniką płomieniową, przy użyciu spektrofotometru<br />

absorpcji atomowej. Podstawowe właściwości gleb oraz zawartość metali przedstawiono<br />

w tabeli 1.<br />

Tabela 1. Niektóre właściwości oraz zawartość metali ciężkich w glebach użytych do badań<br />

Table 1. Selected properties and concentration of metals in soils used for the study<br />

Gleba pH KCl<br />

C org.<br />

(g·kg -1 )<br />

Formy<br />

przyswajalne<br />

Zawartość<br />

ogółem<br />

Zawartość (%) frakcji<br />

o średnicy (mm)<br />

P K Mg Ni Pb Cd<br />

(mg·kg -1 ) 1–0,1 0,1–0,2

Zawartość i pobranie niklu przez rośliny przy zróżnicowanym pH gleb naturalnych...<br />

Nawożenie mineralne w postaci NH 4<br />

NO 3<br />

– 0,10 g N·kg -1 gleby, CaHPO 4<br />

– 0,07 g·P kg -1<br />

gleby, KCl – 0,15 g K·kg -1 zastosowano we wszystkich wazonach, rozkładając dawkę azotanu<br />

amonu na dwie równe części – przed wschodami i po wschodach. Kadm i ołów w postaci<br />

soli Cd(NO 3<br />

) 2<br />

oraz, Pb(NO 3<br />

) 2<br />

wprowadzono jednorazowo przedsiewnie w ilości 10 mg<br />

Cd·kg -1 i 100 mg Pb·kg -1 suchej masy gleby. W trakcie doświadczenia utrzymywano wilgotność<br />

gleby mineralnej na poziomie 60% PPW oraz 80% P.W w glebach organicznych,<br />

uzupełniając wazony do stałej masy wodą destylowaną. Rzepak jary oraz grykę zbierano<br />

w fazie dojrzałości pełnej. Zieloną masę kupkówki zebrano trzykrotnie w okresie wegetacji:<br />

17.06, 17.07 oraz 28.08. Korzenie roślin pobrano po zbiorze trzeciego pokosu. Po zbiorze<br />

rośliny suszono w warunkach naturalnych, następnie określono wysokość plonu części<br />

nadziemnych i korzeni.<br />

Oznaczenia zawartości niklu w próbkach roślinnych wykonano metodą ASA, przy użyciu<br />

spektrofotometru Hitachi Z-8200, po wcześniejszym zmineralizowaniu materiału roślinnego<br />

za pomocą stężonych kwasów: siarkowego, azotowego i nadchlorowego.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Czynniki doświadczalne (rodzaj gleby, odczyn, dodatek kadmu lub ołowiu) różnicowały<br />

zawartość niklu w roślinach testowych (tab. 2 i 3). W obiektach niezanieczyszczonych<br />

największą zawartość niklu stwierdzono w gryce, której części wskaźnikowe zawierały<br />

w suchej masie odpowiednio: 0,3–1,5 (części nadziemne) oraz 5,3–183,3 (korzenie) mg<br />

Ni·kg –1 . Mniej niklu zawierała kupkówka. Najmniejsze zawartości niklu (w mg·kg –1 suchej<br />

masy) wystąpiły w pierwszym pokosie tej trawy (0,2–0,9), nieco większe w pokosie drugim<br />

(0,4–1,6) i najwyższe w pokosie trzecim (0,8–2,0). W korzeniach kupkówki zawartości niklu<br />

nie przekraczały 27,4 mg Ni·kg –1 . Najmniejsze ilości niklu wynoszące 0,5–1,3 mg·kg –1<br />

(w częściach nadziemnych) oraz 2,3–17,5 mg·kg –1 (korzenie) stwierdzono w rzepaku.<br />

Części nadziemne badanych roślin, zawierały znacznie mniej niklu, niż ich korzenie.<br />

Odrębność reakcji roślin na działanie metali ciężkich dotyczy nie tylko gatunku i odmiany,<br />

ale także poszczególnych części roślin. Jak podają Antonkiewicz i Jasiewicz [2002] nikiel<br />

należy do grupy pierwiastków dość mobilnych i łatwo pobieranych przez rośliny jednak jego<br />

przemieszczanie się do części nadziemnych jest znacznie utrudnione. Gambuś [1997b]<br />

natomiast wykazał, że wskutek zastosowanej pojedynczej (2 mg Cd, 30 mg Pb i 4 mg Ni)<br />

i potrójnej (6 mg Cd, 90 mg Pb i 12 mg Ni) dawki metali, wzrost koncentracji niklu w gryce<br />

i rzepaku jarym był na ogół podobny w korzeniach i częściach nadziemnych. Według autora<br />

tego typu zależność jest uwarunkowana właściwościami samej rośliny.<br />

Na ogół większą koncentrację niklu wykazywały rośliny uprawiane na glebie mineralnej,<br />

niż na organicznej. Kwaśny odczyn analizowanych gleb wpływał stymulująco na zawartość<br />

niklu, o czym świadczą wyższe ilości tego mikroelementu w roślinach z większości obiektów<br />

z niższą wartością pH w porównaniu z glebą obojętną. Badania wykazały, że w glebach przy<br />

239

Jolanta Domańska<br />

niskim pH siła wiązania niklu przez glebową materię organiczną jest mała, w obojętnych<br />

zaś wiązanie jest bardzo silne [za Badorą 2002]. Niewątpliwie ma to znaczenie w odniesieniu<br />

do bioprzyswajalności niklu w badaniach własnych. Warda [1997] zwraca uwagę, że<br />

istotnym czynnikiem modyfikującym pobranie i zawartość niklu przez rośliny jest typ gleby,<br />

przy czym wpływ ten jest uzależniony od gatunku rośliny. Jak podaje autorka tymotka łąkowa<br />

rosnąca na czarnej ziemi w pierwszym odroście gromadziła więcej niklu (1,16 mg·kg -1 ),<br />

niż w warunkach gleby torfowo-murszowej, gdzie zawartość tego pierwiastka wynosiła<br />

0,24 mg·kg -1 , przeciwnie do zachowania kupkówki pospolitej, u której zawartość niklu pobranego<br />

z gleby torfowo-murszowej kształtowała się na poziomie 1,12 mg·kg -1 , a z czarnej<br />

ziemi 0,56 mg·kg -1 . Wall [2003] natomiast donosi o ścisłej współzależności pomiędzy<br />

składem mechanicznym gleby a fitoprzyswajalnością niklu przez grykę. Autor stwierdził, że<br />

największa koncentracja niklu charakteryzowała rośliny uprawiane na glebach lekkich, najmniejszą<br />

zaś na glebach ciężkich.<br />

Tabela 2. Zawartość Ni w rzepaku jarym i w gryce [mg·kg -1 ]<br />

Table 2. The content of Ni in spring rape and in buckwheat [mg·kg -1 ]<br />

Obiekt<br />

gleba odczyn gleby metal<br />

mineralna<br />

organiczna<br />

Rzepak jary<br />

części<br />

korzenie<br />

nadziemne<br />

Gryka<br />

części<br />

korzenie<br />

nadziemne<br />

0 1,3 7,8 1,5 183,3<br />

kwaśny<br />

Pb 1,3 13,0 1,5 88,9<br />

Cd 1,3 13,0 2,3 12,2<br />

0 1,0 17,5 0,8 37,2<br />

obojętny<br />

Pb 0,3 10,3 0,8 30,8<br />

Cd 0,8 10,0 0,8 13,6<br />

Średnio 1,0 11,9 1,3 61,0<br />

0 0,5 2,3 0,5 6,9<br />

kwaśny<br />

Pb 0,5 1,3 0,3 5,8<br />

Cd 0,8 1,8 1,8 13,9<br />

0 0,5 3,0 0,3 5,3<br />

obojętny<br />

Pb 0,3 1,8 0,3 7,5<br />

Cd 0,0 2,3 0,5 16,9<br />

Średnio 0,4 2,1 0,6 9,4<br />

Wpływ zastosowanych metali na zawartość niklu w tkankach roślin nie był wyraźnie<br />

ukierunkowany i zależał przede wszystkim od gatunku rośliny i analizowanego jej organu,<br />

a w mniejszym stopniu od rodzaju gleby i pH. Najczęściej aplikacja kadmu i ołowiu wpływała<br />

na obniżenie zawartości niklu w roślinach dwuliściennych w największym stopniu w rzepaku<br />

i w gryce (wyłącznie z obiektów na glebie mineralnej) oraz w korzeniach kupkówki pospolitej,<br />

w porównaniu z obiektem kontrolnym. W przypadku rzepaku wyjątek stanowił obiekt<br />

z glebą mineralną kwaśną, w którym zawartość niklu w korzeniach badanej rośliny wzrosła<br />

pod wpływem dodanego do gleby kadmu lub ołowiu, oraz obiekt z aplikacją kadmu na gle-<br />

2<strong>40</strong>

Zawartość i pobranie niklu przez rośliny przy zróżnicowanym pH gleb naturalnych...<br />

bie organicznej kwaśnej, w którym stwierdzono wyższą zawartość niklu w częściach nadziemnych<br />

tej rośliny. Kadm wywierał stymulujący wpływ na zawartość niklu w gryce (zarówno<br />

w części nadziemnej, jak i w korzeniach) we wszystkich obiektach na glebach organicznych<br />

oraz w obiekcie na glebie mineralnej kwaśnej w stosunku do części nadziemnych tej<br />

rośliny.<br />

Tabela 3. Zawartość Ni w kupkówce pospolitej [mg·kg -1 ]<br />

Table 3. The content of Ni in orchard grass [mg·kg -1 ]<br />

gleba<br />

mineralna<br />

organiczna<br />

Obiekt<br />

odczyn gleby<br />

metal<br />

l<br />

Kupkówka pospolita<br />

części nadziemne<br />

I pokos II pokos III pokos<br />

korzenie<br />

0 0,9 0,9 1,7 27,4<br />

kwaśny<br />

Pb 1,0 0,6 1,2 22,0<br />

Cd 0,6 0,6 0,5 28,0<br />

0 0,4 0,5 2,0 27,0<br />

obojętny<br />

Pb 0,5 0,8 2,0 21,0<br />

Cd 1,1 0,5 2,6 26,0<br />

Średnio 0,8 0,7 1,7 25,2<br />

0 0,2 1,6 2,0 5,3<br />

kwaśny<br />

Pb 0,4 1,3 2,0 5,3<br />

Cd 0,2 1,8 2,6 2,2<br />

0 0,2 0,4 0,8 9,0<br />

obojętny<br />

Pb 0,2 0,7 0,6 4,9<br />

Cd 0,3 0,5 0,5 3,7<br />

Średnio 0,3 1,1 1,4 5,1<br />

W korzeniach kupkówki jedynie na glebie mineralnej kwaśnej pod wpływem kadmu lub<br />

ołowiu wzrosła zawartość niklu w tej części wskaźnikowej w porównaniu z kontrolą, podczas<br />

gdy w pozostałych obiektach uległa zmniejszeniu. Części nadziemne z poszczególnych<br />

pokosów kupkówki pod wpływem Cd lub Pb wykazywały bardzo zróżnicowaną zawartość<br />

Ni.<br />

Stymulujący wpływ ołowiu na zawartość niklu w gryce stwierdzono tylko w jednym<br />

obiekcie, tj. na glebie organicznej obojętnej. Biorąc pod uwagę części nadziemne tej rośliny<br />

w trzech spośród czterech obiektów zawartość niklu w obiekcie z dodatkiem ołowiu była<br />

taka sama jak w kontroli.<br />

Ilości niklu pobranego przez rzepak jary, grykę i kupkówkę z wazonu zależały od wielkości<br />

plonu i zawartości niklu w suchej masie roślin (tab. 4 i 5). Największe ilości Ni z wazonu<br />

pobrała kupkówka, mniejsze gryka, najmniejsze zaś rzepak jary. Analizując badane rośliny<br />

dwuliścienne (rzepak, gryka), stwierdzono, że nikiel kumulował się w większym stopniu<br />

w korzeniach, niż w ich częściach nadziemnych. Wyniesienie niklu z plonem części nadziemnych<br />

kupkówki (suma trzech pokosów) było natomiast większe, niż całkowite pobranie<br />

niklu przez korzenie tej trawy.<br />

241

Jolanta Domańska<br />

Tabela 4. Pobranie Ni przez rzepak jary i grykę [mg/wazon]<br />

Table 4. Uptake of Ni by spring rape and buckwheat [mg/pot]<br />

Obiekt<br />

Rzepak jary<br />

Gryka<br />

gleba odczyn gleby metal<br />

części<br />

nadziemne korzenie suma części<br />

nadziemne<br />

korzenie suma<br />

0 19 20 39 14 244 258<br />

kwaśny Pb 17 30 47 17 145 161<br />

Cd 13 23 36 14 5 18<br />

mineralna<br />

0 19 77 95 12 47 58<br />

obojętny Pb 6 44 50 12 <strong>40</strong> 52<br />

Cd 15 42 57 9 9 19<br />

Średnio 15 39 54 13 82 94<br />

organiczna<br />

0 3 5 8 4 4 7<br />

kwaśny Pb 3 3 6 2 3 5<br />

Cd 5 4 9 12 8 20<br />

0 8 8 16 6 9 15<br />

obojętny Pb 4 5 9 6 16 22<br />

Cd 0 7 7 10 35 45<br />

Średnio 4 5 9 7 13 19<br />

Większe niż z gleb organicznych ilości niklu (od 2- do 8-krotnie więcej) pobrały rośliny<br />

z gleby mineralnej. Wpłynęły na to zarówno większa zawartość niklu w roślinach oraz większa<br />

ilości biomasy uzyskane z wazonów na tej glebie. Zastosowane wapnowanie gleby mineralnej<br />

kwaśnej w dawce równoważnej 2 Hh spowodowało, że w większości obiektów nastąpiło<br />

obniżenie poziomu pobrania badanego metalu.<br />

Porównując ilości pobranego pierwiastka przez rośliny na glebach organicznych, tj. na<br />

glebie wytworzonej z torfu niskiego (gleba obojętna) i na glebie wytworzonej z torfu wysokiego<br />

(gleba kwaśna) stwierdza się odwrotną zależność niż na glebie mineralnej. Większe<br />

pobranie niklu na glebie organicznej obojętnej może wynikać z ogólnie wyższej jej żyzności,<br />

wyrażającej się znacznie większą biomasą roślin z tych obiektów. Na pobranie niklu<br />

wpływała też jego zawartość w glebie, w tym wypadku wyższa niż w pozostałych glebach.<br />

Dane literaturowe potwierdzają istnienie korelacji między ogólną ilością niklu w glebie<br />

a jego koncentracją w roślinach [Kabata-Pendias, Pendias 1999].<br />

Ponadto mniejsza zawartość materii organicznej odgrywała mniejszą rolę w ograniczaniu<br />

bioprzyswajalności niklu, w porównaniu z glebą kwaśną. Na poziom pobrania niklu<br />

z gleby organicznej wytworzonej z torfu wysokiego negatywnie wpływało natomiast jej<br />

pH, głównie poprzez ograniczenie wzrostu i rozwoju roślin oraz zmniejszenie ich biomasy,<br />

co jeszcze bardziej nasiliło zróżnicowanie pobrania pomiędzy obiektami na glebach organicznych.<br />

Na glebie mineralnej pod wpływem zanieczyszczenia gleb solami kadmu lub ołowiu<br />

nastąpiło znacznie zmniejszone, w porównaniu z kontrolą, pobranie niklu przez rośliny testowe<br />

w większości obiektów. Również ograniczający wpływ kadmu (w dawkach wzrasta-<br />

242

Zawartość i pobranie niklu przez rośliny przy zróżnicowanym pH gleb naturalnych...<br />

jących) na pobranie niklu oraz innych pierwiastków przez kostrzewę łąkową uprawianą na<br />

glebie mineralnej alkalicznej stwierdził Antonkiewicz [2007].<br />

Tabela 5. Pobranie Ni przez kupkówkę pospolitą [mg/wazon]<br />

Table 5. Uptake of Ni by orchard grass [mg/pot]<br />

Obiekt<br />

Kupkówka pospolita<br />

gleba<br />

odczyn<br />

części nadziemne (pokosy)<br />

metal<br />

gleby<br />

I II III I-III<br />

korzenie suma<br />

0 47 203 37 287 281 568<br />

kwaśny Pb 39 236 31 305 153 458<br />

mineralna<br />

Cd 37 189 257 483 179 662<br />

0 65 86 8 159 138 297<br />

obojętny Pb 65 96 8 169 124 293<br />

Cd 30 138 15 183 81 264<br />

Średnio 47 158 59 264 159 424<br />

0 25 7 3 35 21 56<br />

kwaśny Pb 24 7 4 36 18 54<br />

organiczna<br />

Cd 22 8 3 33 17 50<br />

0 26 78 61 165 15 180<br />

obojętny Pb 21 65 62 148 12 160<br />

Cd 23 69 75 167 14 181<br />

Średnio 24 39 35 97 16 114<br />

Poziom pobrania niklu wzrósł jedynie w korzeniach rzepaku pod wpływem ołowiu<br />

i w kupkówce pod wpływem kadmu w warunkach odczynu kwaśnego. Zmniejszenie ilości<br />

pobranego niklu na glebie mineralnej zanieczyszczonej kadmem lub ołowiem wynikało<br />

głównie z toksycznego wpływu tych metali na wzrost i rozwój roślin, które reagowały spadkiem<br />

biomasy, zwłaszcza na glebie kwaśnej. Gambuś [1997a] na podstawie przeprowadzonych<br />

badań wazonowych, biorąc pod uwagę spadek plonu pod wpływem badanych metali,<br />

stwierdził, że gryka i rzepak wykazywały średnią wrażliwość na ich toksyczny wpływ, trawy<br />

natomiast zaliczył do roślin najmniej wrażliwych wśród rozpatrywanych gatunków. Również<br />

Widera i in. [1996] badając wpływ różnych dawek ołowiu i kadmu do gleby na wzrost roślin,<br />

stwierdzili dużą odporność traw na toksyczne działanie tych metali.<br />

Odmiennie przedstawiały się poziomy pobrania niklu na glebach organicznych pod wpływem<br />

toksycznego oddziaływania kadmu lub ołowiu. Przede wszystkim nie wystąpiły tak duże<br />

różnice między glebą naturalną i glebą z dodatkiem metali jak w glebie mineralnej. Na glebach<br />

organicznych kadm stymulował pobranie niklu przez grykę, w większości zaś obiektów ograniczał,<br />

w porównaniu z kontrolą pobranie niklu przez rzepak i kupkówkę. W większości obiektów<br />

stwierdzono zmniejszenie pod wpływem Pb pobrania niklu przez rzepak, grykę i kupkówkę.<br />

Ołów wpływał na zmniejszenie poziomu pobrania niklu przez rośliny na glebach organicznych<br />

w większym stopniu niż kadm, choć w przypadku tego metalu nie można stwierdzić wyraźnej<br />

jednoznacznej ujemnej zależności między jego ilością a pobraniem niklu. Z badań Ciarkowskiej<br />

243

Jolanta Domańska<br />

i Gambusia [2004] wynika, że w glebach silnie skażonych kadmem, cynkiem i ołowiem oraz<br />

jednocześnie o dużej zawartości substancji organicznej i obojętnym odczynie, występuje duża<br />

aktywność dehydrogenaz, świadcząca o uwstecznianiu metali i przeprowadzaniu ich w formy<br />

biologicznie nieaktywne. Może to zatem wyjaśniać dlaczego sole kadmu i ołowiu w mniejszym<br />

stopniu determinowały pobranie niklu na glebie organicznej niż w glebie mineralnej.<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Zawartość niklu (średnio) w roślinach testowych zwiększała się w następującym porządku:<br />

gryka < kupkówka < rzepak, podczas gdy pobranie składnika z plonem zwiększało<br />

się w kolejności: rzepak < gryka < kupkówka.<br />

2. Znacznie większą zawartość niklu stwierdzono w roślinach z obiektów na glebie mineralnej<br />

niż na glebach organicznych. Kwaśny odczyn gleb wpływał na zwiększenie zawartości<br />

tego mikroelementu w porównaniu z zawartością na glebach o odczynie obojętnym.<br />

3. Zastosowanie soli kadmu lub ołowiu do gleby mineralnej powodowało najczęściej<br />

zmniejszenie zawartości niklu w roślinach testowych (gryka, rzepak i korzenie kupkówki).<br />

Dodatek kadmu do gleb organicznych wpływał natomiast stymulująco na zawartość<br />

niklu w gryce, zaś jego wpływ na zawartość niklu w kupkówce nie był jednoznaczny.<br />

4. Na glebie mineralnej rośliny pobrały wielokrotnie większe ilości niklu niż na glebach organicznych.<br />

Złożyły się na to zarówno większe zawartości niklu w roślinach, jak i większe<br />

ich biomasy. Kwaśny odczyn gleb pomimo wpływu na zwiększenie zawartości niklu<br />

wpływał negatywnie na jego pobranie przez rośliny. Wynikało to ze znacznie niższego<br />

plonu uzyskanego w warunkach dużego stężenia protonu.<br />

5. Sole kadmu lub ołowiu wprowadzone do gleby mineralnej jako chemiczne zanieczyszczenie<br />

najczęściej ograniczały w porównaniu z kontrolą, pobranie niklu z biomasą roślin<br />

(z wyjątkiem części nadziemnych kupkówki).<br />

6. Na glebach organicznych kadm głównie stymulował pobranie niklu przez grykę,<br />

w większości obiektów zaś ograniczał pobranie przez rzepak i kupkówkę, w porównaniu<br />

z kontrolą. Wpływ ołowiu na pobranie niklu nie był jednoznaczny i zależał od gatunku<br />

rośliny, jej organu oraz pH gleb.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Antonkiewicz J. 2007. Zawartość metali ciężkich w kostrzewie łąkowej uprawianej na<br />

glebie z dodatkiem popiołu i kadmu. IOŚ, Warszawa. Ochrona Środowiska i Zasobów<br />

Naturalnych 31: 302–310.<br />

Antonkiewicz J., Jasiewicz Cz. 2002. Ocena przydatności różnych gatunków roślin<br />

do fitoremediacji gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Acta Sci. Pol., Formatio<br />

Circumiectus 1–2 (1–2): 119–130.<br />

244

Zawartość i pobranie niklu przez rośliny przy zróżnicowanym pH gleb naturalnych...<br />

Badora A. 2002. Wpływ pH na mobilność pierwiastków w glebach. Zesz. Prob. Post. Nauk<br />

Rol. 482: 21–36.<br />

Ciarkowska K., Gambuś F. 2004. Aktywność dehydrogenaz w glebach zanieczyszczonych<br />

metalami ciężkimi w rejonie Olkusza. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 501: 79–85.<br />

Gambuś F. 1997a. Pobieranie metali ciężkich przez różne gatunki roślin uprawnych. Część<br />

I. Wrażliwość roślin na metale ciężkie. Acta Agr. Silv., ser. Agr. 35: 21–29.<br />

Gambuś F. 1997b. Pobieranie metali ciężkich przez różne gatunki roślin uprawnych. Część<br />

II. Akumulacja metali ciężkich przez rośliny. Acta Agr. Silv., ser. Agr. 35: 31–44.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN<br />

Warszawa.<br />

Spiak Z. 1996. Gatunkowa odporność roślin na wysokie stężenie niklu w glebie. Zesz.<br />

Prob. Post. Nauk Rol. 434: 979–984.<br />

Spiak Z. 1997. Wpływ formy chemicznej niklu na pobranie tego pierwiastka przez rośliny.<br />

Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 448a: 311–316.<br />

Wall Ł. 2003. Próba określenia granicy toksyczności niklu dla gryki. Zesz. Prob. Post.<br />

Nauk Rol. 493: 261–268.<br />

Warda M. 1997. Wpływ właściwości gleby na akumulację kadmu i niklu w trawach i roślinach<br />

dwuliściennych wybranych z runi pastwiskowej. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 448a:<br />

347–351.<br />

Widera M., Włodek S., Gediga K. 1996. Wzrost i plonowanie trzech gatunków roślin<br />

w drugim roku po skażeniu gleby ołowiem i kadmem. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln.<br />

434: 915–920.<br />

245

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Irena Burzyńska*<br />

WPŁYW ODCZYNU GLEBY NA WSPÓŁZALEŻNOŚĆ MIĘDZY<br />

ZAWARTOŚCIĄ ROZPUSZCZALNYCH FORM CYNKU W UKŁADZIE:<br />

GLEBA – ROŚLINNOŚĆ ŁĄKOWA<br />

EFFECT OF pH SOIL ON RELATIONSHIP BETWEEN CONTENT OF<br />

SOLUBLE FORMS ZINC IN SOIL AND MEADOW PLANTS<br />

Słowa kluczowe: roślinność łąkowa, wyciąg glebowy 0,01 mol∙dm -3 CaCl 2<br />

, doświadczenia<br />

łąkowe.<br />

Key words: meadow plants, soil extract 0.01 mol∙dm -3 CaCl 2<br />

, meadow experiments.<br />

The study consisted in estimating the effect of pH soil on relationships between content of<br />

soluble forms zinc in soil and meadow plants. Studies were carried out in long-term meadow<br />

experiments in Janki and Laszczki (Masovian Province). Soils meadow experiments<br />

fertilized with different form (AN-ammonium nitrate and CN-calcium nitrate) and two rates<br />

nitrogen (120 and 2<strong>40</strong> kg N∙ha -1 ). It was confirmed that content of soluble firms Zn in soil depended<br />

on soil pH CaCl2<br />

and used nitrogen fertilizer forms (AN and CN). More Zn was in soil<br />

after fertilized with ammonium nitrate and no limed objects than object fertilized with calcium<br />

nitrate and limed. Positive statistically significant correlations between content of soluble<br />

forms Zn in soil and content this element in meadow plants were receive on objects fertilized<br />

with calcium nitrate. Collect Zn by meadow plants was depending on value pH and content<br />

soluble forms Zn in soil and other no studying parameters.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Pobranie mikroelementów przez roślinność zależy m.in. od kwasowości gleby, zawartości<br />

w niej materii organicznej oraz zastosowanego nawożenia [Curyło 1996; Gambuś i in.<br />

2004; Warda, Krzywiec, Ćwintal 1996]. Spośród wymienionych czynników odczyn gleby jest<br />

* Dr inż. Irena Burzyńska – Zakład Chemii Gleby i Wody, <strong>Instytut</strong> Melioracji i Użytków Zielonych<br />

w Falentach, Al. Hrabska 3, Falenty, 05-090 Raszyn; tel.: 22 720 05 31(6), wew. 226 lub 222;<br />

e-mail: i.burzynska@imuz.edu.pl<br />

246

Wpływ odczynu gleby na współzależność między zawartością rozpuszczalnych form cynku...<br />

jednym z najważniejszych czynników, decydujących o rozpuszczalności i dostępności dla<br />

roślin metali ciężkich, w tym także cynku.<br />

Celem pracy była ocena współzależności między zawartością łatwo rozpuszczalnych<br />

form cynku w glebie łąkowej po jej ekstrakcji roztworem 0,01 mol∙dm -3 CaCl 2<br />

a pobraniem<br />

tego składnika przez roślinność łąkową I pokosu na tle zróżnicowanego odczynu gleby.<br />

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />

Badania prowadzono na dwóch wieloletnich doświadczeniach łąkowych, założonych<br />

w 1989 r. metodą bloków losowanych w czterech powtórzeniach, w miejscowościach Janki<br />

i Laszczki w woj. mazowieckim. Obydwa doświadczenia założono w celu badania wpływu<br />

wapnowania w układzie gleba–roślinność łąkowa. Doświadczenia zlokalizowano na czarnej<br />

ziemi zdegradowanej o składzie granulometrycznym piasku gliniastego – w Jankach<br />

oraz gliny lekkiej pylastej – w Laszczkach. Wierzchnią warstwę gleby (0–10 cm) pobranej<br />

z terenu doświadczeń charakteryzowały następujące parametry: pH KCl<br />

– 3,9 w Jankach<br />

i 5,2 w Laszczkach; C org. – 1,46% w s.m. w Jankach i 2,93% w s.m. w Laszczkach oraz<br />

Zn og<br />

– 21,72 mg·kg -1 w Jankach i 37,05 mg·kg -1 w Laszczkach. Zabieg wapnowania wykonano<br />

jednorazowo, na początku doświadczenia, węglanem wapnia (49,8% CaO), dawkowaną<br />

na zadarnioną powierzchnię gleby. Zastosowano dwie dawki wapna, obliczone zgodnie<br />

z kryterium kwasowości hydrolitycznej: 1Hh (Ca 1<br />

) Janki – 2,3; Laszczki – 3,6 t CaO·ha -1<br />

oraz 2 Hh (Ca 2<br />

); Janki – 4,6 oraz Laszczki – 7,2 t CaO·ha -1 . Glebę na terenie doświadczeń<br />

nawożono jednolicie fosforem i potasem: 34,9 kg P·kg -1 ; 149,5 kg K·kg -1 . Nawożenie azotem<br />

stosowano w dawkach: N 120<br />

= 120 i N 2<strong>40</strong><br />

= 2<strong>40</strong> kg N·ha -1 , saletry amonowej (AN) i wapniowej<br />

(CN). W 1990 r. jednorazowo nawieziono glebę manganem oraz cynkiem w Laszczkach,<br />

w ilości 50 kg Mn·ha -1 i 30 kg Zn·ha -1 . Szczegółowy opis doświadczenia zawiera<br />

publikacja Sapek [2006].<br />

W latach 1995, 1998 i 2000 pobierano wczesną wiosną próbki gleby do badań z 5-centymetrowych<br />

warstw, od 0 do 25 cm, oraz próbki roślinności łąkowej w czasie pierwszego<br />

pokosu z wymienionych doświadczeń łąkowych. Próbki gleby po ich wysuszeniu do stanu<br />

„powietrznie” suchego ekstrahowano za pomocą roztworu 0,01 mol∙dm -3 CaCl 2<br />

[Houba<br />

i in. 1990]. W wyciągu z gleby oznaczono wartość pH potencjometrycznie, a zawartość Zn<br />

– metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej. Otrzymane wyniki analiz chemicznych poddano<br />

obróbce statystycznej za pomocą pakietu statystycznego STATISTICA 7.0.<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

W glebie z doświadczeń łąkowych zakres pH CaCl2<br />

był szeroki, od kwaśnego do obojętnego,<br />

w zależności od obiektu doświadczalnego oraz zastosowanego nawożenia. Najbardziej<br />

kwaśna była gleba z niewapnowanego obiektu nawozowego w Jankach (pH CaCl2<br />

– 4,45). Za-<br />

247

zależności od obiektu doświadczalnego oraz zastosowanego nawożenia. Najbardziej kwaśna<br />

była gleba z niewapnowanego obiektu nawozowego w Jankach (pH CaCl2 – 4,45).<br />

Irena Burzyńska<br />

Zastosowanie nawożenia azotem w formie saletry wapniowej na obiektach w przeszłości<br />

wapnowanych podwójną dawką wapna (Ca2) zmniejszało kwasowość gleby (rys. 1).<br />

stosowanie nawożenia azotem w formie saletry wapniowej na obiektach w przeszłości wapnowanych<br />

tego była podwójną optymalizacja dawką wapna odczynu (Ca2) gleby zmniejszało do potrzeb kwasowość roślinności gleby łąkowej (rys. (pH 1). 5,0 Efektem –<br />

Efektem<br />

6,5). tego Otrzymane była optymalizacja wyniki badań odczynu są zgodne gleby do z wieloletnimi potrzeb roślinności badaniami łąkowej prowadzonymi (pH 5,0 – 6,5). przez Otrzymane<br />

[2004 wyniki i 2009]. badań Autorka są zgodne wykazała z wieloletnimi długoletni badaniami wpływ prowadzonymi jednorazowo przez wykonanego Sapek [2004<br />

Sapek<br />

i 2009]. Autorka wykazała długoletni wpływ jednorazowo wykonanego zabiegu wapnowania<br />

zabiegu wapnowania na utrzymanie pożądanego ze względu na wymagania roślinności<br />

na utrzymanie pożądanego ze względu na wymagania roślinności łąkowej zakresu pH gleby<br />

po zastosowaniu nawożenia saletrą<br />

łąkowej zakresu pH gleby po zastosowaniu nawożenia saletrą wapniową.<br />

wapniową.<br />

7<br />

pH CaCl2 Janki Laszczki<br />

6,5<br />

6<br />

5,5<br />

5<br />

4,5<br />

4<br />

Ca0 Ca1 Ca2 N120 N2<strong>40</strong> Ca0 Ca1 Ca2 N120 N2<strong>40</strong><br />

Dawka wapna Dawka azotu Dawka wapna Dawka azotu<br />

Saletra amonowa (AN)<br />

Saletra wapniowa (CN)<br />

Objaśnienia:<br />

Objaśnienia:<br />

Obiekty niewapnowane: AN – saletra amonowa; CN – saletra wapniowa.<br />

AN – saletra Obiekty amonowa; wapnowane: ammonium Ca1– nitrate, (1 Hh) CN – Janki saletra – wapniowa; 2,3 i Laszczki calcium – 3,6 nitrate; ; Ca2 – (2 Hh) Janki – 4,6 i Laszczki –<br />

obiekty<br />

–<br />

niewapnowane,<br />

7,2 t CaO∙ha -1 obiect<br />

.<br />

non limed Ca0;<br />

Dawki azotu: N120 – 120 kg N∙kg -1 ; N2<strong>40</strong> – 2<strong>40</strong> kg N∙kg -1 .<br />

Obiekty wapnowane, objects limed: Ca1– (1 Hh) Janki – 2,3 and Laszczki – 3,6 ; Ca2 – (2 Hh) Janki – 4,6 and Laszczki –<br />

7,2 t Ca0·ha<br />

Rys. -1<br />

1. Wartość pH CaCl2<br />

w glebie obiektów nawozowych na doświadczeniach łąkowych<br />

Dawki azotu; dose of nitrogen N120 – 120 kg N·kg -1 ; N2<strong>40</strong> – 2<strong>40</strong> kg N·kg -1 .<br />

Fig. 1. Value pH CaCl2<br />

in soil from fertilizer object meadow experiments<br />

Rys. 1. Wartość pH CaCl2 w glebie obiektów nawozowych na doświadczeniach łąkowych<br />

Zakres zawartości łatwo rozpuszczalnych form cynku w glebie z doświadczeń łąkowych<br />

wynosił od 0,10 do 18,75 mg Zn·kg -1 w s.m. gleby w Jankach i od 0,10 do 13,19 mg<br />

Fig. 1 Value pH CaCl2 in soil from fertilizer object meadow experiments<br />

Zn·kg -1 w s.m. w Laszczkach (tab. 1). Średnie zwartości tego składnika w glebie znacznie<br />

Zakres się różniły zawartości na terenie łatwo obu rozpuszczalnych doświadczeń. form Znacznie cynku więcej w glebie łatwo z rozpuszczalnego doświadczeń łąkowych cynku wykazano<br />

się od w glebie 0,10 do doświadczenia 18,75 mg Znkg w Jankach, -1 w s.m. gdzie gleby gleba w Jankach była znacznie i od 0,10 bardziej do 13,19 kwaśna mg niż<br />

wynosił<br />

w<br />

Znkg -1 Laszczkach.<br />

w s.m. w Laszczkach (tab. 1) Średnie zwartości tego składnika w glebie znacznie się<br />

Oceniając zawartość tego mikroelementu w glebie w zależności od dawki oraz formy<br />

na stosowanego terenie obu nawozu doświadczeń. azotowego Znacznie oraz następczego więcej łatwo efektu rozpuszczalnego zabiegu wapnowania cynku wy-<br />

różniły<br />

wykazano kazano, w glebie że najwięcej doświadczenia Zn zawierała w Jankach, gleba gdzie pobrana gleba z obiektów była znacznie niewapnowanych bardziej kwaśna (CaO) niż oraz<br />

nawożonych saletrą amonową (rys. 2a). Zastosowanie natomiast podwójnej dawki wapna<br />

(Ca2) oraz nawożenie saletrą wapniową znacznie zmniejszało zawartość łatwo rozpuszczalnych<br />

form tego składnika w glebie łąkowej.<br />

248

Wpływ odczynu gleby na współzależność między zawartością rozpuszczalnych form cynku...<br />

Średnia zawartość cynku w roślinności łąkowej z I pokosu pobranej z obu doświadczeń<br />

łąkowych była stosunkowo mała ze względu na wartość żywieniową dla bydła mlecznego<br />

(tab. 1). Przyjmuje się, że zawartość Zn w runi łąkowej powinna wahać się w zakresie 30–<br />

50 mg Zn·kg -1 w s.m. [Sapek 1979]. Nieco więcej Zn zawierała roślinność łąkowa I pokosu<br />

z doświadczenia w Jankach niż w Laszczkach (tab. 1 i rys. 2b). Zróżnicowanie nawożenia<br />

azotem w formie saletry amonowej na obiektach nawozowych nie wpływało na zawartość<br />

Zn w roślinności łąkowej pobranej z terenu doświadczeń. Najmniej natomiast Zn zanotowano<br />

na obiekcie nawożonym azotem w formie saletry wapniowej oraz wapnowanym w przeszłości<br />

podwójną dawką tego składnika (Ca2).<br />

Tabela 1. Średnia zawartość łatwo rozpuszczalnego cynku w glebie z warstw od 0 do 25 cm głębokości<br />

i w roślinności łąkowej I pokosu z doświadczeń łąkowych w latach 1995–2000<br />

Table 1. Mean content of soluble forms zinc in the soil from layer 0–25 cm and meadow plants<br />

of I cut from meadow experiments in years: 1995–2000<br />

Doświadczenie<br />

Janki<br />

Laszczki<br />

Składnik<br />

Liczebność<br />

[n]<br />

Średnia<br />

[mg·kg -1 w<br />

s.m.]<br />

Min.–Max<br />

[mg·kg -1 w s.m ]<br />

Odchylenie<br />

standardowe<br />

Zn CaCl2<br />

720 2,21 0,10–18,75 2,91<br />

Zn R<br />

144 33,54 13,00–83,00 13,89<br />

Zn CaCl2<br />

720 0,91 0,10–13,19 1,87<br />

Zn R<br />

144 25,80 12,87–57,00 9,02<br />

Objaśnienia: Zn CaCl2<br />

– zawartość cynku w glebie po ekstrakcji 0,01 M CaCl 2<br />

, Zn R<br />

– zawartość cynku<br />

w roślinności łąkowej I pokosu.<br />

W świetle istniejącej literatury cynk jest pierwiastkiem pobieranym przez rośliny w formie<br />

dwuwartościowego jonu Zn 2+ , a przy większych wartościach pH także w formie jonu jednowartościowego<br />

Zn(OH) + [Singh i in. 1975].<br />

Zabieg wapnowania gleby powoduje tworzenie się trudno rozpuszczalnych połączeń<br />

metali, co wpływa na zmniejszenie się dostępności tych metali dla roślin. Czekała i in.<br />

[1996] oraz Dechnik i Mazur [1991] wykazali, że efektem wapnowania było zmniejszenie<br />

pobrania mikroelementów przez roślinność, a także zmiany ilościowe rozpuszczalnych form<br />

manganu i cynku w glebie.<br />

W celu oceny związku między zawartością łatwo rozpuszczalnego cynku w glebie<br />

a jego pobraniem przez roślinność łąkową obliczono współzależności korelacji liniowych<br />

z obiektów nawozowych (tab. 2).<br />

249

Irena Burzyńska<br />

a<br />

5<br />

4,5<br />

4<br />

3,5<br />

3<br />

2,5<br />

2<br />

1,5<br />

1<br />

0,5<br />

0<br />

Zn mg·kg -1 Janki Laszczki<br />

Ca0 Ca1 Ca2 N120 N2<strong>40</strong> Ca0 Ca1 Ca2 N120 N2<strong>40</strong><br />

Dawka wapna Dawka azotu Dawka wapna Dawka azotu<br />

Saletra amonowa (AN)<br />

Saletra wapniowa (CN)<br />

b<br />

<strong>40</strong><br />

35<br />

30<br />

25<br />

20<br />

15<br />

10<br />

5<br />

0<br />

Zn mg·kg -1 Janki Laszczki<br />

Ca0 Ca1 Ca2 N120 N2<strong>40</strong> Ca0 Ca1 Ca2 N120 N2<strong>40</strong><br />

Dawka wapna Dawka azotu Dawka wapna Dawka azotu<br />

Saletra amonowa (AN)<br />

Saletra wapniowa (CN)<br />

Objaśnienia:<br />

Obiekty niewapnowane: CaO.<br />

Obiekty wapnowane: Ca1 – (1 Hh) Janki – 2,3 i Laszczki – 3,6; Ca2 – (2 Hh) Janki – 4,6<br />

i Laszczki Objaśnienia: – 7,2 t CaO∙ha -1 .<br />

Dawki Obiekty azotu: niewapnowane; N120 – 120 Obiect kg non N∙kg limed: -1 ; Ca0. N2<strong>40</strong> – 2<strong>40</strong> kg N∙kg -1 .<br />

AN – saletra amonowa; CN – saletra wapniowa.<br />

Obiekty wapnowane; objects limed: Ca1- (1 Hh) Janki -2,3 and Laszczki – 3,6 ; Ca2 – (2 Hh) Janki -4,6 and Laszczki –<br />

7,2 t Ca0·ha -1 .<br />

Dawki azotu; dose of nitrogen: N120 – 120 kg N·kg -1 ; N2<strong>40</strong> - 2<strong>40</strong> kg N·kg<br />

Rys. 2. Zawartość Zn w wyciągu 0,01 mol∙dm -3 CaCl -1<br />

AN – saletra amonowa; ammonium nitrate; CN – saletra wapniowa; calcium 2<br />

z gleby (a) i w roślinności łąkowej (b) I pokosu<br />

z doświadczeń łąkowych<br />

nitrate.<br />

Fig. Rys. 2. 2. Content Zawartość of Zn Zn w wyciągu in 0,01 0,01 mol∙dm mol·dm -3 CaCl 2 2 z in gleby soil (a) (a) i w and roślinności meadow łąkowej plants I pokosu (b) z I cut from meadow<br />

doświadczeń experiments łąkowych<br />

250

Wpływ odczynu gleby na współzależność między zawartością rozpuszczalnych form cynku...<br />

Tabela 2. Statystycznie istotne współczynniki korelacji liniowych Persona między średnimi zawartościami<br />

łatwo rozpuszczalnych form cynku w glebie i w roślinności łąkowej I pokosu<br />

z lat: 1995; 1998 i 2000<br />

Table 2. Statistically significant correlations between mean contents soluble forms of zinc in soil<br />

and meadow plants I cut from years 1995, 1998 and 2000<br />

Doświadczenie i obiekt nawozowy<br />

Forma saletry<br />

Janki<br />

Laszczki<br />

n<br />

CaO Ca 1<br />

Ca 2<br />

N 120<br />

N 2<strong>40</strong><br />

Ca 1<br />

Ca 2<br />

N 120<br />

AN 24 -0,592** – – – – – – –<br />

CN 24 0,855** 0,745** 0,566** 0,750** 0,7<strong>40</strong>** 0,459* 0,614** 0,420*<br />

Objaśnienia:<br />

* – statystycznie istotne przy µ = 0,05;<br />

** – statystycznie istotne przy µ = 0,01;<br />

AN – saletra amonowa; CN – saletra wapniowa.<br />

Na podstawie obliczeń wykazano statystycznie istotne dodatnie wartości współczynników<br />

korelacji na obiektach nawożonych saletrą wapniową na obu doświadczeniach łąkowych.<br />

Ujemną wartość tego współczynnika natomiast otrzymano jedynie na obiekcie<br />

niewapnowanym i nawożonym saletrą amonową w Jankach. Podobne wartości współczynników<br />

korelacji otrzymali także Gambuś i in. [2004], między zawartością cynku po ekstrakcji<br />

gleby 0,01 mol∙dm -3 CaCl 2<br />

a zawartością tego składnika w ziarnie owsa (0,75**) oraz ziarnie<br />

i słomie kukurydzy (0,70** i 0,77**).<br />

W celu oceny wpływu pH gleby oraz zawartości łatwo rozpuszczalnych form Zn w glebie<br />

na pobranie tego składnika przez roślinność łąkową z doświadczeń łąkowych obliczono<br />

korelacje wielokrotne, a następnie wyznaczono równanie regresji (tab. 3).<br />

Tabela 3. Korelacja i regresja liniowa między zawartością cynku w roślinności łąkowej z doświadczeń<br />

łąkowych<br />

Table 3. Statistically significant correlation between content of zinc in meadow plants from meadow<br />

experiments<br />

Liczebność<br />

n<br />

y=a 1<br />

x 1<br />

+ a 2<br />

x 2<br />

+ …. a n<br />

x n<br />

Współczynnik korelacji<br />

r<br />

864 Zn R<br />

= 0,45 Zn CaCl2<br />

** – 4,16 pH CaCl2<br />

** + 51,5** - 0,<strong>40</strong>0**<br />

Objaśnienia:<br />

* – statystycznie istotne przy µ = 0,05;<br />

** – statystycznie istotne przy µ = 0,01.<br />

Na podstawie obliczeń wykazano istotny wpływ ocenianych parametrów równania na<br />

zawartość cynku w roślinności łąkowej I pokosu. Pobranie tego składnika przez ruń łąkową<br />

było zależne od pH CaCl2<br />

gleby oraz od zawartości cynku w wyciągu z gleby, a także od in-<br />

251

Irena Burzyńska<br />

nych nierozpatrywanych w niniejszej pracy czynników. Ujemna wartość przed pH wskazuje<br />

na zmniejszanie pobrania cynku przez roślinność łąkową wraz ze zmniejszaniem kwasowości<br />

gleby.<br />

4. WNIOSKI<br />

Na podstawie otrzymanych wyników badań sformułowano następujące wnioski:<br />

1) zawartość rozpuszczalnych form cynku w glebie była związana z kwasowością gleby<br />

oraz formą zastosowanego nawozu azotowego. Nawożenie saletrą amonową na obiektach<br />

niewapnowanych, zwiększało kwasowość gleby, co sprzyjało uwalnianiu rozpuszczalnych<br />

form tego składnika z gleby. Tendencję zmniejszania zawartości cynku, wykazano<br />

na obiektach wapnowanych oraz nawożonych saletrą wapniową.<br />

2) otrzymano statystycznie istotne dodatnie wartości współczynników korelacji między zawartością<br />

łatwo rozpuszczalnych form cynku w glebie oraz zawartością w roślinności<br />

łąkowej na obiektach nawożonych saletrą wapniową.<br />

3) pobranie cynku przez ruń łąkową było uzależnione od odczynu gleby oraz zawartości<br />

w niej łatwo rozpuszczalnych form w glebie, a także od innych nierozpatrywanych<br />

czynników.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Curyło T. 1996. Wpływ odczynu gleby na pobieranie cynku, miedzi i niklu przez rośliny<br />

owsa. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 434: 49–54.<br />

Czekała J., Jakubus M., Gładysiak ST. 1996. Zawartość form rozpuszczalnych mikroelementów<br />

w zależności od odczynu gleby i roztworu ekstrakcyjnego. Zesz. Prob.<br />

Post. Nauk Rol. 434: 371–381.<br />

Dechnik I., Mazur J. 1991. Wpływ wapna defekacyjnego na zawartość manganu w glebie<br />

i w zbożach jarych. Mat. VII Symp. nt. „Mikroelementy w rolnictwie” Wrocław 1992:<br />

59–63.<br />

Gambuś F., Rak M., Wieczorek J. 2004. Wpływ niektórych właściwości gleby na fitoprzyswajalność<br />

i rozpuszczalność cynku, miedzi i niklu w glebie. Zesz. Prob. Post.<br />

Nauk Rol. 502: 71–79.<br />

Houba V.J.G., Novozamski I., Temminhof E. 1993. Soil analysis procedures extraction<br />

with 0.01 M CaCl 2<br />

. Soil and Plant Analysis, Wageningen Agricultural University:<br />

6.<br />

Sinha M. K., Dhillton S.K., Pundeer G.S. Randhawa N. S., Dhillton K. S. 1975.<br />

Chemical equilibria and quantity, intensity relationship of zinc in some acid soils of India<br />

„Geoderma” 13: 349–362.<br />

Sapek A. 1975. Metody analizy chemicznej roślinności łąkowej, gleby i wody. Cz. 1. Anali-<br />

252

Wpływ odczynu gleby na współzależność między zawartością rozpuszczalnych form cynku...<br />

za chemiczna roślinności łąkowej. Wyd. IMUZ Falenty: 55.<br />

Sapek B. 2006. Przedmowa. W: Azot, fosfor i potas w glebie oraz plonowanie trwałego<br />

użytku zielonego na długoletnich doświadczeniach łąkowych. Woda – Środowisko –<br />

– Obszary Wiejskie t. 6 z. specj. (17): 513.<br />

Sapek B. 2009. Zmiany odczynu mineralnej gleby łąki trwałej w wieloleciu po wapnowaniu<br />

zastosowanym jednorazowo. W: B. Sapek (red.) Badania chemiczne w służbie rolnictwa<br />

i ochrony środowiska. Zeszyty Edukacyjne 12/2009. Wydawnictwo IMUZ Falenty:<br />

103–116.<br />

Sapek B., Kalińska D. 2004. Mineralizacja organicznych związków azotu w glebie<br />

w świetle długoletnich doświadczeń łąkowych IMUZ. Woda – Środowisko – Obszary<br />

Wiejskie t. 4, z. 1: 184–200.<br />

Warda M., Krzywiec D., Ćwintal H. 1996. Wpływ warunków glebowych na zawartość<br />

mikroelementów w roślinności pastwiskowej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 434:<br />

537–542.<br />

253

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Jolanta Kozłowska-Strawska*<br />

ZMIANY ZAWARTOŚCI CYNKU W ROŚLINACH NAWOŻONYCH<br />

RÓŻNYMI FORMAMI SIARKI<br />

THE CHANGES OF ZINC CONTENTS IN PLANTS FERTILIZED BY<br />

DIFFERENT FORMS OF SULPHUR<br />

Słowa kluczowe: zawartość cynku w roślinach, nawożenie siarką, formy siarki.<br />

Key words: zinc contents in plants, sulphur fertilization, forms of sulphur.<br />

The aim of investigate was stated a range of different forms of sulphur fertilization on the<br />

changes in zinc contents in plants. The research was based on three-year-long pot experiment<br />

conducted on soil material received from arable layer of Haplic Luvisoils of silt clay texture.<br />

The experiment involved one variable factor like sulphur compounds on eight levels (S 0<br />

,<br />

UAN with sulphur, (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, K 2<br />

SO 4<br />

, Na 2<br />

SO 4<br />

, elemental sulphur, CaSO 4·2H 2<br />

O, H 2<br />

SO 4<br />

). In<br />

the 1 st year of the research spring wheat and white mustard were tested, in the 2 nd year spring<br />

rape and spring barley and in 3 rd year – spring barley and cocksfoot grass were cultivated.<br />

Plants fertilization by analysed sulphur forms clearly influenced on changes in zinc contents<br />

in plants. The largest amount of this element was stated in vegetative and generative parts of<br />

plants from object where sulphur fertilization was introduced in the form of UAN with sulphur,<br />

in case of 1 st cut of cocksfoot grass by H 2<br />

SO 4<br />

, K 2<br />

SO 4<br />

and (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

introduction and in 2 nd cut<br />

by H 2<br />

SO 4<br />

, CaSO 4·2H 2<br />

O and Na 2<br />

SO 4<br />

application. The clearly greater amount of zinc was also<br />

stated in straw and seeds of white mustard, spring rape and in the 1 st cut of cocksfoot grass.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Odpowiednia zawartość mikroelementów w plonach roślin uprawnych uznawana jest<br />

za podstawowe zagadnienie agrotechniczne, a także jest ważną cechą jakościową w kryteriach<br />

konsumpcyjnych i paszowych [Czuba 2000].<br />

* Dr Jolanta Kozłowska-Strawska – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, Uniwersytet<br />

Przyrodniczy w Lublinie, ul. Akademicka 13, 20-950 Lublin; tel.: 81 445 60 18; e-mail: jolanta.<br />

kozlowska@up.lublin.pl<br />

254

Zmiany zawartości cynku w roślinach nawożonych różnymi formami siarki<br />

Jednym ze składników pokarmowych, który jest uznawany za niezbędny do prawidłowego<br />

wzrostu i rozwoju roślin jest cynk [Szatanik-Kloc, Bowanko 2007]. Jest on składnikiem<br />

wielu enzymów, w których odpowiada za tworzenie wiązań chelatowych pomiędzy enzymem<br />

a substratem oraz bierze udział w przemianach węglowodanów, białek oraz fosforanów.<br />

Niedobór cynku hamuje również tworzenie tryptofanu, uważanego za materiał wyjściowy<br />

do syntezy regulatorów wzrostu [Barczak i in. 2006; Prośba-Białczyk i in. 2000]. Należy<br />

jednak pamiętać, że zarówno niedobór, jak i nadmiar tego pierwiastka, może negatywnie<br />

oddziaływać na rośliny. Granicę pomiędzy niedoborem a toksycznością metalu jest bardzo<br />

łatwo naruszyć. Do zachwiania tej równowagi przyczynia się między innymi chemizacja rolnictwa,<br />

uprzemysłowienie oraz zagospodarowanie różnych odpadów na cele rolnicze [Czekała,<br />

Jakubus 2000]. Stąd celem prezentowanych w niniejszym opracowaniu badań była<br />

próba ustalenia zakresu zmian w zawartości cynku w częściach wegetatywnych i generatywnych<br />

roślin testowych, wywołanych nawożeniem różnymi formami siarki.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Badania wykonano opierając się na wynikach ścisłego, trzyletniego doświadczenia wazonowego,<br />

prowadzonego na materiale glebowym pobranym z warstwy ornej gleby płowej, o składzie<br />

granulometrycznym pyłu ilastego. Doświadczenie założono metodą kompletnej randomizacji.<br />

Czynnikiem zmiennym była wprowadzona do gleby forma siarki. Nawożenie siarką stosowano<br />

corocznie, w dawce 0,025 g S·kg -1 dla zbóż i kupkówki oraz 0,05 g S·kg -1 dla roślin krzyżowych,<br />

zgodnie ze schematem: 1-S 0<br />

(bez siarki), 2-RSM (roztwór saletrzano--mocznikowy) z siarką,<br />

3-(NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, 4-K 2<br />

SO 4<br />

, 5-Na 2<br />

SO 4<br />

, 6-S elementarna, 7-CaSO 4·2H 2<br />

O, 8-H 2<br />

SO 4<br />

.<br />

W pierwszym roku badań rośliną testową była pszenica jara odmiany Ismena i gorczyca<br />

biała odmiany Borowska. W drugim roku uprawiano rzepak jary odmiany Sponsor i jęczmień<br />

jary odmiany Rataj, w trzecim roku natomiast – jęczmień jary odmiany Rataj i kupkówkę<br />

pospolitą odmiany Bepro.<br />

Do doświadczeń użyto wazonów mieszczących 3 kg gleby.<br />

Przed założeniem doświadczenia glebę wapnowano, stosując 1,071 g 100% CaO·kg -1<br />

gleby. We wszystkich obiektach doświadczalnych, w każdym roku trwania eksperymentu,<br />

stosowano nawożenie NPK Mg, w ilości zgodnej z wymaganiami pokarmowymi roślin.<br />

Dawkę azotu dzielono na dwie części. Połowę tego składnika wprowadzano w trakcie zakładania<br />

doświadczenia, drugą połowę podawano po przerwaniu roślin do optymalnej ilości.<br />

Fosfor, potas i magnez stosowano w całości przedsiewnie. Każdą roślinę doświadczalną<br />

uprawiano w trzech powtórzeniach, a ich zbiór przeprowadzono w fazie pełnej dojrzałości,<br />

kupkówki pospolitej zaś zebrano dwa pokosy.<br />

Zawartość cynku w materiale roślinnym (w uśrednionych próbach obiektowych) oznaczono<br />

metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej, przy użyciu aparatu Hitachi Z 8200, po<br />

uprzedniej mineralizacji materiału roślinnego w stężonym kwasie siarkowym z dodatkiem H 2<br />

O 2<br />

.<br />

255

Jolanta Kozłowska-Strawska<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Zastosowane czynniki doświadczalne oraz gatunek uprawianej rośliny wyraźnie wpłynęły<br />

na zmiany zawartości cynku w częściach wegetatywnych i generatywnych roślin testowych<br />

(tab. 1).<br />

Tabela 1. Wpływ różnych form siarki na zawartość cynku w roślinach<br />

Table 1. The influence of different forms of sulphur on zinc contents in plants<br />

Forma wprowadzonej<br />

do<br />

gleby siarki<br />

gorczyca<br />

biała<br />

Zawartość Zn [mg . kg -1 ]<br />

I rok badań II rok badań III rok badań<br />

pszenica<br />

jara<br />

rzepak jary<br />

słoma<br />

jęczmień<br />

jary<br />

jęczmień<br />

jary<br />

kupkówka<br />

pospolita<br />

I pokos<br />

S 0<br />

24,2 50,4 264,0 72,5 131,0 122,0<br />

RSM z siarką 567,2 52,8 137,0 70,5 83,5 95,5<br />

(NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

184,4 26,0 106,0 43,0 75,5 131,5<br />

K 2<br />

SO 4<br />

176,4 26,8 72,0 <strong>40</strong>,5 63,0 142,0<br />

Na 2<br />

SO 4<br />

151,2 31,2 83,5 42,0 74,5 123,0<br />

S elementarna 161,6 25,2 127,0 41,0 86,5 125,0<br />

CaSO 4·2H 2<br />

O 142,0 50,4 82,5 39,5 67,5 125,0<br />

H 2<br />

SO 4<br />

146,8 27,2 95,0 53,0 72,0 148,0<br />

nasiona / ziarno<br />

II pokos<br />

S 0<br />

X 58,8 X 67,0 72,5 98,0<br />

RSM z siarką 155,2 67,2 73,0 58,5 47,5 92,0<br />

(NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

107,6 48,4 42,0 41,5 44,5 96,0<br />

K 2<br />

SO 4<br />

98,0 44,8 51,0 41,0 43,5 101,5<br />

Na 2<br />

SO 4<br />

108,0 41,2 51,0 42,0 42,5 108,0<br />

S elementarna 105,2 46,4 <strong>40</strong>,0 44,5 44,5 92,5<br />

CaSO 4·2H 2<br />

O 110,4 50,8 75,0 39,5 41,5 107,5<br />

H 2<br />

SO 4<br />

104,4 46,0 66,0 42,0 39,5 112,5<br />

Objaśnienie: X – brak materiału.<br />

Porównując ilość cynku w słomie poszczególnych gatunków roślin, możemy generalnie<br />

stwierdzić, że największa zawartość omawianego mikroelementu charakteryzowała części<br />

wegetatywne gorczycy białej i rzepaku jarego. Przyjmuje się bowiem, że rośliny oleiste cechują<br />

większe wymagania pokarmowe w odniesieniu do podstawowych makro- i mikroelementów<br />

[Podleśna 2005], stąd również zawartość cynku mogła tu wyraźnie przekraczać ilości<br />

stwierdzone w słomie zbóż.<br />

W częściach wegetatywnych gorczycy białej zawartość cynku wahała się w granicach<br />

24,2-567,2 mg·kg -1 . Największa ilość omawianego mikroelementu charakteryzowała rośliny<br />

w uprawie, w których siarkę wnoszono w formie RSM z dodatkiem siarki. W słomie gorczycy<br />

z powyższego obiektu zawartość cynku 23,4 razy przekraczała ilości stwierdzone<br />

256

Zmiany zawartości cynku w roślinach nawożonych różnymi formami siarki<br />

w obiekcie kontrolnym (S 0<br />

) oraz 3,0-3,9 razy zawartości, jakie zanotowano w częściach<br />

wegetatywnych tej rośliny po zastosowaniu pozostałych form siarki. Wysoką koncentrację<br />

Zn stwierdzono również w słomie gorczycy białej nawożonej siarką w postaci (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

.<br />

W literaturze dość szeroko porusza się problem wpływu nawozów azotowych na zmiany<br />

wartości pH gleby, a w konsekwencji na pobieranie mikroelementów przez rośliny uprawne<br />

[Kocoń 2005]. W materiale glebowym z analizowanych obiektów odczyn gleby wyraźnie<br />

zmniejszył się w kierunku kwaśnego, co najprawdopodobniej spowodowało zwiększoną<br />

kumulację cynku w słomie tej rośliny. W częściach wegetatywnych gorczycy z pozostałych<br />

obiektów doświadczalnych zawartość cynku wynosiła 142,0-176,4 mg·kg -1 i 5,9-7,3 razy<br />

przekraczała zawartości, jakie charakteryzowały rośliny pochodzące z obiektu, w którym<br />

nawożenia siarką nie stosowano (S 0<br />

).<br />

W odróżnieniu od gorczycy białej, w częściach wegetatywnych rzepaku jarego stwierdzono<br />

1,9-3,2 razy mniejsze zawartości Zn po zastosowaniu analizowanych form siarki, w<br />

porównaniu z obiektem S 0<br />

. Wśród zastosowanych związków siarki najbardziej korzystnie<br />

na ilość tego mikroelementu w słomie rozpatrywanej rośliny testowej działało nawożenie w<br />

postaci RSM z dodatkiem siarki. W analizowanym obiekcie zawartość cynku w słomie rzepaku<br />

była na poziomie 137,0 mg·kg -1 i od 1,1 do 1,9 razy przekraczała ilości zanotowane w<br />

roślinach z obiektów, w których stosowano inne formy nawożenia siarką.<br />

Duża zawartość cynku charakteryzowała również części wegetatywne rzepaku, w uprawie<br />

którego stosowano siarkę elementarną. Potwierdzają to również badania innych autorów<br />

[Kulczycki 2004; Podleśna 2005], którzy podkreślają, że widoczne zakwaszenie gleb<br />

ma zwykle miejsce po wprowadzeniu do gleby siarki w formie pierwiastkowej. Znalazło to<br />

również odzwierciedlenie w przeprowadzonym doświadczeniu wazonowym. W rozpatrywanym<br />

obiekcie bowiem stwierdzono najmniejszą wartość pH KCl<br />

, rzędu 4,39, co prawdopodobnie<br />

stworzyło korzystne warunki do pobierania cynku przez rzepak jary.<br />

Zawartość cynku w słomie pszenicy jarej kształtowała się na poziomie 25,2-52,8<br />

mg·kg -1 . W częściach wegetatywnych analizowanej rośliny jedynie nawożenie siarką w formie<br />

RSM z dodatkiem siarki powodowało niewiele ponad 1-krotne (1,04) zwiększenie ilości<br />

tego mikroelementu w porównaniu z ilością w pozostałych obiektach doświadczalnych.<br />

Niektórzy autorzy [Kocoń 2005] podają, że nawozy azotowe mogą zarówno zwiększać,<br />

jak i zmniejszać objawy niedoboru cynku w roślinach. Wynika to głównie z plonotwórczego<br />

działania azotu oraz wpływu na zmiany wartości pH w strefie korzeniowej roślin. Również<br />

aplikacja siarki w postaci CaSO 4·2H 2<br />

O powodowała niewielkie zwiększenie zawartości<br />

cynku w słomie pszenicy jarej. W częściach wegetatywnych roślin z pozostałych obiektów<br />

doświadczalnych natomiast zanotowano wyraźne zmniejszenie ilości rozpatrywanego mikroelementu<br />

do poziomu 25,2-31,2 mg·kg -1 . Zmniejszenie zawartości cynku w słomie pszenicy<br />

jarej mogło negatywnie wpływać na wzrost i rozwój tej rośliny. Przyjmuje się bowiem,<br />

że cynk bierze udział w powstawaniu tryptofanu, który uważany jest za materiał wyjściowy<br />

do syntezy regulatorów wzrostu [Prośba-Białczyk i in. 2000].<br />

257

Jolanta Kozłowska-Strawska<br />

Ilość cynku w słomie jęczmienia jarego wyraźnie różniła się w poszczególnych latach<br />

doświadczenia. W częściach wegetatywnych tej rośliny uprawianej w II roku prowadzenia<br />

badań zawartość Zn była na poziomie 39,5-72,5 mg·kg -1 , w III roku badań była natomiast<br />

wyraźnie większa i kształtowała się w granicach 63,0-131,0 mg·kg -1 . W wypadku obydwu<br />

roślin również zarysowuje się tendencja do zmniejszenia się ilości tego mikroelementu pod<br />

wpływem nawożenia rozpatrywanymi związkami siarki. Najkorzystniej na zawartość cynku<br />

w słomie jęczmienia jarego wpływała aplikacja siarki w formie RSM z dodatkiem siarki<br />

i H 2<br />

SO 4<br />

(II rok badań) oraz S elementarnej (III rok badań). Znajduje to swoje odzwierciedlenie<br />

w zmianach wartości pH KCl<br />

materiału glebowego. W analizowanych obiektach odczyn<br />

gleby był bardzo kwaśny lub kwaśny. Jak podają liczni autorzy [Bednarek i in. 2008; Sady,<br />

Smoleń 2004] odczyn gleby jest uważany za jeden z najważniejszych czynników wpływających<br />

na przyswajalność cynku dla roślin uprawnych.<br />

W częściach generatywnych testowanych gatunków roślin największą zawartość cynku<br />

stwierdzono w nasionach gorczycy białej: 98,0-155,2 mg·kg -1 . Wartość ta zbliżona była<br />

do poziomu przyjętego za naturalny, który według Kabaty-Pendias i współautorów [1993]<br />

jest przyjmowany w granicach od 15 do 150 mg Zn·kg -1 suchej masy. Największa zawartość<br />

cynku charakteryzowała nasiona gorczycy białej nawożonej siarką w postaci RSM z dodatkiem<br />

siarki. W częściach generatywnych roślin z powyższego obiektu ilość rozpatrywanego<br />

składnika od 1,4 do 1,5 razy przekraczała zawartości stwierdzone w nasionach z pozostałych<br />

obiektów doświadczalnych. Na uwagę zasługuje również, że w obiekcie kontrolnym<br />

(S 0<br />

), w którym nawożenia siarką nie wprowadzano, gorczyca biała - jako roślina o dużych<br />

wymaganiach względem siarki [Podleśna 2005] – nie wydała plonu nasion.<br />

Podobnie kształtowała się sytuacja w przypadku nasion rzepaku jarego. Najkorzystniej<br />

na zawartość cynku wpływała aplikacja siarki w formie CaSO 4·2H 2<br />

O oraz RSM z dodatkiem<br />

siarki. W wymienionych obiektach ilość tego mikroelementu wynosiła 73,0-75,0 mg·kg -1<br />

i od 1,1 do 1,9 razy przekraczała zawartości, jakie charakteryzowały rośliny z pozostałych<br />

obiektów doświadczalnych. Znajduje to odzwierciedlenie w zmianach wartości pH materiału<br />

glebowego.<br />

W ziarnie pszenicy jarej zawartość cynku wynosiła 41,2-67,2 mg·kg -1 i w większości<br />

obiektów mieściła się w zakresie proponowanych przez IUNG progowych zawartości metali<br />

śladowych w płodach rolnych. Wartości te wynoszą odpowiednio dla surowców przeznaczonych<br />

na cele konsumpcyjne: Zn < 50,0 mg·kg -1 s.m., a dla celów paszowych: Zn <<br />

100,0 mg·kg -1 s.m. [Kucharzewski, Dębowski 1996]. Największa ilość rozpatrywanego mikroelementu<br />

charakteryzowała ziarno pszenicy jarej w uprawie, w której stosowano RSM<br />

z dodatkiem siarki. W analizowanym obiekcie zawartość cynku 1,1 razy przekraczała wartości<br />

stwierdzone dla części generatywnych tej rośliny, pochodzącej z obiektu kontrolnego<br />

(S 0<br />

) oraz od 1,3 do 1,6 razy dla roślin z pozostałych obiektów doświadczalnych. Nawożenie<br />

innymi formami siarki natomiast powodowało wyraźne zmniejszenie ilości cynku w suchej<br />

masie nasion pszenicy jarej.<br />

258

Zmiany zawartości cynku w roślinach nawożonych różnymi formami siarki<br />

Za optymalny stan zaopatrzenia jęczmienia jarego w mikroelementy przyjmuje się<br />

górną połowę zakresu, który według Bergmana wynosi 15-60 mg Zn·kg -1 suchej masy<br />

[Bednarek, Lipiński 1996]. W warunkach przeprowadzonego doświadczenia wazonowego<br />

zawartość cynku w ziarnie jęczmienia jarego zbieranego w II roku badań wynosiła<br />

39,5-67,0 mg·kg -1 , natomiast w roślinach uprawianych w III roku prowadzenia badań wahała<br />

się od 41,5 do 72,5 mg·kg -1 . Stosowanie analizowanych form nawożenia siarką wiązało<br />

się z wyraźnym zmniejszeniem ilości rozpatrywanego mikroelementu w odniesieniu do<br />

obiektu S 0<br />

. Spośród wprowadzonych form siarki największe zwiększenie zawartości cynku<br />

stwierdzono po aplikacji RSM z dodatkiem siarki. W ziarnie jęczmienia jarego zbieranego<br />

w II roku badań zwiększenie to było od 1,3 do 1,5 razy w odniesieniu do wartości zanotowanych<br />

po wprowadzeniu pozostałych form siarki oraz od 1,1 do 1,2 razy dla roślin zbieranych<br />

w III roku prowadzenia badań.<br />

Zawartość cynku w suchej masie kupkówki pospolitej również zmieniała się pod wpływem<br />

nawożenia analizowanymi formami siarki, ale dodatkowo zależała od pokosu tej rośliny.<br />

W I pokosie ilość Zn kształtowała się w granicach od 95,5 do 148,0 mg·kg -1 , w II pokosie<br />

natomiast zawartość tego mikroelementu była na poziomie 92,0-112,5 mg·kg -1 . Według Kabaty-Pendias<br />

i współautorów [1993] przekroczenie poziomu 100 mg Zn·kg -1 w paszy może<br />

być przyczyną zatrucia tym pierwiastkiem zwierząt. Specjaliści w zakresie żywienia zwierząt<br />

domowych uznają ponadto, że prawidłowa zawartość mikroelementów w paszy jest<br />

najlepszym sposobem dostarczenia tych składników zwierzętom [Czuba 2000]. W pierwszym<br />

pokosie kupkówki pospolitej w większości obiektów doświadczalnych stwierdzono<br />

przekroczenie dopuszczalnej normy zawartości cynku w roślinach przeznaczonych na cele<br />

paszowe. Jedynie aplikacja RSM z dodatkiem siarki powodowała, że ilość rozpatrywanego<br />

mikroelementu mieściła się w granicach przyjętych za optymalne i wynosiła 98,0 mg·kg -1 .<br />

Największa zawartość cynku charakteryzowała natomiast rośliny w uprawie, której siarkę<br />

wnoszono w formie H 2<br />

SO 4<br />

, K 2<br />

SO 4<br />

oraz (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

. Może to częściowo wynikać z zakwaszającego<br />

wpływu tych nawozów na glebę oraz z podkreślanego w literaturze stymulującego<br />

wpływu azotu na pobieranie cynku przez kupkówkę pospolitą [Bednarek, Lipiński 1996].<br />

W drugim pokosie kupkówki pospolitej zawartość cynku w suchej masie tej rośliny była wyraźnie<br />

mniejsza w porównaniu z wartościami stwierdzonymi w pierwszym pokosie i w większości<br />

obiektów nie wykraczała poza normy przyjęte dla roślin przeznaczonych na cele paszowe.<br />

Jedynie aplikacja siarki w postaci H 2<br />

SO 4<br />

, CaSO 4·2H 2<br />

O oraz Na 2<br />

SO 4<br />

związana była<br />

ze zwiększeniem zawartości cynku do poziomu 107,5-112,5 mg·kg -1 , co mogło być przyczyną<br />

pogorszenia jakości takiej paszy [Czuba 2000].<br />

4. WNIOSKI<br />

Przeprowadzone badania, a także analiza zebranych danych literaturowych, pozwoliły<br />

na sformułowanie następujących wniosków:<br />

259

Jolanta Kozłowska-Strawska<br />

1) zastosowane formy nawożenia siarką oraz gatunek uprawianej rośliny wywarły wyraźny<br />

wpływ na zmiany w zawartości cynku w suchej masie roślin testowych;<br />

2) największe ilości tego pierwiastka stwierdzono w słomie oraz w częściach generatywnych<br />

roślin uprawnych nawożonych siarką w postaci RSM z dodatkiem siarki, w przypadku<br />

I pokosu kupkówki pospolitej natomiast - po aplikacji H 2<br />

SO 4<br />

, K 2<br />

SO 4<br />

i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

,<br />

a w II pokosie po wprowadzeniu H 2<br />

SO 4<br />

, CaSO . 4<br />

2H 2<br />

O oraz Na 2<br />

SO 4<br />

;<br />

3) nawożenie analizowanymi formami siarki większości roślin uprawnych nie powodowało<br />

jednak przekroczenia progowych zawartości cynku dla surowców przeznaczonych na<br />

cele konsumpcyjne i paszowe; jedynie w I pokosie kupkówki pospolitej ilość cynku wyraźnie<br />

przekroczyła dopuszczalne zawartości tego mikroelementu określone dla traw<br />

przeznaczonych na cele paszowe;<br />

4) biorąc pod uwagę gatunek uprawianej rośliny można stwierdzić, że wyraźnie większe<br />

zawartości tego mikroelementu występują w słomie i w nasionach gorczycy białej<br />

oraz rzepaku jarego oraz w I pokosie kupkówki pospolitej.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Barczak B., Nowak K., Majcherczak E., Kozera W. 2006. Wpływ dolistnego nawożenia<br />

mikroelementami na wielkość plonu ziarna owsa. Pam. Puł. 142: 19-30.<br />

Bednarek W., Lipiński W. 1996. Zaopatrzenie jęczmienia jarego w mangan i cynk w warunkach<br />

zróżnicowanego nawożenia fosforem, magnezem i wapnowania. Zesz. Probl.<br />

Post. Nauk Rol. 434: 30-35.<br />

Bednarek W., Tkaczyk P., Dresler S. 2008. Zawartość metali ciężkich jako kryterium<br />

oceny jakości ziarna pszenicy ozimej. Acta Agrophys. 12(2): 315-326.<br />

Czekała J., Jakubus M. 2000. Występowanie miedzi, cynku i manganu w glebach<br />

uprawnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 471: 219-228.<br />

Czuba R. 2000. Mikroelementy we współczesnych systemach nawożenia. Zesz. Probl.<br />

Post. Nauk Rol. 471: 161-169.<br />

Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek<br />

T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką.<br />

Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG – Puławy. P(53): 1-20.<br />

Kocoń A. 2005. Nawożenie jakościowej pszenicy jarej i ozimej a plon i jakość ziarna. Pam.<br />

Puł. 139: 55-64.<br />

Kucharzewski A., Dębowski M. 1996. Ocena stopnia skażenia płodów rolnych Dolnego<br />

Śląska metalami ciężkimi i siarką. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 434: 777-786.<br />

Kulczycki G. 2004. Wpływ nawożenia siarką elementarną na zawartość mikroelementów<br />

w roślinach i glebach. Cz. I. Cynk i miedź. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 502: 199-206.<br />

Podleśna A. 2005. Nawożenie siarką jako czynnik kształtujący metabolizm roślin uprawnych<br />

i jakość płodów rolnych. Pam. Puł. 139: 161-172.<br />

260

Zmiany zawartości cynku w roślinach nawożonych różnymi formami siarki<br />

Prośba-Białczyk U., Spiak Z., Mydlarski M. 2000. Wpływ nawożenia na zawartość<br />

mikroelementów w buraku cukrowym. Cz. II. Cynk. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 471:<br />

449-454.<br />

Sady W., Smoleń S. 2004. Wpływ czynników glebowo-nawozowych na akumulację metali<br />

ciężkich w roślinach. Mat. na X Ogólnopolskie Sympozjum Naukowe nt: Efektywność<br />

stosowania nawozów w uprawach ogrodniczych. Kraków, 17-18 czerwca 2004,<br />

269-277.<br />

Szatanik-Kloc A., Bowanko G. 2007. Wpływ pH i jonów cynku na powierzchnię właściwą<br />

korzeni żyta (Secale Cereale L.) wyznaczaną metodą adsorpcji-desorpcji azotu.<br />

Acta Agrophys. 10(3): 705-713.<br />

261

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Krystyna Niesiobędzka*, Elżbieta Krajewska**<br />

WPŁYW POTASU WYMIENNEGO I <strong>40</strong> K NA MIGRACJĘ RADIOCEZU<br />

137<br />

Cs Z ROZTWORU GLEBOWEGO DO ROŚLINNOŚCI<br />

THE INFLUENCE OF EXCHANGEABLE POTASSIUM AND <strong>40</strong> K ON<br />

MIGRATION OF RADIOCAESIUM 137 Cs FROM SOIL SOLUTION TO<br />

PLANT<br />

Słowa kluczowe: 137 Cs, <strong>40</strong> K, potas wymienny, gleby, roślinność, współczynnik transferu.<br />

Key words: 137 Cs, <strong>40</strong> K, exchangeable potassium, soils, plant, transfer factor.<br />

The aim of the study was to investigate the influence of exchangeable potassium concentrations<br />

in soils and <strong>40</strong> K activity in plants on migration of radiocaesium 137 Cs from soil to plant.<br />

Samples of soils and plants (grass) were collected in northeastern Poland three times a year<br />

from June 1994 to July 1996. The 137 Cs and <strong>40</strong> K activity were determined by gamma spectrometry<br />

Physicochemical characteristic of soils (pH, content of organic matter, organic carbon<br />

Corg., exchangeable cations concentrations: Caex., Mgex., Naex. and Kex.) were recorded.<br />

The mean activity of two radionuclides were quantified on dry weight basis for soil and the<br />

measured mean concentrations of 137 Cs and <strong>40</strong> K in soil samples were: 29.22 Bq/kg, 367.12<br />

Bq/g respectively, whereas in case of plants the mean concentrations were: 4.39 Bq/kg,<br />

833.71 Bq/kg respectively. 137 Cs and <strong>40</strong> K have similar chemical behavior, the lower values<br />

of TF( 137 Cs) were due to the higher values of TF( <strong>40</strong> K). Some correlations between the 137 Cs<br />

activity in plants and the Kex concentrations in soils have been found.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Radionuklid 137 Cs jest pierwiastkiem antropogenicznym, który przedostał się do środowiska<br />

naturalnego w wyniku przeprowadzonych próbnych wybuchów jądrowych oraz kata-<br />

* Dr Krystyna Niesiobędzka – Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika Warszawska,<br />

ul. Nowowiejska 20, 00-653 Warszawa; tel.: 22 234 54 23;<br />

e-mail: krystyna.niesiobedzka@is.pw.edu.pl<br />

** Dr Elżbieta Krajewska – Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika Warszawska, ul. Nowowiejska<br />

20, 00-653 Warszawa; tel.: 22 234 59 53; e-mail: elzbieta.krajewska@is.pw.edu.pl<br />

262

Wpływ potasu wymiennego i <strong>40</strong> K na migrację radiocezu 137 Cs z roztworu glebowego do roślinności<br />

strof radioekologicznych. Stanowi on szczególny problem dla środowiska przyrodniczego<br />

ze względu na długi okres półrozpadu (T=30,2 lat), łatwą migrację w łańcuchach troficznych<br />

i dużą dostępność biologiczną.<br />

Rozwijanie i rozszerzanie badań dotyczących skażeń promieniotwórczych poza elementem<br />

poznawczym ma duże znaczenie radiologiczne i ekologiczne, a może mieć również<br />

znaczenie w diagnozie i prognozowaniu stanu radiologicznego jednego z ważniejszych<br />

komponentów środowiska, jakim są gleby. Rozbudowa energetyki atomowej, świadomość<br />

potencjalnego zagrożenia, jak również skutki dotychczasowych awarii urządzeń nuklearnych<br />

uzasadniają konieczność prowadzenia szeroko zakrojonych badań, dotyczących pierwiastków<br />

promieniotwórczych i to nie tylko monitoringowych (wykonywanych najczęściej), ale również<br />

kompleksowych z wnikliwą analizą procesów towarzyszących badanemu zagadnieniu.<br />

W radioekologii do określania biodostępności radionuklidów wykorzystuje się tzw.<br />

Transfer Factor (współczynnik transferu TF), będący stosunkiem aktywności radionuklidu<br />

w roślinności do jego aktywności w glebie [Desmet 1991].<br />

R i<br />

w roślinie (Bq/kg suchej masy)<br />

TF = ----------------------------------------------- ,<br />

R i<br />

w glebie (Bq/kg suchej masy)<br />

gdzie: R i<br />

- aktywność radionuklidu.<br />

W związku z intensyfikacją badań radioekologicznych po roku 1986 (po katastrofie<br />

elektrowni jądrowej w Czarnobylu) pojawiło się w literaturze naukowej wiele publikacji dotyczących<br />

zachowania się 137 Cs w środowisku glebowym i możliwości migracji do roślinności<br />

[Bergeijk 1992, Niesiobędzka 1996, Niesiobędzka 2000, Zhiyanski 2005]. Wśród nich są<br />

również prace poświęcone badaniu wpływu właściwości gleb na mobilność i biodostępność<br />

137<br />

Cs i innych radionuklidów w warunkach naturalnych i seminaturalnych. Duża liczba publikacji<br />

przedstawia wyniki specyficznych badań prowadzonych w warunkach symulowanych,<br />

np. badania sorpcji i desorpcji cezu w glebach sztucznie skażonych, badania wpływu potasu<br />

na biodostępność cezu przez aplikowanie roztworów jonów potasu o różnych stężeniach.<br />

Wyniki te są wykorzystywane do opracowania scenariuszy zachowań pierwiastków<br />

w ekosystemie glebowym w zależności od wielu czynników i gatunków gleb. Są one bardzo<br />

cenne, jednak nie zawsze można je odnieść do naturalnego środowiska glebowego, w którym<br />

zachodzą nieustannie różnorodne i często nieprzewidziane procesy.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Zasięg badań obejmował obszary naturalnych gleb (niezaburzonych uprawami rolnymi),<br />

leżących w północno-wschodniej Polsce. W większości tereny badawcze należą do ob-<br />

263

Krystyna Niesiobędzka, Elżbieta Krajewska<br />

szaru tzw. Zielonych Płuc Polski, gdzie zaczęto rozwijać rolnictwo ekologiczne i produkcję<br />

zdrowej żywności. Dużym zainteresowaniem cieszy się również skup ziół, które są stosowane<br />

w popularnych mieszankach ziołowych, jak również są eksportowane za granicę. Są<br />

to gleby piaszczyste, wykazujące względnie wysokie poziomy koncentracji potasu <strong>40</strong> K, który<br />

jest podobny pod względem chemicznym i metabolicznym do cezu i może zachowywać się<br />

konkurencyjnie w stosunku do 137 Cs.<br />

Trzyletnie badania prowadzono od początku maja 1994 r. do października 1996 r., obejmując<br />

badaniami trzy okresy wegetacyjne. Łącznie pobrano 108 niezależnych próbek gleb<br />

i 108 próbek roślinności trawiastej.<br />

Pobraną glebę (z wierzchniej warstwy 0-10 cm) oraz roślinność trawiastą suszono<br />

w temperaturze pokojowej. Wysuszoną glebę przesiewano przez sito o rozmiarze oczek<br />

1 mm w celu usunięcia kamieni i resztek korzeni.<br />

Zakres badań obejmował analizę fizykochemiczną gleb oraz analizę gamma-spektrometryczną<br />

gleb i roślinności pod kątem radioaktywności cezu ( 137 Cs) i innych naturalnych<br />

pierwiastków promieniotwórczych: 228 Ac, 214 Tl z szeregu torowego, 214 Pb, 214 Bi z szeregu<br />

uranowego oraz <strong>40</strong> K.<br />

W ramach analizy fizykochemicznej oznaczono podstawowe parametry charakteryzujące<br />

gleby, m.in. pH, zawartość substancji organicznych, węgiel organiczny utlenialny, węglany,<br />

zasadowe kationy wymienne (w tym jony wymienne potasu K wym.) oraz kwasowość<br />

hydrolityczną H h<br />

[Niesiobędzka 1997].<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Wyniki analizy fizykochemicznej gleb przedstawiono w tabeli 1, z której wynika, że badane<br />

gleby wykazywały dość duże zróżnicowane wartości oznaczanych parametrów.<br />

Tabela 1. Charakterystyka fizykochemiczna gleb<br />

Table 1. Physicochemical characteristic of soils<br />

Wartość<br />

pH<br />

sub.org.<br />

[%]<br />

C org.utl.<br />

[%]<br />

węglany<br />

[%]<br />

Oznaczany parametr<br />

Ca wym.<br />

[cmol(+)/<br />

kg]<br />

Mg wym.<br />

[cmol(+)/<br />

kg]<br />

Na wym.<br />

[cmol(+)/<br />

kg]<br />

K wym.<br />

[cmol(+)/<br />

kg]<br />

Hh<br />

[cmol(+)/<br />

kg)]<br />

Średnia 6,24 8,24 3,08 1,52 6,75 1,93 0,32 0,28 2,53<br />

Mediana 6,29 8,44 2,95 1,03 5,42 1,48 0,31 0,23 2,48<br />

Minimum 4,74 3,17 1,14 0,10 1,84 0,30 0,16 0,05 0,38<br />

Maksimum 7,92 13,26 5,42 5,20 20,60 6,49 0,58 0,89 9,34<br />

Liczba prób 108 108 108 108 108 108 108 108 108<br />

Wyniki badań dotyczących aktywności radioaktywnego 137 Cs oraz <strong>40</strong> K w glebach i roślinności<br />

oraz wartości współczynników transferu cezu TF( 137 Cs) i potasu TF( <strong>40</strong> K) zestawiono<br />

w tabeli 2.<br />

264

Wpływ potasu wymiennego i <strong>40</strong> K na migrację radiocezu 137 Cs z roztworu glebowego do roślinności<br />

Tabela 2. Wartości aktywności Cs-137 I K-<strong>40</strong> w glebach I roślinności oraz współczynników transferu<br />

TF<br />

Table 2. Values of Cs-137 and K-<strong>40</strong> activities in soils and plant transfer factor TF<br />

Wartość<br />

Cs-137(gl.)<br />

[Bq/kg s.m.]<br />

K-<strong>40</strong>(gl.)<br />

[Bq/kg s.m.]<br />

Cs-137(rośl.)<br />

[Bq/kg s.m.]<br />

Radionuklid<br />

K-<strong>40</strong> (rośl.)<br />

[Bq/kg s.m.]<br />

TF(Cs-137)<br />

TF(K-<strong>40</strong>)<br />

Średnia 29,22 367,12 4,39 833,71 0,14 2,37<br />

Mediana 29,12 367,17 2,96 890,78 0,10 2,27<br />

Minimum 5,95 194,91 0,39 316,29 0,03 1,16<br />

Maksimum 59,85 664,01 17,25 1484,83 0,<strong>40</strong> 4,61<br />

Liczba prób 108 108 108 108 108 108<br />

Tabela 3. Wartości współczynników korelacji<br />

Table 3. Values of Correlation coefficient<br />

Parametr K wym. K-<strong>40</strong> (rośl.) TF(K-<strong>40</strong>)<br />

Cs(rośl.) -0,427 -0,210 -0,327<br />

TF(Cs) -0,554 -0,336 -0,3<strong>40</strong><br />

Rys. 1. Analiza regresji wartości Cs-137 (rośl.), K-<strong>40</strong> (rośl.) Kex., TF(Cs-137), TF(K-<strong>40</strong>)<br />

Fig. 1. Regression analysis of values Cs-137 (plant.), K-<strong>40</strong> (plant) Kex., TF(Cs-137), TF(K-<strong>40</strong>)<br />

Z analizy wyników badań wynika, że na biodostępność radionuklidu 137 Cs wpływało wiele<br />

różnorodnych czynników związanych z właściwościami środowiska glebowego [Niesiobędzka<br />

1997], przy czym na uwagę zasługuje wyraźny wpływ stężenia wymiennych jonów<br />

potasu w glebach oraz aktywności <strong>40</strong> K w roślinności.<br />

265

Krystyna Niesiobędzka, Elżbieta Krajewska<br />

Znalezione współzależności wraz z podanymi wartościami współczynników korelacji R<br />

przedstawiono w tabeli 3 oraz w sposób graficzny na rysunku 1. Ujemne wartości R wskazują<br />

na konkurencyjność potasu w stosunku do radioaktywnego cezu w procesie absorpcji korzeniowej<br />

do roślinności. Kuhn i in. [1984] wykazali również współzależności między biodostępnością<br />

137 Cs a stężeniem wymiennych kationów potasu (R=-0.50). Są to wartości bardzo<br />

zbliżone do wyników uzyskanych w niniejszej pracy. Podobne rezultaty otrzymali Valcke i Cremers<br />

[1994], którzy badali procesy sorpcji i desorpcji cezu w glebach organicznych w aspekcie<br />

jego dostępności biologicznej. Stwierdzili oni, że w glebach o dużej zawartości substancji<br />

organicznej, przy małym wysyceniu kompleksu sorpcyjnego kationami potasu, pojemność<br />

sorpcyjna jest związana głównie z materią organiczną, na której zachodzi sorpcja 137 Cs o charakterze<br />

odwracalnym. W warunkach, kiedy w roztworze glebowym zmniejsza się stężenie<br />

jonów cezu, wskutek transportu do roślin, może być ono łatwo i konsekwentnie uzupełniane<br />

w dodatkowe jony tego nuklidu ze źródła, jakim jest materia organiczna.<br />

Zwiększenie stężenia wymiennych kationów potasu powoduje również zwiększenie<br />

wartości pH, a jednocześnie w związku z chemicznym podobieństwem między cezem i potasem<br />

i ich konkurencyjnym oddziaływaniem, wywołuje zmniejszenie wartości TF( 137 Cs).<br />

Z drugiej strony organiczna materia wiąże jednododatnie jony wodorowe oraz w sposób<br />

bardzo nietrwały - jony cezu, które na skutek zmniejszenia wartości pH mogą być łatwo<br />

uruchamiane do roztworu glebowego, z którego są pobierane przez roślinność tym intensywniej,<br />

im mniej jonów potasowych znajduje się w roztworze gleb. Badane gleby o mniejszych<br />

stężeniach wymiennych jonów potasu charakteryzowały największe wartości współczynników<br />

transferu cezu do szaty roślinnej. Podobny efekt uzyskali Fredriksson [1970]<br />

oraz Kuhn [1984].<br />

Cez i potas wykazują tendencję do adsorpcji w wymiennych miejscach koloidów glebowych.<br />

Według Cremersa [1988] istnieją dwa rodzaje miejsc sorpcyjnych w glebach:<br />

● pierwszy o charakterze regularnym (REC-Regular Exchange Complex o małej selektywności<br />

w stosunku do cezu)<br />

oraz<br />

● drugi o charakterze specyficznym (FES-Frayed Edge Sites o dużej selektywności;<br />

związane z postrzępionymi krawędziami niektórych minerałów), wykazujące wysoce<br />

selektywną sorpcję w stosunku do słabo hydratowanych jednododatnich kationów.<br />

Cremers stwierdził, że istnienie miejsc REC i FES-zależnych od stosunku substancji<br />

mineralnej do organicznej różnicuje gleby pod kątem ich powinowactwa do wiązania jonów<br />

cezu. Sweeck, obliczając liczbę miejsc FES w badanej glebie [Sweeck 1990], opracował<br />

metodę oceny zdolności tej gleby do zatrzymywania cezu w formie niedostępnej<br />

dla roślin, wprowadzając pojęcie tzw. ISPR (Specyficzna Zdolność Przechwytywania Radiocezu).<br />

Cremers próbował wykorzystać tę metodę w badaniach gleb pochodzących z Cumbrii,<br />

jednak zbyt rygorystyczne warunki, jakie zaproponował Sweeck, spowodowały, że ta me-<br />

266

metoda nie znalazła szerszego zastosowania w badniach skażeń gleb i osadów radiocezem<br />

wzdłuż wybrzeża Cumbryjskiego.<br />

Wpływ potasu wymiennego i <strong>40</strong> K na migrację radiocezu 137 Cs z roztworu glebowego do roślinności<br />

Analiza statystyczna wykazała istnienie współzależności pomiędzy TF( 137 Cs) a TF( <strong>40</strong> K)<br />

toda nie znalazła szerszego zastosowania w badniach skażeń gleb i osadów radiocezem<br />

(R=-0.34). Fakt ten potwierdza konkurencyjny charakter izotopów cezu i potasu w procesie<br />

wzdłuż wybrzeża Cumbryjskiego.<br />

Analiza jonowej statystyczna absorpcji korzeniowej wykazała istnienie tych pierwiastków współzależności przez pomiędzy roślinność. TF( 137 Autorzy Cs) a TF( innych <strong>40</strong> K) prac<br />

(R=-0.34). również Fakt zwracają ten potwierdza uwagę na konkurencyjny aspekt współzawodnictwa charakter izotopów obu cezu tych pierwiastków i potasu w procesie<br />

jonowej absorpcji korzeniowej tych pierwiastków przez roślinność. Autorzy innych prac<br />

w procesie<br />

migracji w ekosystemie glebowym [Korobova 2007, Kumar 2008]. Wzrost pobierania <strong>40</strong> K<br />

również zwracają uwagę na aspekt współzawodnictwa obu tych pierwiastków w procesie<br />

przez roślinność powodował zmniejszenie absorpcji jonów cezu z roztworu glebowego do<br />

migracji w ekosystemie glebowym [Korobova 2007, Kumar 2008]. Wzrost pobierania <strong>40</strong> K<br />

przez szaty roślinność roślinnej. powodował W wyniku zmniejszenie analizy absorpcji statystycznej jonów uzyskanych cezu z roztworu wyników glebowego badań do uzyskano<br />

szaty równanie roślinnej. typu W wyniku Y = analizy aX b , opisujące statystycznej współzależność uzyskanych między wyników wartościami badań uzyskano współczynników<br />

równanie<br />

typu Y = aX b , opisujące współzależność między wartościami współczynników transferu<br />

137 Cs <strong>40</strong> K (rys. 2):<br />

transferu 137 Cs <strong>40</strong> K (rys. 2):<br />

[TF( 137 Cs)] = 0.205 [TF( <strong>40</strong> K)] -0,717<br />

[TF( 137 Cs)] = 0.205 [TF( <strong>40</strong> K)] -0,717<br />

gdzie: Y - wartość współczynnika transferu TF( 137 Cs)<br />

Y – wartość współczynnika transferu TF( 137 Cs),<br />

X – wartość współczynnika transferu TF( <strong>40</strong> K).<br />

Rys. 2. Analiza regresji wartości TF(Cs-137) i TF(K-<strong>40</strong>)<br />

Fig. 2. Regression analysis of values TF(Cs-137) and TF(K-<strong>40</strong>)<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Jednym z głównych czynników rządzących transportem 137 Cs ze środowiska glebowego<br />

do szaty roślinnej jest stężenie składników mineralnych i pierwiastków śladowych<br />

w roztworze glebowym obejmującym warstwę korzeniową roślin. Kluczowym współzawodniczącym<br />

jonem cezu, zarówno w procesie sorpcji, jak i w przenikaniu do roślin, jest<br />

niewątpliwie jon potasu, bardzo zbliżony pod względem fizycznym i chemicznym do radionuklidu<br />

cezu.<br />

267

Krystyna Niesiobędzka, Elżbieta Krajewska<br />

2. Roślinność w trakcie przyjmowania składników odżywczych z roztworu glebowego<br />

nie jest zdolna rozróżnić tych dwóch kationów, co w konsekwencji może prowadzić do<br />

zwiększenia przyjmowania jonów cezu przy niedoborze jonów potasowych w roztworze<br />

glebowym.<br />

3. Analiza statystyczna wyników badań wykazała również istnienie współzależności między<br />

TF( 137 Cs) a TF( <strong>40</strong> K). Fakt ten potwierdza konkurencyjny charakter radioizotopów<br />

137<br />

Cs i <strong>40</strong> K w procesie jonowej absorpcji korzeniowej tych pierwiastków w ekosystemie<br />

glebowym. Zwiększenie wartości TF( <strong>40</strong> K) implikowało zmniejszenie wartości TF( 137 Cs),<br />

co wyrażało się w mniejszych wartościach aktywności 137 Cs w szacie roślinnej.<br />

Piśmiennictwo<br />

Belli M., Tikhomirov W. 1996. Behaviour of radionuclides in natural and semi-natural<br />

environments. European Commission. International scientific collaboration on the consequences<br />

of the Chernobyl accident (1991-1995): 61-68.<br />

Bergeijk K.E., Nordijk K., Lembrechts J., Frissel M.J. 1992. Influence of pH, sol<br />

type and soil organic matter content on soil-to-plant transfer of radiocaesium and radiostrontium<br />

as analysed by a nonparametric method. J. Environ. Rad. 15: 265-276.<br />

Bogatov S.A., Borovy A.A. 1991. Hot fuel particles from unit 4 and vicinity: research<br />

methods and phenomenological description. The radiobiological impact of hot beta<br />

particles from the Chernobyl fallout: Risk assessment, Kiev, Ukraine, August. Vienna:<br />

IAEA: part II: 1-16.<br />

Cremers A., Elsen A., De Preter P., Maes A. 1988. Quantitative analysis of radioceasium<br />

retention in soils. Nature 335: 247-249.<br />

Desmet G.M., Van Loon L.R. Howard B.J. 1991. Chemical speciation and bioavailability<br />

of elements in the environment and their relevance to radioecology. The Science of<br />

the Total of Environment 100: 100-124.<br />

Fredriksson L.1970. Plant uptake of fission products. Lantbbrukshgskolans Annaler<br />

36.1: 41-60<br />

Korobova E. M., Brown J.B., Ukraintseva N., Surkov V. 2007. 137 Cs and <strong>40</strong> K in<br />

the terrestrial vegetation of the Yenisey Estuary: landscape, soil and plant relationships<br />

Journal of Environmental Radioactivity 96: 144–156.<br />

Kuhn W., Handl J., Schuller P. 1984. The influence of soil parameters on 137 Cs-uptake<br />

by plants from long-term fallout on forest clearings and grassland. Health Phys.<br />

46: 1083–1093.<br />

Kumar A., Singhal R.K., Preetha J., Rupali K., Narayanan U., Sughandhi S.,<br />

Mishra M.K., Ranade A.K. 2008. Impact of Tropical Ecosystem on the Migrational<br />

Behavior of K-<strong>40</strong>, Cs-137, Th-232 U-238 in Perennial Plants. Water Air Soil Pollut. 192:<br />

293–302.<br />

268

Wpływ potasu wymiennego i <strong>40</strong> K na migrację radiocezu 137 Cs z roztworu glebowego do roślinności<br />

Niesiobędzka K. 1996. The Influence of Soil Parameters on the 137 Cs Soil- to-Plant Transfer<br />

Factors. Polish Journal of Environmental Studies vol. 5, No 5: 105-109.<br />

Niesiobędzka K. 1997. Praca doktorska. Właściwości gleb jako czynniki determinujące<br />

migrację radionuklidu cezu Cs 137 w relacji gleba-szata roślinna na przykładzie obszarów<br />

północno-wschodniej Polski. PW. Warszawa: 173.<br />

Niesiobędzka K. 2000. Specjacja radionuklidu 137 Cs w glebach. Chemia i Inżynieria Ekologiczna.<br />

T 7, <strong>Nr</strong> 3: 237-247.<br />

Shuller P., Handl J., Trumper R.E. 1988. Dependence of the 137 Cs soil-to-transfer<br />

factor on soil parameters. Health Phys. 3: 115-121.<br />

Sweeck L.J., Wauters J., Valcke E., Cremers A. 1990.The sensitivity of upland<br />

soils to radiocaesium contamination. Proceeding of a CEC workshop, Udine, Italy, September,<br />

Elsevier: 249-258.<br />

Valcke E., Cremers A. 1994. Sorption-desorption of radiocaesium in organic mater soil.<br />

The Science of the Total Environment 157: 275-283.<br />

Zhiyanski M., Sokolovska M. Lucot E., Badot P.M. 2005. Cs-137 contamination in<br />

forest ecosystems in southwest Rila Mountain. Bulgaria. Environ Chem Lett. 3: 49–52.<br />

269

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Sylwester Smoleń*<br />

Wpływ nawożenia jodem i azotem na skład mineralny<br />

marchwi<br />

The effect of iodine and nitrogen fertilization on the<br />

mineral composition of the carrot<br />

Słowa kluczowe: mikroelementy, metale ciężkie, pierwiastki śladowe.<br />

Key words: microelements, heavy metals, trace elements.<br />

In 2008 carrot “Kazan F 1<br />

” was cultivated in a pot experiment on heavy soil with iodine application<br />

(in the concentration of 1 mg I·dm -3 of soil) in the form of KI and KIO 3<br />

. The experiment<br />

included variable nitrogen fertilization – control without N and combinations with N (in the concentration<br />

of 100 mg N·dm -3 of soil) supplied in the form of Ca(NO 3<br />

) 2<br />

and (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

. Among<br />

all tested elements (Al, As, B, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Ga, Li, Mn, Ni, Pb, Sb, Sr, Ti, V, Zn) significant<br />

effect of iodine fertilization in combination with different nitrogen forms was shown on<br />

the content of Al, B, Fe, Mn, Sr, Ti, Cd, Cu, Cr, Li i V in carrot storage roots. In combinations<br />

without nitrogen, iodine application in the form of KIO 3<br />

resulted in higher concentration of Al<br />

and Li as well as lower Cu content, whereas KI treatment decreased uptake and accumulation<br />

of B, Fe, Ti and V in carrot roots. In combinations without N fertilization iodine supplementation<br />

(in both forms) led to lower concentration of Co, Mn and Sr as well as caused an increase<br />

in Cr accumulation when compared to control plants. Nitrogen fertilization both in the form of<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

and (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

modified the effect of iodine (supplied as KI and KIO 3<br />

) on uptake and<br />

accumulation of Al, B, Cd, Cr, Cu, Fe, Li, Ti and V in carrot storage roots.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Jod nie jest uznawany za pierwiastek niezbędny dla roślin, jednakże przy niskich stężeniach<br />

w glebie obserwowany jest jego pozytywny wpływ na rośliny. Przyczyny tego zjawi-<br />

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

Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków;<br />

tel.: 12 662 52 39; e-mail: Sylwester.Smolen@interia.pl<br />

270

Wpływ nawożenia jodem i azotem na skład mineralny marchwi<br />

ska nie zostały jednak wyjaśnione [Kabata, Mukherjee 2007]. W dostępnej literaturze, poza<br />

wykazanym antagonistycznym oddziaływaniem jodu na pobieranie chloru [Szkolnik 1980],<br />

brak jest doniesień na temat wpływu nawożenia jodem czy też interakcji jodu z nawożeniem<br />

innymi składnikami pokarmowymi na proces mineralnego żywienia roślin, a także na pobieranie<br />

i akumulację metali ciężkich przez rośliny.<br />

Celem badań, których wyniki są prezentowane w niniejszej pracy, było określenie wpływu<br />

doglebowego nawożenia jodem w formie jodku (I - ) i jodanu (IO 3-<br />

) w połączeniu ze zróżnicowanym<br />

(pod względem formy nawozu azotowego) nawożeniem azotem na zawartość<br />

mikroelementów pokarmowych, metali ciężkich i pierwiastków śladowych w korzeniach spichrzowych<br />

marchwi.<br />

2. Materiał i Metody badań<br />

Marchew „Kazan F 1<br />

” uprawiano w roku 2008 w pojemnikach ażurowych o wymiarach<br />

60×<strong>40</strong>×20 cm, umieszczonych na terenie otwartym pod cieniówką. Pojemniki wypełniono<br />

glebą ciężką (pył ilasty o składzie granulometrycznym: 14% piasku, 45% pyłu, 41% iłu)<br />

o zawartości substancji organicznej 2,43%. Siew nasion wykonano w dniu 25.04.2008 r. Zawartość<br />

przyswajalnych form składników pokarmowych przed rozpoczęciem uprawy uzupełniono<br />

do poziomu: P 80 mg i K 170 mg·dm -3 gleby, stosując nawożenie KH 2<br />

PO 4<br />

(w formie<br />

nawozu firmy Yara) opierając się na wynikach analizy chemicznych właściwości gleby.<br />

Nawożenia Mg i Ca nie wykonywano, ponieważ zawartość tych składników w glebie (Mg<br />

107 mg i Ca 1026 mg·dm -3 gleby) pokrywała potrzeby pokarmowe marchwi. Zawartość<br />

azotu mineralnego w glebie przed rozpoczęciem uprawy wynosiła: N-NH 4<br />

2,4 mg i N-NO 3<br />

8,5 mg·dm -3 gleby.<br />

Badaniami objęto obiekty z doglebowym przedsiewnym nawożeniem jodem (I) i azotem<br />

(N), zróżnicowanym w następujący sposób pod względem formy aplikowanych nawozów:<br />

● kontrola bez nawożenia N i I,<br />

● nawożenie I w formie KI bez nawożenia N,<br />

● nawożenie I w formie KIO 3<br />

bez nawożenia N,<br />

● nawożenie N+I w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KI,<br />

● nawożenie N+I w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KIO 3<br />

,<br />

● nawożenie N+I w formie (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

i KI,<br />

● nawożenie N+I w formie (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

i KIO 3<br />

.<br />

Azot i jod aplikowano jednorazowo przedsiewnie, w dawce 100 mg N·dm -3 gleby i 1 mg<br />

I·dm -3 gleby, tj. w przeliczeniu 200 kg N i 2 kg I∙ha -1 . Aplikacja w formie: KI i KIO 3<br />

– odczynniki<br />

cz.d.a., (KI – POCh; KIO 3<br />

– Sigma Aldrich), Ca(NO 3<br />

) 2<br />

– nawóz firmy Yara, (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

–<br />

nawóz Z.A. Kędzierzyn.<br />

Zbór marchwi połączony z pobraniem prób gleby i korzeni spichrzowych do analiz<br />

chemicznych przeprowadzono 2.10.2008 r. W korzeniach spichrzowych marchwi oraz<br />

271

Sylwester Smoleń<br />

w próbach gleby oznaczono zawartość: Al, As, B, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Ga, Li, Mn,<br />

Ni, Pb, Sb, Sr, Ti, V, Zn, techniką ICP-OES, z zastosowaniem wysokiej rozdzielczości<br />

spektrometru Prodigy Teledyne Leeman Labs. Zawartość wymienionych pierwiastków<br />

w marchwi oznaczono po mikrofalowej mineralizacji prób w 65% superczystym HNO 3<br />

.<br />

W próbkach gleby zawartość wspomnianych pierwiastków oznaczono w ekstraktach<br />

0,03 M CH 3<br />

COOH (z gleby o naturalnej wilgotności, pobranej bezpośrednio po zbiorze<br />

marchwi) oraz 1 M HCl (z gleby wysuszonej, zmielonej i przesianej przez sito o średnicy<br />

oczek 1 mm). Uzyskane wyniki weryfikowano statystycznie przy użyciu modułu ANOVA<br />

programu ‘Statistica 8.0 PL’ dla P < 0,05. Istotność różnic między obiektami była oceniana<br />

za pomocą testu Duncana.<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Spośród przebadanych dziewiętnastu pierwiastków wykazano istotny wpływ zastosowanego<br />

nawożenia jodem i azotem na zawartość Al, B, Ba, Fe, Mn, Sr, Ti, Cd, Co, Cu, Cr,<br />

Li, Ni, V, Zn w marchwi (tabele 1 i 2). Zwiększenie zawartości Al, Ba, Fe, Mn, Cd, Ni, Zn,<br />

Co, Li i V w marchwi nawożonej (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

w stosunku do marchwi w kontroli, nienawożonej<br />

azotem i roślin nawożonych Ca(NO 3<br />

) 2<br />

, znajduje potwierdzenie w badaniach Gębskiego<br />

i Mercika [1997] oraz Smolenia i Sady [2007] oraz w doniesieniach Gębskiego [1998] oraz<br />

Sady i Smolenia [2004].<br />

Tabela 1. Zawartość Al, As B, Ba, Fe, Ga, Mn, Sr i Ti w korzeniach spichrzowych oraz w glebie<br />

po uprawie marchwi<br />

Table 1. Concentration of Al, As B, Ba, Fe, Ga, Mn, Sr and Ti in carrot storage roots and in soil<br />

after carrot cultivation<br />

Obiekt<br />

Zawartość w korzeniach spichrzowych marchwi (mg·kg -1 s.m.)<br />

Al As B Ba Fe Ga Mn Sr Ti<br />

1. Kontrola (bez N i I) 56,8 c 0,66 a 27,3 cd 14,9 a 61,5 c 1,31 a 6,2 c 18,2 cd 3,5 c<br />

2. KI (bez N) 55,7 c 0,87 a 26,0 b 15,0 a 50,4 b 1,28 a 5,2 b 16,2 b 2,9 b<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 69,1 e 0,<strong>40</strong> a 26,7 bc 15,2 a 59,7 c 1,31 a 4,7 ab 14,7 a 3,8 cd<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 51,8 b 0,36 a 26,0 b 15,6 a 51,7 b 1,13 a 5,3 b 19,4 e 2,5 ab<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

39,8 a 0,42 a 24,7 a 14,9 a 41,4 a 1,04 a 4,1 a 18,9 de 2,2 a<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 75,7 f 0,30 a 28,1 d 18,4 b 73,7 e 1,21 a 15,9 d 17,9 c 4,0 c<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

63,5 d 0,44 a 27,9 cd 19,3 b 67,3 d 1,25 a 15,9 d 18,0 c 3,4 d<br />

Zawartość w glebie (mg∙dm -3 ), oznaczana w 0,03 M CH 3<br />

COOH<br />

1. Kontrola (bez N i I) 0,65 a 1,67 a 0 0,15 a 0,38 a 0 0,25 a 0,59 a 0<br />

2. KI (bez N) 0,54 a 1,22 a 0 0,19 a 0,16 a 0 0,<strong>40</strong> a 0,72 b 0<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 0,53 a 1,43 a 0 0,19 a 0,18 a 0 0,37 a 0,71 b 0<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 0,53 a 1,34 a 0 0,17 a 0,21 a 0 0,36 a 0,88 c 0<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

0,63 a 1,28 a 0 0,15 a 0,31 a 0 0,37 a 0,76 b 0<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 0,72 a 1,41 a 0 0,14 a 0,30 a 0 0,34 a 0,58 a 0<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

0,62 a 1,54 a 0 0,14 a 0,23 a 0 0,31 a 0,52 a 0<br />

272

Wpływ nawożenia jodem i azotem na skład mineralny marchwi<br />

Zawartość w glebie (mg∙kg -1 ), oznaczana w 1 M HCl<br />

1. Kontrola (bez N i I) 1442,3 a 3,77 a 0,92 c 54,6 c 2234,0 b 1,81 a 348,8 c 15,8 b 7,84 a<br />

2. KI (bez N) 1435,5 a 3,71 a 0,90 c 52,2 a 2114,9 a 1,75 a 310,1 b 15,6 ab 8,14 c<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 14<strong>40</strong>,8 a 3,65 a 0,88 c 53,0 ab 2106,8 a 1,76 a 299,7 b 15,4 ab 7,95 ab<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 1473,3 ab 3,80 a 0,81 b 54,2 bc 2121,5 a 1,76 a 284,8 a 19,6 d 8,29 d<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

1506,6 b 3,87 a 1,10 d 54,7 c 2147,8 ab 1,80 a 299,1 b 18,8 c 8,59 e<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 1506,1 b 3,83 a 0,73 a 54,3 bc 2066,6 a 1,76 a 276,8 a 15,3 ab 8,03 bc<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

1469,1 ab 3,80 a 0,81 b 53,5 abc 2037,7 a 1,76 a 275,0 a 15,2 a 8,31 d<br />

Uwaga! Średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

Tabela 2. Zawartość Cd, Cu, Ni, Zn, Co, Cr, Li, Pb, Sb i V w korzeniach spichrzowych oraz w glebie<br />

po uprawie marchwi<br />

Table 2. Concentration of Cd, Cu, Ni, Zn, Co, Cr, Li, Pb, Sb and, V in carrot storage roots and<br />

in soil after carrot cultivation<br />

Zawartość w korzeniach spichrzowych marchwi<br />

Obiekt<br />

(mg·kg -1 s.m. )<br />

(μg·kg -1 s.m.)<br />

Cd Cu Ni Zn Co Cr Li Pb Sb V<br />

1. Kontrola (bez N i I) 0,86 ab 3,31 c 0,29 a 23,9 a 108,5 bc 0 92,2 c 427,4 a 270,2 a 155,7 c<br />

2. KI (bez N) 0,88 b 3,23 c 0,26 a 23,7 a 77,1 ab <strong>40</strong>,0 87,9 bc <strong>40</strong>3,4 a 249,1 a 136,6 b<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 0,88 b 2,94 b 0,31 a 24,9 a 93,3 ab 30,0 102,8 d 506,7 a 368,5 a 171,0 de<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 0,79 a 2,75 a 0,29 a 22,1 a 87,5 ab 0 78,3 b 384,2 a 246,9 a 138,1 b<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

0,80 a 2,59 a 0,<strong>40</strong> a 22,0 a 64,0 a 60,0 56,8 a 284,2 a 350,0 a 110,4 a<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 1,42 c 3,03 b 0,82 b 35,4 b 1<strong>40</strong>,9 c 0 125,3 e 280,5 a 225,2 a 174,2 e<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

1,55 d 3,23 c 0,88 b 36,3 b 129,1 c 30,0 108,8 d 567,6 a 360,0 a 161,0 cd<br />

Zawartość w glebie (μg∙dm -3 ), oznaczana w 0,03 M CH 3<br />

COOH<br />

1. Kontrola (bez N i I) 1,25 a 17,1 a 6,07 a 0,43 a 0 0 2,30 a 2,85 a 0 0<br />

2. KI (bez N) 1,63 a 23,4 a 7,15 abc 0,53 a 0 0 2,83 ab 5,45 a 0 0<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 1,53 a 22,7 a 6,90 abc 0,53 a 0 0 2,80 ab 2,03 a 0 0<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 1,48 a 21,2 a 6,77 abc 0,53 a 0 0 2,80 ab 1,88 a 0 0<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

1,<strong>40</strong> a 21,0 a 6,38 ab 0,47 a 0 0 2,43 a 3,43 a 0 0<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 1,<strong>40</strong> a 22,8 a 7,80 c 0,49 a 0 0 4,08 c 4,03 a 0 0<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

1,38 a 20,0 a 7,33 bc 0,48 a 0 0 3,58 bc 2,98 a 0 0<br />

Zawartość w glebie (mg∙kg -1 ), oznaczana w 1 M HCl<br />

1. Kontrola (bez N i I) 1,06 b 5,17 a 3,31 c 56,9 a 2,16 d 1,65 a 0,89 a 29,5 b 0,18 a 6,97 a<br />

2. KI (bez N) 1,00 ab 5,02 a 3,15 ab 51,7 a 1,93 c 1,67 a 0,91 a 27,9 a 0,15 a 6,79 a<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 1,02 ab 5,08 a 3,14 ab 51,8 a 1,87 bc 1,62 a 0,91 a 28,0 a 0,12 a 6,82 a<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 1,06 b 5,23 a 3,09 a 56,8 a 1,78 b 1,64 a 0,94 ab 28,3 a 0,18 a 6,94 a<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

1,03 ab 5,16 a 3,17 ab 53,7 a 1,86 bc 1,67 a 1,01 c 28,6 a 0,18 a 6,95 a<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 1,00 ab 5,15 a 3,22 b 55,9 a 1,67 a 1,63 a 0,97 bc 28,3 a 0,15 a 6,90 a<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

0,98 a 5,22 a 3,15 ab 53,4 a 1,69 a 1,65 a 0,94 ab 27,8 a 0,12 a 6,70 a<br />

Uwaga! Średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

273

Sylwester Smoleń<br />

Al, Li, Cu i Cd. W obiektach nienawożonych azotem doglebowa aplikacja KIO 3<br />

w porównaniu<br />

do kontroli i nawożenia KI powodowała zwiększenie zawartości Al i Li oraz zmniejszenie<br />

zawartości Cu w marchwi (tabele 1 i 2). Spośród omawianych czterech pierwiastków<br />

w obiektach nienawożonych azotem aplikacja jodu w formie KI i KIO 3<br />

nie powodowała<br />

istotnych zmian zawartości Cd w marchwi. W korzeniach spichrzowych marchwi natomiast<br />

nawożonej zarówno Ca(NO 3<br />

) 2<br />

, jak i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, doglebowa aplikacja KIO 3<br />

powodowała<br />

zmniejszenie zawartości Al i Li w porównaniu do zawartości tych pierwiastków w korzeniach<br />

roślin nawożonych KI. W marchwi nawożonej (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, natomiast aplikacja doglebowa<br />

KIO 3<br />

powodowała zwiększenie zawartości Cd i Cu, czego nie odnotowano przy nawożeniu<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

.<br />

Na tle zróżnicowanego nawożenia azotem aplikacja doglebowa jodu w formie KI i KIO 3<br />

nie powodowała istotnych zmian zawartości Al, Cd i Cu w glebie, oznaczanych zarówno<br />

w wyciągu 0,03 M CH 3<br />

COOH, jak i 1 M HCl. Analiza gleby w 1 M HCl wykazała, że przy nawożeniu<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

aplikacja KIO 3<br />

, w porównaniu do zawartości przy aplikacji KI, spowodowała<br />

statystycznie istotne zwiększenie zawartości Li w glebie, choć zmiany te były stosunkowo<br />

niewielkie. Ponieważ w obiekcie nawożonym Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KIO 3<br />

stwierdzono zmniejszenie<br />

zawartości Li w marchwi (w stosunku do aplikacji Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KI) dlatego też przedstawione<br />

zależności mogą w pośredni sposób wskazywać na potencjalną możliwość inhibującego<br />

oddziaływania (złożonej interakcji) IO 3<br />

-<br />

i NO 3<br />

-<br />

a pośrednio również Ca 2+ i K + , podawanych<br />

łącznie roślinom w postaci soli Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KIO , na pobieranie Li przez marchew. Przyczynę<br />

3<br />

wspomnianych zależności można upatrywać w prawdopodobnym oddziaływaniu nawożenia<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

na przemianę Li w glebie w formy (specjacje) słabiej pobierane przez<br />

rośliny. W pewnym stopniu ta hipoteza znajduje uzasadnienie w opisanych wyżej wynikach<br />

analizy gleby w 1 M HCl.<br />

B, Fe i V. W porówaniu do kontroli, w obiektach nienaważonych azotem, po zastosowaniu<br />

KI stwierdzono w marchwi niższą zawartość B, Fe i V (przy czym zawartość B była<br />

na zbliżonym poziomie do poziomu w marchwi nawożonej KIO 3<br />

), a po nawożeniu KIO 3<br />

większą zawartość V (tabele 1 i 2). W obiektach nawożonych azotem, zarówno w formie<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

, jak i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, aplikacja KIO 3<br />

w porównaniu do nawożenia jodem w formie KI<br />

powodowała zmniejszenie zawartości Fe i V w marchwi, jak również B, ale tylko po nawożeniu<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

. Zawartość B w korzeniach spichrzowych roślin z obydwu obiektów nawożonych<br />

(NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

była podobna.<br />

Warto zwrócić uwagę, że zawartość w glebie Fe (oznaczonego w wyciągach 0,03 M kwasu<br />

octowego) we wszystkich obiektach kształtowała się na podobnym poziomie. Zawartość<br />

B i V, podobnie jak i Co, Cr, Sb, Ga i Ti, w tych samych ekstraktach była mniejsza od możliwości<br />

ich oznaczenia techniką ICP-OES. Analiza zawartości B, Fe i V w 1 M HCl wykazała, że<br />

aplikacja KIO 3<br />

w porównaniu do KI w obiektach nawożonych azotem zarówno w formie soli<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

, jak i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, powodowała zwiększenie zawartości B, czego nie odnotowano<br />

w glebie nienawożonej azotem. W glebie nienawożonej azotem nawożenie KI i KIO 3<br />

powo-<br />

274

Wpływ nawożenia jodem i azotem na skład mineralny marchwi<br />

dowało w porównaniu z kontrolą w podobnym stopniu zmniejszenie zawartości Fe oznaczanego<br />

w 1 M HCl. Należy podkreślić, że również w obiektach nawożonych azotem zawartość<br />

Fe w glebie była niższa niż w kontroli - nie wykazano jednak wpływu formy aplikowanego<br />

jodu na zawartość Fe w glebie. We wszystkich obiektach zawartość V w glebie oznaczanego<br />

w 1 M HCl była podobna. Generalnie zatem wykazane zmiany zawartości B, Fe i V w marchwi<br />

pod wpływem nawożenia jodem na tle zróżnicowanego nawożenia azotem nie miały<br />

związku z oddziaływaniem badanych czynników doświadczenia na zawartość tych pierwiastków<br />

w glebie, oznaczanych zarówno w 0,03 M kwasie octowym, jak i 1 M HCl. Należy<br />

jednak zauważyć, że przy zmniejszeniu zawartości B w marchwi nawożonej Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

stwierdzono wyraźne zwiększenie zawartości tego pierwiastka w glebie, oznaczanego<br />

w 1 M HCl. Fakt ten może wskazywać na istnienie potencjalnego inhibującego oddziaływania<br />

IO 3<br />

- -<br />

i NO 3<br />

(a pośrednio również Ca 2+ i K + podawanych łącznie roślinom w postaci soli Ca-<br />

(NO 3<br />

) 2<br />

i KIO ) na pobieranie B przez marchew. Inną przyczyną uzyskanych wyników mogła<br />

3<br />

być przemiana B w glebie pod wpływem nawożenia Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

, w formy (specjacje),<br />

które były słabiej pobierane przez rośliny.<br />

Mn i Sr. W porównaniu do kontroli w obiektach nienaważonych azotem aplikacja jodu zarówno<br />

w formie KI jak i KIO 3<br />

powodowała zmniejszenie zawartości Mn i Sr w marchwi przy<br />

czym KIO 3<br />

w tym zakresie wykazywał silniejsze oddziaływanie (tab. 1). Zmniejszenie w marchwi<br />

zawartości Mn w tych obiektach skorelowane było z wykazaną mniejszą zawartością tego<br />

pierwiastka w glebie po ekstrakcji 1 M HCl. W porównaniu z kontrolą w marchwi uprawianej<br />

w glebie z tych obiektów stwierdzono istotne zwiększenie zawartości Sr, oznaczanego w 0,03<br />

M kwasie octowym. Hipotetyczną przyczyną obniżenia zawartości Sr w marchwi pod wpływem<br />

nawożenia jodem mogło być zatem przejście Sr pod wpływem zwiększonej podaży I – –<br />

i IO 3<br />

w formy mniej przyswajalne dla roślin. Należy podkreślić, że pomimo wykazanego istotnego<br />

zróżnicowania zawartości Sr (oznaczanego w 0,03 M kwasie octowym i 1 M HCl) w obiektach<br />

nawożonych azotem w formie soli Ca(NO 3<br />

) 2<br />

oraz (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, aplikacja KI jak i KIO 3<br />

nie miała<br />

istotnego wpływu na zawartość Sr w marchwi. Aplikacja KIO 3<br />

w porównaniu do nawożenia KI<br />

powodowała zmniejszenie zawartości Mn w marchwi nawożonej Ca(NO 3<br />

) 2<br />

(czego nie wykazano<br />

w przypadku nawożenia siarczanem amonu), co było skorelowane z nieznacznym, choć<br />

istotnym statystycznie zwiększeniem zawartości Mn w glebie oznaczanego w 1 M HCl.<br />

Co i Cr. W porównaniu do kontroli w obiektach nienaważonych azotem aplikacja jodu<br />

zarówno w formie KI jak i KIO 3<br />

przyczyniła się do nieznacznego obniżenia zawartości<br />

Co oraz zwiększenia zawartości Cr w marchwi (tabele 1 i 2). Aplikacja KIO 3<br />

w porównaniu<br />

do nawożenia KI powodowała wzrost zawartości Cr w marchwi nawożonej Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, nie wykazano jednak istotnego zróżnicowania pomiędzy obiektami badań<br />

w zawartości Cr w glebie oznaczanego w 1 M HCl. Należy zauważyć, że pomimo wykazanego<br />

istotnego zróżnicowania zawartości Co (oznaczanego w 1 M HCl) w glebie to na tle<br />

nawożenia azotem w formie soli Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

aplikacja KI jak i KIO 3<br />

nie miała istotnego<br />

wpływu na zawartość Co w marchwi.<br />

275

Sylwester Smoleń<br />

Ti. W obrębie obiektów nienawożonych azotem aplikacja KI powodowała obniżenie<br />

zawartości Ti w marchwi w porównaniu do kontroli, co było skorelowane ze zwiększoną<br />

zawartością Ti w glebie oznaczanego w 1 M HCl (tab. 1). Z kolei w marchwi nawożonej<br />

(NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

aplikacja KIO 3<br />

w porównaniu do KI powodowała istotne zmniejszenie zawartości<br />

Ti w marchwi czemu towarzyszyło zwiększenie zawartości Ti w glebie oznaczanego w 1 M<br />

HCl. Powyższe wyniki wskazują, że oddziaływanie nawożenia jodem w formie KI i KIO 3<br />

na<br />

zawartość Ti w marchwi oraz na stopień rozpuszczalności (dostępności dla roślin) tego pierwiastka<br />

w glebie ulegają zmianom pod wpływem nawożenia (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

.<br />

W zakresie wykazanego istotnego oddziaływania nawożenia jodem w formie KI i KIO 3<br />

(na tle zróżnicowanego nawożenia azotem) na zawartość: Al, B, Fe, Mn, Sr, Ti, Cd, Co, Cu,<br />

Cr, Li i V w marchwi trudno jest w pełni obiektywny sposób przedyskutować uzyskane wyniki<br />

z rezultatami badań innych autorów ze względu na brak w dostępnej autorowi literaturze<br />

jakichkolwiek informacji, które poruszałyby te zagadnienia.<br />

4. Wnioski<br />

1. Spośród przebadanych dziewiętnastu pierwiastków na tle zróżnicowanego nawożenia<br />

azotem wykazano istotny wpływ nawożenia jodem na zawartość Al, B, Fe, Mn, Sr, Ti,<br />

Cd, Cu, Cr, Li i V w marchwi.<br />

2. W obiektach nienawożonych azotem wykazano, że jod w formie KIO 3<br />

powodował<br />

wzrost zawartości Al i Li oraz zmniejszenie zawartości Cu, natomiast jod w formie KI<br />

powodował zmniejszenie zawartości B, Fe, Ti i V w marchwi.<br />

3. W porównaniu do kontroli w obiektach nienawożonych azotem aplikacja jodu zarówno<br />

w formie KI jak i KIO wpłynęła na zmniejszenie zawartości Co, Mn i Sr oraz na zwiększenie<br />

zawartości Cr w marchwi.<br />

4. Nawożenie azotem zarówno w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

jak i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

wpłynęło na zmianę,<br />

w porównaniu do obiektów nienawożonych azotem oddziaływania jodu w formie KI<br />

i KIO 3<br />

na pobieranie i akumulację Al, B, Cd, Cr, Cu, Fe, Li, Ti i V w marchwi.<br />

5. Oprócz zawartości B, Mn, Li, Ti i Sr wykazane zmiany zawartości Al, Cd, Co, Cr, Cu, Fe i V w marchwi<br />

pod wpływem nawożenia jodem na tle nawożenia azotem w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

,<br />

generalnie nie miały związku z oddziaływaniem czynników doświadczenia na zawartość<br />

tych pierwiastków w glebie oznaczanych zarówno w 0,03 M kwasie octowym, jak i 1 M HCl.<br />

Piśmiennictwo<br />

Gębski M., Mercik S. 1997. Effectivenes of fertiliser form in acumulation of zinc, cadmium<br />

and lead in lettuce (Lactuca sativa L.) and red beet (Beta vulgaris var. cicla L.). Ecological<br />

aspects of nutrition and alternatives for herbicides in horticulture. International<br />

Sem. 10-15 June 1997, Warsaw: 23-25.<br />

276

Wpływ nawożenia jodem i azotem na skład mineralny marchwi<br />

Gębski M. 1998. Czynniki glebowe oraz nawozowe wpływające na przyswajanie metali<br />

ciężkich przez rośliny. Postępy Nauk Rolniczych 5: 3-16.<br />

Kabata-Pendias A., Mukherjee A.B. 2007. Trace elements from soil to human. Springer,<br />

Berlin.<br />

Sady W., Smoleń S. 2004. Wpływ czynników glebowo-nawozowych na akumulację metali<br />

ciężkich w roślinach. Roczniki Akademii Rolniczej w Poznaniu XXXCLVI, Ogrodnictwo<br />

37: 269-277.<br />

Smoleń S., Sady W. 2007. The effect of nitrogen fertilizer form and foliar application on<br />

Cd, Cu and Zn concentrations in carrot. Folia Horticulturae 19/1:87-96.<br />

Szkolnik M. 1980. Mikroelementy w życiu roślin. PWRiL, Warszawa.<br />

277

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Krystyna Pazurkiewicz-Kocot*, Andrzej Kita**, Anna Bąk*<br />

Oddziaływanie selenu na siewki Zea mays L. rosnące<br />

w środowisku skażonym ołowiem<br />

The effect of selenium on the Zea mays L. seedlings<br />

growing on external medium with lead<br />

Słowa kluczowe: selen, ołów, chlorofil a i b, świeża i sucha masa, zawartość wody, Zea<br />

mays L.<br />

Key words: selenium, lead, chlorophyll a and b, fresh and dry weigh, content of water, Zea<br />

mays L.<br />

In this work the relationship between the accumulation of selenium and lead and the content<br />

of chlorophyll a and b in leaves of Zea mays L. plants was studied. There have been<br />

determined fresh and dry weigh of plants and content of water. The experiments were carried<br />

out with 10-day old maize plants grown on the Hoagland’s medium. The seedlings were<br />

exposed to the solution containing SeO 2<br />

and PbCl 2<br />

. The accumulation of lead in seedlings<br />

of maize was measured by emission spectroscopy using the spectrometer with excitation<br />

by argon inductively coupled plasma technique (ICP-OES). The amount of chlorophyll pigments<br />

was determined by the spectrophotometer UV-Vis. The study shows that selenium<br />

changes uptake and accumulation of lead ions in leaves of maize plants and influences on<br />

content on chlorophyll pigments in leaves of Zea mays L. growing on medium with lead ions.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Jednym z najbardziej rozpowszechnionych, szkodliwych pierwiastków w przyrodzie<br />

obok kadmu i rtęci jest ołów [Balsberg-Pahlsson 1989, Woźny 1995, Kabata-Pendias, Pendias<br />

1999]. Metal ten występuje w wodzie, glebie i w powietrzu w związku z tym jego dostępność<br />

dla roślin jest duża.<br />

* Dr Krystyna Pazurkiewicz-Kocot, mgr. Anna Bąk – Katedra Fizjologii Roślin, Wydział<br />

Biologii i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Uniwersytet Śląski, ul. Jagiellońska 28, <strong>40</strong>-032 Katowice;<br />

tel.: 32 200 94 53; e-mail: krystyna.pazurkiewicz-kocot@us.edu.pl<br />

** Dr Andrzej Kita – Zakład Chemii Analitycznej, <strong>Instytut</strong> Chemii, Uniwersytet Śląski,<br />

ul. Szkolna 9, <strong>40</strong>-007 Katowice; tel.: 32 359 15 42; e-mail: andrzej.kita@us.edu.pl<br />

278

Oddziaływanie selenu na siewki Zea mays L. rosnące w środowisku skażonym ołowiem<br />

Związki ołowiu wpływają negatywnie na przebieg wielu procesów metabolicznych w roślinach<br />

[Burzyński 1985, 1987, 1988, Stiborova i in. 1986a, 1986b, Becerill i in. 1989, Kastori<br />

i in. 1992, Symeonidas, Karatagilis 1992, Siedlecka 1995, Pazurkiewicz-Kocot i Galas<br />

1997]. Nadmiar ołowiu powoduje zaburzenia procesów fotosyntezy, oddychania i gospodarki<br />

wodnej roślin (zmniejsza pobieranie wody oraz transpirację). Ołów wpływa również negatywnie<br />

na przemiany związków azotowych, prowadzi także do zmian w przepuszczalności<br />

błon komórkowych. Wykazano również destrukcyjne działanie jonów ołowiu na syntezę<br />

i akumulację barwników fotosyntetycznych w liściach. Pośredni wpływ na syntezę barwników<br />

roślinnych ma spadek żelaza i magnezu w liściach roślin poddanych działaniu związków<br />

ołowiu. Jony ołowiu mianowicie w zależności od stężenia i czasu działania obniżają<br />

akumulację w komórkach roślinnych kationów potasu, wapnia, magnezu, manganu, cynku<br />

i żelaza.<br />

Selen jest zaliczany do pierwiastków śladowych, które występują w roślinach [Terry,<br />

Zayed 2000, Minorski 2003, Wierzbicka i in. 2007]. W małych stężeniach wywiera korzystny<br />

wpływ na organizmy żywe, zwłaszcza zwierzęce [Ellis, Salt 2003]. Może również<br />

pozytywnie wpływać na rośliny. Niektórzy autorzy wskazują na detoksykacyjną rolę selenu<br />

w komórkach, zwłaszcza w stosunku do metali ciężkich – ogranicza on bowiem pobieranie<br />

przez rośliny takich metali, jak: mangan, cynk, miedź, kadm [Landberg, Greger 1994].<br />

Badacze sugerują istnienie antyoksydacyjnych właściwości selenu [Hartikainen, Piironen<br />

2000, Xue i in. 2001, Kuznetsov i in. 2003, Seppanen i in. 2003].<br />

Celem niniejszej pracy było zbadanie wpływu selenu na produkcję świeżej masy roślinnej<br />

siewek kukurydzy (Zea mays L.), rosnących na podłożu zawierającym jony ołowiu oraz<br />

na zawartość w siewkach wody i suchej masy. W pracy zmierzono również produkcję masy<br />

roślinnej roślin hodowanych w poniżej określonych w rozdziale 2 warunkach oraz zawartość<br />

barwników chlorofilowych.<br />

2. Materiał i metodyka badań<br />

Doświadczenia przeprowadzono na 10-dniowych siewkach kukurydzy (Zea mays L. odmiany<br />

„K33xF2”), hodowanych kolejno w ciemni i na świetle, w temperaturze odpowiednio<br />

27 0 C i 25 0 C, na pożywce Hoaglanda [Hoagland 1948]; o wartości pH 6,5. Natężenie światła<br />

w trakcie hodowli roślin wynosiło w przybliżeniu 450 µmol·m -2·s-1 . W badaniach zastosowano<br />

SeO 2<br />

w stężeniu 10 -6 mol·dm -3 oraz PbCl 2<br />

w stężeniu 10 -3 mol·dm -3 i 10 -4 mol·dm -3 .<br />

Zawartość barwników chlorofilowych w siewkach kukurydzy oznaczano w krążkach<br />

o określonej powierzchni, wyciętych z liści odpowiednim korkoborem. Materiał umieszczano<br />

w probówkach z acetonem. Po zagotowaniu materiału probówki szczelnie zamykano<br />

i przechowywano w ciemności w lodówce, do czasu wykonania oznaczeń. Ekstrakcję barwników<br />

przeprowadzano w tym samym dniu. Liście rozcierano z odrobiną drobno potłuczonego<br />

szkła i z niewielką ilością CaCO 3<br />

, w obecności 80% wodnego roztworu acetonu. Ekstrak-<br />

279

Krystyna Pazurkiewicz-Kocot, Andrzej Kita, Anna Bąk<br />

cję kontynuowano świeżymi porcjami wodnego roztworu acetonu, do momentu uzyskania<br />

roztworu bezbarwnego. Wyciąg acetonowy filtrowano przez sączek szklany (Schott G3)<br />

i dopełniano do określonej objętości. Barwniki chlorofilowe oznaczano metodą spektrofotometryczną.<br />

Absorbancję barwników odczytywano przy trzech długościach fali: 649 nm, 665<br />

nm oraz 710 nm, na spektrofotometrze VSU2-P (produkcji firmy Carl Zeiss Jena). Pomiary<br />

absorbancji dokonywane były w kuwetach szklanych grubości 1 cm. Stężenie barwników<br />

obliczano ze wzorów Vernona, będących modyfikacją wzorów Arnona [Vernon 1960]:<br />

● chlorofil a [mg·dm -3 ] = 11,63 A 665<br />

– 2,39 A 649<br />

,<br />

● chlorofil b [mg·dm -3 ] = 20,11 A 649<br />

– 5,18 A 665<br />

,<br />

● chlorofil a+b [mg·dm -3 ] = 6,45 A 665<br />

+ 17,72 A 649<br />

,<br />

gdzie: A 665<br />

– maksimum absorpcji chlorofilu a, A 649<br />

– maksimum absorpcji chlorofilu b.<br />

Ilość barwników przeliczano na 1 g suchej masy roślinnej. W celu zmierzenia stężenia<br />

ołowiu w tkance liści materiał roślinny suszono w suszarce w temperaturze 105 0 C do stałej<br />

masy i tak przygotowane próbki poddawano analizie chemicznej. Kumulację ołowiu w tkankach<br />

liści badano przy zastosowaniu metody optycznej spektrometrii emisyjnej z plazmą<br />

wzbudzoną indukcyjnie (ICP-OES). Zastosowanie tej techniki w analizie materiałów pochodzenia<br />

roślinnego wymaga przeprowadzenia stałej próbki do roztworu. Suchą masę próbki<br />

o masie ok. 0,5 g mineralizowano metodą bezciśnieniową na mokro z udziałem stężonego<br />

HNO 3<br />

. Oznaczano ołów, wykorzystując linię analityczną 220,353 nm i czas integracji 3s. Do<br />

oznaczenia produkcji świeżej i suchej masy roślinnej stosowano elektroniczną wagę analityczną.<br />

W pracy określano też zawartość wody w tkance liści. Wszystkie uzyskane w pracy wyniki<br />

uśredniano i liczono średni błąd arytmetyczny z wyników otrzymanych podczas pomiarów.<br />

Wielkość błędu pomiarowego określano w procentach i wynosił on 7-9%.<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

W roślinach kukurydzy (Zea mays L.) hodowanych na pożywce zawierającej jony ołowiu<br />

w stężeniach 10 -4 mol·dm -3 i 10 -3 mol·dm -3 stwierdzono zmniejszenie produkcji świeżej<br />

masy, a także zawartości suchej masy i wody w porównaniu z roślinami kontrolnymi. Wprowadzenie<br />

dodatkowo selenu do pożywki w stężeniu 10 -6 mol·dm -3 powoduje zwiększenie<br />

produkcji świeżej i suchej masy oraz zawartości wody w roślinach (rys. 1).<br />

W pracy analizowano również wpływ jonów ołowiu i selenu na zawartość barwników<br />

chlorofilowych w liściach kukurydzy Zea mays L. Jony ołowiu w stężeniu 10 -4 mol·dm -3 powodowały<br />

niewielkie zwiększenie zawartości chlorofilu a i b w stosunku do kontroli, przy<br />

stężeniu 10 -3 mol·dm -3 natomiast powodowały znaczne zmniejszenie zawartości tych barw-<br />

280

Oddziaływanie selenu na siewki Zea mays L. rosnące w środowisku skażonym ołowiem<br />

świeża masa [%]<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

100<br />

79,5<br />

73,0 68,9<br />

63,8<br />

kontrola<br />

0,0001<br />

0,001<br />

stężenie Pb [mol/dm 3 ]<br />

0<br />

0,000001<br />

stężenie Se<br />

[mol/dm 3 ]<br />

sucha masa [%]<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

100<br />

82,2<br />

71,1<br />

63,6<br />

55,5<br />

kontrola<br />

0,0001<br />

0,001<br />

stężenie Pb [mol/dm 3 ]<br />

0<br />

0,000001<br />

stężenie Se<br />

[mol/dm 3 ]<br />

zawartość wody [%]<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

100<br />

79,4<br />

73,8 68,8<br />

64,5<br />

kontrola<br />

0,0001<br />

0,001<br />

stężenie Pb [mol/dm 3 ]<br />

0<br />

0,000001<br />

stężenie Se<br />

[mol/dm 3 ]<br />

Rys. 1. Zmiana ilości świeżej i suchej masy oraz zawartości wody[%] w liściach siewek kukurydzy poddanych w trakcie hodowli działaniu<br />

Rys. 1. Zmiana ilości świeżej i suchej masy oraz zawartości wody [%] w liściach siewek kukurydzy<br />

poddanych w trakcie hodowli działaniu PbCl 2<br />

i SeO 2<br />

Fig. 1. Fresh and dry weigh of plants and water content change [%] in maize seedling leaves<br />

PbCl2 i SeO2.<br />

Fig. 1. Fresh and dry weigh of plants and water content change [%] in maize seedling leaves treated by PbCl2 i SeO2 during growing.<br />

treated by PbCl 2<br />

i SeO 2<br />

during growing<br />

281

Krystyna Pazurkiewicz-Kocot, Andrzej Kita, Anna Bąk<br />

chlorofil a [%]<br />

120<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

112,5<br />

100 105,6 94,2<br />

72,4<br />

kontrola<br />

0,0001<br />

0,001<br />

0<br />

0,000001<br />

stężenie Se<br />

[mol/dm 3 ]<br />

stężenie Pb [mol/dm 3 ]<br />

chlorofil b [%]<br />

120<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

100 106,0 97,0<br />

94,0<br />

61,7<br />

kontrola<br />

0,0001<br />

0,001<br />

stężenie [Pb mol/dm 3 ]<br />

0<br />

0,000001<br />

stężenie Se<br />

[mol/dm 3 ]<br />

chlorofil a+b [%]<br />

120<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

107,6<br />

100 105,9 93,8<br />

69,7<br />

kontrola<br />

0,0001<br />

0,001<br />

stężenie Pb [mol/dm 3 ]<br />

0<br />

0,000001<br />

stężenie Se<br />

[mol/dm 3 ]<br />

Rys. 2. Zmiana zawartości chlorofilu a, b i a+b [%] w suchej masie liści siewek kukurydzy poddanych w trakcie hodowli działaniu PbCl2 i<br />

SeO2.<br />

Rys. 2. Zmiana zawartości chlorofilu a, b i a+b [%] w suchej masie liści siewek kukurydzy poddanych<br />

w trakcie hodowli działaniu PbCl 2<br />

i SeO 2<br />

Fig. 2. Change of chlorophyll a, b and a+b content [%] in dry mass of maize seedling leaves<br />

Fig. 2. Change of chlorophyll a, b and a+b content [%] in dry mass of maize seedling leaves treated by PbCl2 i SeO2 during growing.<br />

treated by PbCl 2<br />

i SeO 2<br />

during growing<br />

282

Oddziaływanie selenu na siewki Zea mays L. rosnące w środowisku skażonym ołowiem<br />

ników w stosunku do kontroli (rys. 2). Wzrost zawartości barwników chlorofilowych w stosunku<br />

do kontroli stwierdzono także w liściach roślin rosnących na pożywce Hoaglanda, zawierającej<br />

selen w badanym stężeniu.<br />

Zawartość chlorofilu a i b w próbach poddanych działaniu obu pierwiastków - ołowiu<br />

i selenu - była większa niż w siewkach traktowanych tylko chlorkiem ołowiu(II). Kiedy rośliny<br />

rosły na pożywce zawierającej jony ołowiu w stężeniu 10 -3 mol·dm -3 , efekt ten był lepiej<br />

widoczny, aniżeli na pożywce zawierającej jony ołowiu w stężeniu 10 -4 mol·dm -3 . Zawartość<br />

ołowiu w liściach siewek rosnących na podłożu zawierającym ołów w stężeniu 10 -3 mol·dm -3<br />

i 10 -4 mol·dm -3 oraz selen w stężeniu 10 -6 mol·dm -3 przedstawiono na rysunku 3.<br />

W badaniach przeprowadzonych przez wielu badaczy stwierdzono zmniejszenie zawartości<br />

barwników chlorofilowych w roślinach rosnących w obecności jonów ołowiu, przy<br />

czym zmniejszenie to jest proporcjonalne do wzrostu stężenia ołowiu w pożywce. Ołów inhibuje<br />

aktywność wielu enzymów szlaku syntezy chlorofilu, w tym syntetazę i dehydratazę<br />

kwasu delta-aminolewulinowego, a także ferrochelatazy, wbudowujące żelazo do porfiryny<br />

IX [Mahaffey 1981, Burzyński 1985]. Ołów oddziałuje także negatywnie na centra reakcji<br />

fotosystemu I i fotosystemu II. Toksyczne działanie tego pierwiastka objawia się też<br />

zaburzeniami fazy ciemnej fotosyntezy. Inhibuje on karboksylazę rybulozo-1,5 bisfosforanu<br />

i fosfoenolopirogronianu [Stiborova i in.1986b], zawierające grupy –SH w centrach aktywnych.<br />

Metal ten działa również na błony tylakoidów gran [Woźny 1995]. Ołów ogranicza<br />

także otwieranie i zamykanie aparatów szparkowych, co powoduje zmniejszenie wnikania<br />

CO 2<br />

do wnętrza liścia i wpływa na gospodarkę wodną i mineralną roślin - w sposób istotny<br />

100<br />

100 89,4 100<br />

zawartość Pb [%]<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

0,0001<br />

0,001<br />

66,2<br />

0<br />

0,000001<br />

stężenie Se<br />

[mol/dm 3 ]<br />

stężenie Pb [mol/dm 3 ]<br />

Rys. Rys.3. Zmiana zawartości Pb Pb [%] w [%] liściach w liściach 10-dniowych 10-dniowych siewek kukurydzy siewek poddanych kukurydzy w trakcie poddanych hodowli działaniu w trakcie<br />

3. Pb hodowli content change działaniu [%] in PbCl the leaves<br />

PbCl 2 i SeO 2.<br />

Fig.<br />

2<br />

i SeO of 10-day seedlings of maize seedling leaves treated by PbCl 2 i SeO 2 during growing.<br />

2<br />

Fig. 3. Pb content change [%] in the leaves of 10-day seedlings of maize seedling leaves treated<br />

by PbCl 2<br />

i SeO 2<br />

during growing<br />

283

Krystyna Pazurkiewicz-Kocot, Andrzej Kita, Anna Bąk<br />

zmniejsza zawartość niektórych mikroelementów, takich jak magnez, wapń i potas oraz żelazo,<br />

cynk, glin i nikiel [Siedlecka 1995, Pazurkiewicz-Kocot, Galas 1997]. Z drugiej strony<br />

uzyskane w pracy wyniki wskazują na zmianę parametrów zawartości barwników chlorofilowych,<br />

suchej masy i wody oraz produkcji świeżej masy roślinnej, jeżeli rośliny hodowano<br />

na pożywkach zawierających obok ołowiu również jony selenu. Selen m.in. reguluje gospodarkę<br />

wodną i mineralną roślin [Kuznetsov i in. 2003]. Można przypuszczać, że jony selenu<br />

niwelują w pewnym stopniu toksyczny wpływ ołowiu. Literatura podaje, że selen modyfikuje<br />

pobieranie niektórych mikroelementów [Landberg, Greger 1994, Pazurkiewicz-Kocot i in.<br />

2003, 2008], w tym metali ciężkich z roztworu glebowego i w ten sposób zmniejsza ich toksyczne<br />

działanie. Współzależność między selenem, a innymi pierwiastkami polega głównie<br />

na reakcjach chemicznych zachodzących w środowisku korzeni.<br />

Piśmiennictwo<br />

Balsberg-Pahlsson A.M. 1989. Toxicity of heavy metals (Zn, Cu, Cd, Pb) to vascular<br />

plants. Water Air Soil Poll. 47:287-319.<br />

Becerill J.M., Munoz-Rueda A., Gonzales-Murua C., Rosario De Filipe M.<br />

1989. Changes induced by cadmium and lead in gas exchange and water relations of<br />

clover and lucerne. Plant Physiol. Bioch. 27:913-918.<br />

Burzyński M. 1985. Influence of lead on the chlorophyll content and initial steps of its<br />

synthesis in greening cucumber seedlings. Acta Soc. Bot. Pol. 54:95-105.<br />

Burzyński M. 1987. The influence of lead and cadmium on the absorption and distribution<br />

of potassium, calcium, magnesium and iron in cucumber seedlings. Acta Physiol.<br />

Plant. 9:229-238.<br />

Burzyński M. 1988. The uptake and accumulation of phosphorus and nitrates and the activity<br />

of nitrate reductase in cucumber seedlings treated with PbCl 2<br />

or CdCl 2<br />

. Acta Soc.<br />

Bot. Pol. 57: 349-359.<br />

Ellis D.R., Salt D.E. 2003. Plants, selenium and human health. Curr. Opin. Plant Biol. 6:<br />

273-279.<br />

Hartikainen H., Piironen V. 2000. Selenium as an anti-oxidant and pro-oxidant in ryegrass.<br />

Plant Soil. 225: 193-200.<br />

Hoagland D.R. 1948. Lectures on the inorganic nutrition of plants. Chronica Botanica<br />

Co., Waltham, Mass. USA.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />

Warszawa.<br />

Kastori R., Petrovic M., Petrovic N. 1992. Effect of excess lead, cadmium, cooper<br />

and zinc on water relations in sunflower. Journ. Plant Nutr. 15:2427-2439.<br />

Kuznetsov V.V., Kholodova V.P., Kuznetsov V.V., Yagodin B.A. 2003. Selenium<br />

regulates the water status of plants exposed to drought. Dokl. Biol. Sci. 390: 266-268.<br />

284

Oddziaływanie selenu na siewki Zea mays L. rosnące w środowisku skażonym ołowiem<br />

Landberg T., Greger M. 1994. Influence of selenium on uptake and toxicity of cooper<br />

and cadmium in pea (Pisum sativum) and wheat (Triticum aestivum). Physiol. Plant. 90:<br />

637-644.<br />

Mahaffey K.R. 1981. Nutritonal factors in lead poisoning. Nutr. Rev. 39: 353-362.<br />

Minorski P.V. 2003. Selenium in plants. Plant Physiol. 133: 14-15.<br />

Pazurkiewicz-Kocot K., Galas W. 1997. The effect of lead on the accumulation of<br />

some elements in leaves of Zea mays L. Curr. Top. Biophys. 21: 50-53.<br />

Pazurkiewicz-Kocot K., Galas W., Kita A. 2003. The effect of selenium on the accumulation<br />

of some metals in Zea mays L. plants treated with indole-3-acetic acid. Cell.<br />

Mol. Biol. Lett. 8: 97-103.<br />

Pazurkiewicz-Kocot K., Kita A., Pietruszka M. 2008. Effect of selenium on magnesium,<br />

iron, manganese, copper and zinc accumulation in corn treated by indole-3-acetic<br />

acid. Commun. Soil Sci Plant Anal. 39: 2303-2318.<br />

Seppanen M., Turakainen M., Hartikainen H. 2003. Selenium effects on oxidative<br />

stress in potato. Plant Sci. 165: 311-319.<br />

Siedlecka A. 1995. Some aspects of interactions between heavy metals and plant mineral<br />

nutrients. Acta Soc. Bot. Pol. 64: 265-272.<br />

Stiborova M., Doubravova M., Brezinova A. 1986a. Effect of heavy metal ions on<br />

growth and biochemical characteristics of photosynthesis of barley (Hordeum vulgare<br />

L.). Photosynthetica. 20: 418-425.<br />

Stiborova M., Doubravova M., Leblova S. 1986b. A comparative study on the effect<br />

of heavy metal ions on ribulose-1,5 bisphossphate carboxylase and phosphoenolopyruvate<br />

carboxylase. Bioch. Physiol. Pflanz. 18: 373-379.<br />

Symeonidas L., Karatagilis S. 1992. The effect of lead and zinc on plant growth and<br />

chlorophyll content of Holcus lanatus L. Journ. Agr. Crop. Sci. 168: 108-112.<br />

Terry N., Zayed A.M., De Souza M.P., Tarun A.S. 2000. Selenium in higher plants.<br />

Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 51: <strong>40</strong>1-432.<br />

Wierzbicka M., Bulska E., Pyrzyńska K., Wysocka I., Zachary B.A. 2007. Selen.<br />

Pierwiastek ważny dla zdrowia fascynujący dla badacza. Wyd. Malamut, Warszawa.<br />

Vernon L.P. 1960. Spectrophotometric determination of chlorophyls and pheophytins in<br />

plant extracts. Anal Chem. 32: 1144-1150.<br />

Woźny A. 1995. Ołów w komórkach roślinnych. Pobieranie – Reakcje – Odporność. Sorus,<br />

Poznań.<br />

Xue T., Hartikainen H., Piironen V. 2001. Antioxidative and growth-promotion effect<br />

of selenium in senescing lettuce. Plant Soil. 237: 55-61.<br />

285

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Sylwester Smoleń*, Włodzimierz Sady**, Piotr Strzetelski***,<br />

Stanisław Rożek***, Iwona Ledwożyw***<br />

Wpływ nawożenia jodem i azotem na wielkość i jakość<br />

plonu marchwi<br />

The effect of iodine and nitrogen fertilization on<br />

quantity and quality of carrot yield well as on<br />

biological quality carrot<br />

Słowa kluczowe: jod, azotany, związki fenolowe, właściwości antyoksydacyjne.<br />

Key words: iodine, nitrate, phenolic compounds, antioxidant properties.<br />

In 2008 carrot ‘Kazan F 1<br />

’ was cultivated in a pot experiment on heavy soil with iodine application<br />

(in the concentration of 1 mg I·dm -3 of soil) in the form of KI and KIO 3<br />

. The experiment<br />

included variable nitrogen fertilization - control without N and combinations with N (in<br />

the concentration of 100 mg N·dm -3 of soil) supplied in the form of Ca(NO 3<br />

) 2<br />

and (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

.<br />

Storage roots of plants supplied with iodine (in the form of KI and KIO 3<br />

) both with N and<br />

without nitrogen fertilization contained significantly less chlorides than roots of plants not<br />

treated with iodine. KIO 3<br />

application resulted in an increase of nitrate concentration in roots<br />

fertilized with Ca(NO 3<br />

) 2<br />

as well as in roots without nitrogen supply. The lowest amount of nitrate<br />

was found in plants after application of KIO 3<br />

only. In individual combinations of the experiment<br />

variable interactions between soil application of iodine (in the form of KI and KIO 3<br />

)<br />

and nitrogen fertilization were shown with regard to concentration of: ammonium ions, free<br />

amino acids, phenolic compounds, phenylpropanoids and flavonoids in carrot storage roots.<br />

Iodine fertilization in combination with different nitrogen forms had no significant effect both<br />

on yield and nitrite content as well as on free radical scavenging activity in carrot.<br />

* Dr inż. Sylwester Smoleń – Katedra Uprawy Roli i Nawożenia Roślin Ogrodniczych,<br />

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

e-mail: Sylwester.Smolen@interia.pl<br />

** Prof. dr hab. Włodzimierz Sady – Katedra Uprawy Roli i Nawożenia Roślin Ogrodniczych,<br />

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

*** Dr Piotr Strzetelski, prof. dr hab. Stanisław Rożek, mgr inż. Iwona Ledwożyw – Katedra<br />

Fizjologii Roślin, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków;<br />

tel.: 12 662 52 39.<br />

286

Wpływ nawożenia jodem i azotem na wielkość i jakość plonu marchwi<br />

1. wprowadzenie<br />

Biofortyfikacja (wzbogacanie) roślin w jod jest postulowana jako alternatywna droga -<br />

w stosunku do jodowania soli kuchennej - wprowadzenia tego pierwiastka do diety człowieka<br />

[Strzetelski 2005]. Choć jod nie spełnia kryterium niezbędności dla roślin lądowych<br />

(nie jest uznawany za mikroskładnik pokarmowy), to jednak przy niskich stężeniach tego<br />

pierwiastka obserwowany jest jego pozytywny wpływ na rośliny. Przyczyny tego zjawiska<br />

nie zostały dotychczas wyjaśnione [Kabata-Pendias, Mukherjee 2007]. Z tego powodu<br />

opracowanie skutecznych agrotechnicznych metod biofortyfikacji roślin w jod wymaga również<br />

określenia ubocznego oddziaływania tego pierwiastka na jakość biologiczną plonu.<br />

2. cel, Materiał i Metody badań<br />

Celem badań było określenie wpływu doglebowego nawożenia jodem w formie jodku<br />

(I - ) i jodanu (IO 3-<br />

) w połączeniu ze zróżnicowanym (pod względem dawki i formy nawozu<br />

azotowego) nawożeniem azotem na wielkość i jakość plonu marchwi.<br />

Marchew „Kazan F 1<br />

” uprawiano w roku 2008 w pojemnikach ażurowych o wymiarach<br />

60×<strong>40</strong>×20 cm, umieszczonych na terenie otwartym, pod cieniówką. Pojemniki wypełniono<br />

glebą ciężką (pył ilasty o składzie granulometrycznym: 14% piasku, 45% pyłu, 41% iłu)<br />

o zawartości substancji organicznej 2,43%. Nasiona wysiano w dniu 25.04.2008 r.<br />

Zawartość przyswajalnych form składników pokarmowych przed rozpoczęciem uprawy<br />

uzupełniono do poziomu: P-80 mg i K-170 mg na dm 3 gleby, stosując nawożenie KH 2<br />

PO 4<br />

(w formie nawozu firmy Yara) opierając się na wynikach analizy chemicznych właściwości<br />

gleby. Nawożenia Mg i Ca nie wykonywano ze względu na to, że zawartość tych składników<br />

w glebie, Mg-107 mg·dm -3 i Ca-1026 mg·dm -3 , pokrywała potrzeby pokarmowe marchwi.<br />

Zawartość azotu mineralnego w glebie przed rozpoczęciem uprawy wynosiła: N-NH 4<br />

2,4 mg<br />

i N-NO 3<br />

8,5 mg·dm -3 gleby.<br />

Badaniami objęto obiekty z doglebowym przedsiewnym nawożeniem jodem (I) i azotem<br />

(N), zróżnicowanym pod względem formy aplikowanych nawozów:<br />

1) kontrola bez doglebowego nawożenia N i I,<br />

2) nawożenie I, w formie KI bez doglebowego nawożenia N,<br />

3) nawożenie I, w formie KIO 3<br />

bez doglebowego nawożenia N,<br />

4) nawożenie N+I, w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KI,<br />

5) nawożenie N+I, w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KIO 3<br />

,<br />

6) nawożenie N+I, w formie (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

i KI,<br />

7) nawożenie N+I, w formie (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

i KIO 3<br />

.<br />

Azot i jod aplikowano jednorazowo, przedsiewnie, w dawce 100 mg N i 1 mg I·dm -3 gleby<br />

– w przeliczeniu 200 kg N i 2 kg I∙ha -1 . Aplikacja w formie: KI i KIO 3<br />

– odczynniki cz.d.a.<br />

287

Sylwester Smoleń, Włodzimierz Sady, Piotr Strzetelski, Stanisław Rożek, Iwona Ledwożyw<br />

(KI – POCh; KIO 3<br />

– Sigma Aldrich), Ca(NO 3<br />

) 2<br />

– nawóz firmy Yara, oraz (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

– nawóz<br />

Z.A. Kędzierzyn.<br />

Zbiór marchwi połączony z pobraniem prób gleby i korzeni spichrzowych do analiz<br />

przeprowadzono 2.10.2008 r. W marchwi (w ekstraktach sporządzonych za pomocą 2%<br />

CH 3<br />

COOH) oznaczono zawartość: chlorków (Cl – ) metodą nefelometryczną, jonów amonowych,<br />

azotanów(V) i azotanów(III) metodą FIA. W próbach marchwi oznaczono zawartość:<br />

wolnych aminokwasów w reakcji z ninhydryną, związków fenolowych z odczynnikiem Folina<br />

i Ciocalteu’a, fenylopropanoidów, flawonoidów i antocyjanów metodą Fakumoto i Mazza<br />

[2000] oraz zdolność zmiatania wolnych rodników w oparciu na reakcji ekstraktu tkanki roślinnej<br />

z difenylopikrazylohydrazylem (DPPH), według metody Pekkarinen’a i innych [1999].<br />

W próbach gleby pobranych po zbiorze marchwi oznaczono: odczyn pH potencjometrycznie,<br />

ogólne stężenie soli (EC) konduktometrycznie. W ekstraktach glebowych sporzą-<br />

(H2 O)<br />

dzonych za pomocą 0,03 M CH 3<br />

COOH oznaczono zawartość N-NH 4<br />

i N-NO 3<br />

metodą FIA<br />

oraz zawartość chlorków (Cl - ) metodą nefelometryczną.<br />

Uzyskane wyniki weryfikowano statystycznie przy użyciu modułu ANOVA programu<br />

‘Statistica 8.0 PL’ dla P < 0,05. Istotność różnic między obiektami była oceniana za pomocą<br />

testu Duncana.<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Wykazano, że zastosowanie nawożenia azotowego powodowało statystycznie istotne<br />

zwiększenie wielkości plonu naci i korzeni spichrzowych marchwi (tab. 1). Nie stwierdzono<br />

natomiast oddziaływania na plon marchwi nawożenia jodem w formie KI i KIO 3<br />

, zarówno<br />

w obiektach nienawożonych, jak i nawożonych azotem w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

.<br />

Tabela 1. Wpływ doglebowego nawożenia jodem i azotem na plon marchwi<br />

Table 1. Effect of soil application of iodine and nitrogen on carrot yield<br />

Obiekt<br />

naci<br />

Wielkość plonu (kg ∙ m -2 )<br />

korzeni spichrzowych<br />

biomasy<br />

(nać+<br />

korzenie)<br />

jednego korzenia<br />

spichrzowego<br />

Średnia masa (g)<br />

naci z jednej<br />

rośliny<br />

całej rośliny<br />

(nać+<br />

korzeń)<br />

1. Kontrola (bez N i I) 2,0 a 4,8 a 6,7 a 19,3 a 8,0 a 27,3 a<br />

2. KI (bez N) 2,2 ab 5,1 ab 7,3 a 21,9 ab 9,3 ab 31,2 ab<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 2,2 ab 5,4 ab 7,6 ab 20,1 a 8,0 a 28,2 a<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 2,7 ab 7,1 c 9,8 c 30,9 c 11,7 b 42,6 c<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

2,9 b 7,2 c 10,2 c 30,8 c 12,3 b 43,1 c<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 3,0 b 7,3 c 10,3 c 28,1 bc 11,3 ab 39,5 bc<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

2,9 b 6,5 bc 9,4 bc 24,1 abc 10,9 ab 35,0 abc<br />

Uwaga! Wartości średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

288

Wpływ nawożenia jodem i azotem na wielkość i jakość plonu marchwi<br />

Interesujące, statystycznie istotne zależności pomiędzy doglebowym nawożeniem jodem<br />

i azotem stwierdzono w wyniku oznaczenia zawartości chlorków, azotanów, jonów amonowych<br />

i wolnych aminokwasów. Nie stwierdzono natomiast istotnego wpływu badanych<br />

czynników na zawartość azotynów w marchwi (tab. 2). We wszystkich obiektach korzenie<br />

spichrzowe roślin nawożonych jodem (w formie KI i KIO 3<br />

), zarówno tych nienawożonych, jak<br />

i nawożonych azotem, zawierały istotnie mniej chlorków od roślin kontrolnych nienawożonych<br />

jodem i azotem. Należy podkreślić, że wyniki te uzyskano przy wyrównanej zawartości<br />

chlorków w glebie (tab. 3). Zmniejszenie zawartości jonów Cl – w marchwi pod wpływem nawożenia<br />

jodem mogło być spowodowane, według Szkolnika [1980], silnym antagonistycznym<br />

oddziaływaniem jodu na chlor podczas pobierania tych składników przez rośliny.<br />

Pomimo wykazanych istotnych statystycznie różnic, zmiany odczynu gleby po uprawie<br />

marchwi w większym stopniu związane były z zastosowanym nawożeniem azotem niż<br />

z aplikacją jodu w formie KI i KIO 3<br />

(tab. 3).<br />

Tabela 2. Wpływ nawożenia jodem i azotem na zawartość chlorków, azotanów, azotynów, jonów<br />

amonowych oraz wolnych aminokwasów w marchwi<br />

Table 2. Effect of iodine and nitrogen fertilization on the content of: chlorides, nitrates, nitrites,<br />

ammonium ions and free amino acids in carrot rootss<br />

Obiekt<br />

chlorki<br />

(Cl - )<br />

Zawartość (mg · kg -1 św.m.)<br />

azotany<br />

(NO 3-<br />

)<br />

azotyny<br />

(NO 2-<br />

)<br />

jony amonowe<br />

(NH 4+<br />

)<br />

Wolne aminokwasy<br />

(mg N 2·100 g -1<br />

św.m.)<br />

1. Kontrola (bez N i I) 343,6 b 26,3 a 0,1 a 1,1 a 2,2 a<br />

2. KI (bez N) 155,5 a 82,6 b 0,9 a 1,5 a 4,7 b<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 139,5 a 199,7 e 0,1 a 1,6 a 5,7 b<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 79,5 a 91,3 b 0,4 a 2,6 b 17,8 d<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

184,9 a 152,8 d 0,5 a 2,5 b 14,5 c<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 125,3 a 124,9 c 4,9 a 1,4 a 14,1 c<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

70,0 a 115,7 c 0,9 a 2,6 b 20,1 e<br />

Uwaga! Wartości średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

Generalnie rośliny nienawożone azotem akumulują mniej azotanów niż rośliny nawożone<br />

tym składnikiem, a żywienie roślin azotem w formie N-NO 3<br />

powoduje wzrost poziomu<br />

akumulacji azotanów w plonie w porównaniu do żywienia formami zredukowanymi azotu<br />

N-NH 4<br />

i N-NO 3<br />

[Rożek 2000, Wanng, Li 2004]. Zależności te wynikają ze złożonych mechanizmów<br />

regulacji pobierania i asymilacji azotu przez rośliny, w tym regulacji na poziomie<br />

pre- i postranslacyjnym aktywności enzymu reduktazy azotanowej, który przeprowadza proces<br />

redukcji azotanów do azotynów w roślinach [Campbell 1999, Rożek 2000]. Na tle przedstawionych<br />

informacji szczególnie interesujące jest to, że w naszych badaniach największą<br />

zawartość azotanów stwierdzono w marchwi z obiektu nawożonego KIO 3<br />

, lecz nienawożonego<br />

azotem, najniższa zaś zawartość tych związków odznaczała korzenie spichrzowe ro-<br />

289

Sylwester Smoleń, Włodzimierz Sady, Piotr Strzetelski, Stanisław Rożek, Iwona Ledwożyw<br />

ślin kontrolnych nienawożonych azotem i jodem (tab. 2). Warto również zauważyć, że zarówno<br />

w obiektach nienawożonych N, jak i nawożonych Ca(NO 3<br />

) 2<br />

aplikacja jodu w formie<br />

KIO 3<br />

powodowała istotne zwiększenie zawartości azotanów w marchwi w porównaniu do<br />

jodu stosowanego w formie KI. Takich zależności nie odnotowano natomiast przy nawożeniu<br />

roślin (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

. Zastosowanie KIO 3<br />

w porównaniu do KI powodowało natomiast statystycznie<br />

istotne (choć stosunkowo niewielkie) zwiększenie zawartości jonów amonowych<br />

w korzeniach spichrzowych roślin nawożonych (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

. W roślinach kontrolnych nienawożonych<br />

azotem, jak i nawożonych Ca(NO 3<br />

) 2<br />

, forma jodu aplikowanego doglebowo nie<br />

miała istotnego wpływu na zawartość jonów amonowych. Nawożenie KIO 3<br />

w porównaniu<br />

do KI powodowało zwiększenie zawartości wolnych aminokwasów w marchwi nawożonej<br />

(NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, a zmniejszenie w roślinach nawożonych Ca(NO 3<br />

) 2<br />

. W obiektach nienawożonych<br />

azotem aplikacja doglebowa jodu zarówno w formie KI jak i KIO 3<br />

powodowała wzrost zawartości<br />

wolnych aminokwasów w marchwi. Należy pokreślić, że wykazane różnice w zawartości<br />

azotanów, jonów amonowych i wolnych aminokwasów w marchwi uzyskano w warunkach<br />

wyrównanej zawartości azotu mineralnego w glebie (form N-NH 4<br />

i N-NO 3<br />

– tab. 3), co<br />

w sposób pośredni świadczy o oddziaływaniu nawożenia jodem w formie KI i KIO 3<br />

na szlak<br />

metaboliczny azotu w roślinach marchwi. Stosunkowo bardzo niewielka liczba badań dotyczących<br />

wpływu jodu na funkcjonowanie gospodarki mineralnej, w tym na szlak metaboliczny<br />

azotu w roślinach, niezwykle utrudnia obiektywną interpretację przedstawionych wyżej<br />

wyników. Wyniki badań Hung i in. [2005] wskazują, że w glonach morskich istnieje potencjalna<br />

możliwości redukowania IO 3<br />

–<br />

do I – przez reduktazę azotanową. W pośredni sposób<br />

–<br />

może to świadczyć o tym, że zwiększona podaż IO 3<br />

przy niskiej zawartości azotu w glebie<br />

(brak nawożenia azotem) może utrudniać redukcję azotanów do azotynów przez rośliny.<br />

Wyniki badań Blanco i in. [2008] wykazały, że wzrastające stężenia jodu (zarówno w formie<br />

I - jak i IO 3-<br />

) w podłożu w zakresie 0, 10, 20, <strong>40</strong>, 80 µM I, powodowały wzrost zawartości<br />

związków fenolowych, flawonoidów i antocyjanów w sałacie uprawianej w wermikulicie.<br />

W prezentowanych tu badaniach zastosowane nawożenie N i I miało statystycznie istotny<br />

wpływ na zawartość zawiązków fenolowych, fenylopropanoidów i flawonoidów, nie stwierdzono<br />

natomiast istotnego wpływu badanych czynników na aktywność antyutleniającą marchwi<br />

(tab. 4). W obiektach kontrolnych nienawożonych azotem aplikacja doglebowa jodu<br />

powodowała zmniejszenie zawartości związków fenolowych, fenylopropanoidów i flawonoidów<br />

w marchwi, przy czym efekt ten był silniejszy przy zastosowaniu jodu w formie KIO 3<br />

.<br />

W porównaniu do aplikacji doglebowej jodu w formie KI w obiektach nawożonych Ca(NO 3<br />

) 2<br />

zastosowanie jodu w formie KIO 3<br />

również powodowało zmniejszenie zawartości związków<br />

fenolowych, fenylopropanoidów i flawonoidów w marchwi. Przy nawożeniu (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

forma<br />

–<br />

IO 3<br />

wpłynęła jedynie na wzrost zawartości związków fenolowych w marchwi.<br />

Warto zauważyć, że w korzeniach spichrzowych roślin nawożonych (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

i KIO 3<br />

zawartość związków fenolowych w marchwi była większa niż w kontroli. Należy nadmienić,<br />

że zastosowane nawożenie jodem zarówno w obiektach nienawożonych azotem, jak i na-<br />

290

Wpływ nawożenia jodem i azotem na wielkość i jakość plonu marchwi<br />

wożonych Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, powodowało zmniejszenie zawartości antocyjanów w marchwi<br />

do poziomu niższego niż możliwy do ich obiektywnego oznaczenia techniką spektrofotometryczną.<br />

Tabela 3. Odczyn (pH), ogólne stężenie soli w glebie (EC) oraz zawartość chlorków i mineralnych<br />

form azotu w glebie po uprawie marchwi<br />

Table 3. Reaction (pH), salt concentration (EC) and content of chlorides and mineral forms of<br />

nitrogen in soil after carrot cultivation<br />

Obiekt<br />

pH<br />

EC<br />

Zawartość (mg·dm -3 gleby)<br />

(mS·cm -1 ) Cl N-NH 4<br />

N-NO 3<br />

1. Kontrola (bez N i I) 7,29 b 0,10 a 1,7 a 0,3 0,8 a<br />

2. KI (bez N) 7,30 b 0,09 a 0,4 a 0 0,6 a<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 7,37 cd 0,09 a 0,5 a 0 0,6 a<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 7,41 d 0,08 a 1,3 a 0 0,7 a<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

7,31 bc 0,09 a 3,0 a 0 0,7 a<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 6,56 a 0,08 a 0,5 a 0,4 0,6 a<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

6,59 a 0,09 a 1,4 a 0 1,0 a<br />

Uwaga! Wartości średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

Tabela 4. Wpływ nawożenia jodem i azotem na aktywność antyutleniajacą (DPPH) oraz na zawartość<br />

związków fenolowych, fenylopropanoidów, flawonoidów i antocyjanów w marchwi<br />

Table 4. Effect of iodine and nitrogen fertilization on free radical scavenging activity (DPPH) and<br />

content of phenolic compounds, phenylpropanoids, flavonoids and anthocyans in carrot<br />

roots<br />

Obiekt DPPH (%)<br />

Zawartość (mg·100g -1 św.m.)<br />

związki fenolowe fenylopropanoidy flawonoidy antocyjany<br />

1. Kontrola (bez N i I) 5,7 a 56,0 d 9,9 d 5,7 c 0,78<br />

2. KI (bez N) 5,8 a 48,5 b 8,4 c 4,5 b 0<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 4,8 a 46,8 a 7,3 bc 3,9 ab 0<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 6,3 a 56,7 de 7,3 bc 4,1 b 0<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

6,2 a 51,9 c 5,8 a 3,2 a 0<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 5,7 a 58,1 e 6,6 ab 3,6 ab 0<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

5,8 a 63,9 f 7,1 b 4,1 b 0<br />

Uwaga! Wartości średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

4. Wnioski<br />

1. Nawożenie jodem na tle zróżnicowanego nawożenia azotem nie miało statystycznie<br />

istotnego wpływu na wielkość plonu jak i na zawartość azotynów oraz na aktywność<br />

wolnorodnikową korzeni spichrzowych marchwi.<br />

291

Sylwester Smoleń, Włodzimierz Sady, Piotr Strzetelski, Stanisław Rożek, Iwona Ledwożyw<br />

2. Wykazano zróżnicowaną interakcję pomiędzy doglebową aplikacją jodu w formie KI<br />

i KIO 3<br />

a nawożeniem azotowym na zawartość: azotanów, jonów amonowych, wolnych<br />

aminokwasów, związków fenolowych, fenylopropanoidów i flawonoidów w marchwi.<br />

3. Aplikacja KIO 3<br />

, w porównaniu do KI, powodowała wzrost zawartości azotanów w marchwi<br />

nawożonej Ca(NO 3<br />

) 2<br />

jak i w kontroli nienawożonej azotem.<br />

4. We wszystkich obiektach korzenie spichrzowe roślin nawożonych jodem (w formie KI<br />

i KIO 3<br />

), zawierały istotnie mniej chlorków od korzeni roślin nienawożonych jodem.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Blasco B., Rios J.J., Cervilla L.M., Sánchez-Rodrigez E., Ruiz J.M., Romero<br />

L. 2008. Iodine biofortification and antioxidant capacity of lettuce: potential benefits for<br />

cultivation and human health. Annals of Applied Biology 152: 289–299.<br />

Campbell W.H. 1999. Nitrate reductase structure, function and regulation: Bridging the<br />

gap between biochemistry and physiology. Annual Review of Plant Physiology and<br />

Plant Molecular Biology 50: 277-303.<br />

Fakumoto L., Mazza G. 2000. Assessing antioxidant and prooxidant activities of phenolic<br />

compounds. Journal of Agricultural and Food Chemistry 48 (8): 3597-3604.<br />

Hung C.C., Wong G.T.F., Dunstan W.M. 2005. Iodate reduction activity in nitrate<br />

reductase extracts from marine phytoplankton. Bulletin of Marine Science 76 (1): 61-72.<br />

Kabata-Pendias A., Mukherjee A.B. 2007. Trace elements from soil to human.<br />

Springer, Berlin.<br />

Pekkarinen S.S., Stockmann H., Schwarz K., Heinnonen M., Hopia A. 1999.<br />

Antioxidant activity and partitioning of phenolic AIDS in bul kand emulsified metyl linoleate.<br />

Journal of Agricultural and Food Chemistry 47: 3036-3043.<br />

Rożek S. 2000. Czynniki wpływające na akumulację azotanów w plonie warzyw. Zeszyty<br />

Naukowe Akademii Rolniczej w Krakowie 364 (71): 19-31.<br />

Strzetelski P. 2005. Występowanie i przemieszczanie jodu w systemie gleba-roślina.<br />

Postępy Nauk Rolniczych 6: 85-100.<br />

Szkolnik M. 1980. Mikroelementy w życiu roślin. PWRiL, Warszawa.<br />

Wanng Z., Li S. 2004. Effects of nitrogen and phosphorus fertilization on plant growth and<br />

nitrate accumulation in vegetables. Journal of Plant Nutrition 27 (3): 539-556.<br />

292

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Dariusz Kłódka*, Arkadiusz Telesiński*, Justyna Mroczek**, Anita<br />

Komsta***<br />

ZMIANY ZAWARTOŚCI KWASU ASKORBINOWEGO, GLUTATIONU,<br />

FLAWONOIDÓW ORAZ ZWIĄZKÓW FENOLOWYCH W WYBRANYCH<br />

GATUNKACH ROŚLIN W ZALEŻNOŚCI OD STOPNIA UTLENIENIA<br />

SELENU DODANEGO DO PODŁOŻA<br />

CZĘŚĆ I. ROŚLINY JEDNOLIŚCIENNE<br />

CHANGES OF THE CONTENT OF THE ASCORBIC ACID, THE<br />

GLUTATHIONE, FLAVONOIDS AND PHENOLIC COMPOUNDS IN<br />

CHOSEN SPECIES OF PLANTS DEPENDING ON THE VALENCY OF<br />

THE SELENIUM ADDED TO THE SUBSTRATE<br />

PART I. MONOCOTYLEDONS<br />

Słowa kluczowe: selen, rośliny jednoliścienne, kwas askorbinowy, glutation, fenole, flawonoidy.<br />

Key words: selenium, monocotyledons, ascorbic acid, glutathione, phenols, flavonoids.<br />

On the job investigated the influence of the selenic acid (IV) and (VI) on the content of the<br />

ascorbic acid, the glutathione, phenols and flavonoids in four species of monocotyledons<br />

of the wheat, the corn, the millet and the oat. To analyses one received fortnightly seedling<br />

growing on the full medium Hoaglands. Obtained results show that the selenium does not<br />

stay without the influence on the vegetable metabolism. Results show that the selenium was<br />

been able to be a stressor for plants. The height of the content of investigated compounds<br />

can testify about the appearance in plants of the oxidative stress.<br />

More negative impact called out the selenium on +VI valency than the selenium on +IV valency.<br />

* Dr inż. Dariusz Kłódka, dr inż. Arkadiusz Telesiński – Katedra Biochemii,<br />

Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, ul. Słowackiego 17,<br />

71-434 Szczecin; tel.: 91 449 62 80; e-mail: dariusz.klodka@zut.edu.pl<br />

** Mgr inż. Justyna Mroczek – ul. Słowackiego 72c, 69-110 Rzepin.<br />

*** Mgr inż. Anita Komsta – ul. Piaskowa 5B/12, 72-010 Police.<br />

293

Dariusz Kłódka, Arkadiusz Telesiński, Justyna Mroczek, Anita Komsta<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Selen należy do pierwiastków częściowo niezbędnych dla roślin [Kabata-Pendias, Pendias<br />

1999]. Charakteryzuje go bardzo mała granica bezpieczeństwa między niedoborem<br />

a dawką toksyczną [Żbikowska 1997]. Selen może być wbudowywany w cysteinę roślin selenolubnych<br />

i w metioninę roślin o niskiej tolerancji w stosunku do tego pierwiastka [Stadtman<br />

1980].<br />

W zależności od zdolności roślin do pobierania selenu z gleby Jurkowska [1996] zaproponowała<br />

w tym względzie podział na trzy zasadnicze grupy:<br />

● rośliny selenolubne,<br />

● rośliny, które bez szkody mogą pobierać znaczne ilości selenu<br />

oraz<br />

● rośliny o niskiej tolerancji w stosunku do tego pierwiastka.<br />

Rośliny zbożowe zawierają na ogół małe ilości selenu, a przy dużej dostępności w glebie<br />

łatwo go pobierają [Borkowska 1994]. Dostępność selenu dla roślin natomiast zależna<br />

jest między innymi od formy, w jakiej ten pierwiastek występuje w glebie, a w formach rozpuszczalnych<br />

zależy również od całkowitej zawartości selenu w glebie [Zabłocki 1990, Zabłocki<br />

1994].<br />

Zbyt duża zawartość selenu może być przyczyną powstania u roślin stresu oksydacyjnego,<br />

a zmniejszona podaż może przyczynić się do obniżenia aktywności peroksydazy<br />

glutationowej, odpowiedzialnej za obronę komórki przez RFT [Strączyk, Drobnica<br />

2001]. Nieenzymatycznymi antyutleniaczami o podobnym znaczeniu mogą być askorbinian<br />

i glutation występujące w cyklu Halliwell’a-Asady [Malenćić i in. 2003]. Zbliżoną rolę<br />

mogą pełnić polifenole roślinne, a wśród nich flawonoidy, których podwyższona zawartość<br />

w komórkach roślinnych może świadczyć o narażeniu roślin na warunki stresowe [Winkel-Shirley<br />

2002].<br />

W świetle powyższych danych słusznym wydaje się określenie roli, jaką odgrywa selen<br />

na różnym stopniu utlenienia w kształtowaniu zawartości kwasu askorbinowego, glutationu,<br />

flawonoidów i fenoli w wybranych gatunkach roślin jednoliściennych. To właśnie jest<br />

celem niniejszej pracy.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Materiał badawczy stanowiły cztery gatunki roślin jednoliściennych:<br />

● pszenica jara odmiany Kobra (Triticum vulgare),<br />

● owies (Avena sativa),<br />

● kukurydza (Zea mays)<br />

oraz<br />

● proso (Panicum miliaceum).<br />

294

Zmiany zawartości kwasu askorbinowego, glutationu, flawonoidów oraz związków...<br />

W celu eliminacji czynników edaficznych doświadczenie przeprowadzono na pełnych<br />

pożywkach przygotowanych zgodnie z procedurą Hoaglanda. Dla każdej z roślin przygotowano<br />

trzy grupy badawcze:<br />

● kontrolną (bez dodatku selenu),<br />

● zawierającą Se +IV (H 2<br />

SeO 3<br />

) w ilości 0,05 mM·dm -3<br />

oraz<br />

● zawierającą Se +VI (H 2<br />

SeO 4<br />

) w ilości 0,05 mM·dm -3 .<br />

Do polietylenowych kubeczków zawierających odpowiednio przygotowane pożywki wysiano<br />

po 0,25 g nasion prosa, 0,25 g nasion pszenicy, 0,25 g nasion owsa i 4 sztuki nasion<br />

kukurydzy. W czasie doświadczenia rośliny były oświetlane lampą sodową Son-T-Agro-<br />

<strong>40</strong>0W firmy Philips, o natężeniu promieniowania na poziomie pożywki 90 µE·m 2·s-1 PAR,<br />

przy fotoperiodyzmie 12 godzin dnia i nocy. Po dwóch tygodniach od momentu siewu pobierano<br />

części zielone roślin i oznaczano w nich spektrofotometrycznie zawartość kwasu<br />

askorbinowego, glutationu zredukowanego, flawonoidów i fenoli. W celu ekstrakcji kwasu<br />

askorbinowego i glutationu z tkanek roślinnych zastosowano roztwór EDTA 0,5 mM, z dodatkiem<br />

3% TCA. Zawartość kwasu askorbinowego oznaczano z dichlorofoenoloindofenolem<br />

przy długości fali 600 nm, a zawartość glutationu z DTNB przy długości fali 412 nm<br />

[Guri 1983].<br />

Fenole ekstrahowano z tkanek roślinnych przy użyciu 80-procentowego roztworu acetonu<br />

i oznaczano przy długości fali 760 nm, metodą Singletona i Samuela-Raventos [1999].<br />

Flawonoidy oznaczano metodą Woisky i Salatino [1998], stosując jako ekstrahent 80-procentowy<br />

roztwór metanolu.<br />

Wszystkie analizy wykonano w trzech powtórzeniach, a uzyskane wyniki poddano<br />

dwuczynnikowej analizie wariancji w układzie kompletnej randomizacji. Wartości NIR 0,05<br />

obliczono zgodnie z procedurą Tukey’a. Obliczono również współczynniki korelacji liniowej<br />

Pearsona pomiędzy zawartością oznaczanych związków w roślinach rosnących na<br />

pożywkach z dodatkiem selenu na różnym stopniu utlenienia oraz bez dodatku tego pierwiastka.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Zawartość flawonoidów w badanych roślinach była wyraźnie zależna od dostępności<br />

selenu w pożywce, przy czym rośliny rosnące na pożywkach z selenem zawsze charakteryzowała<br />

większa zawartość flawonoidów. Stwierdzono również, że zawartość flawonoidów<br />

w roślinach była zawsze większa po zastosowaniu Se +VI niż po zastosowaniu Se +IV (tab. 1).<br />

Zależność ta widoczna była zwłaszcza w roślinach pszenicy, gdzie zawartość flawonoidów<br />

w kombinacji z Se +VI była dwa razy większa niż w roślinach kontrolnych. Uzyskane wyniki<br />

mogą potwierdzać tezę zaproponowaną przez Winkel-Shirley [2002], w myśl której rośliny<br />

narażone na warunki stresowe, w tym wypadku na zwiększoną zawartość selenu w po-<br />

295

Dariusz Kłódka, Arkadiusz Telesiński, Justyna Mroczek, Anita Komsta<br />

żywkach, zareagowały zwiększeniem akumulacji flawonoidów w częściach wegetatywnych.<br />

Podobne zależności odnotowano analizując zawartość fenoli w badanych roślinach, przy<br />

czym w tym wypadku zawartość fenoli po zastosowaniu Se +IV i Se +VI była zawsze większa<br />

niż w roślinach kontrolnych, ale tym razem rośliny rosnące na pożywce z Se +IV miały większą<br />

zawartość fenoli niż te rosnące na pożywkach z dodatkiem Se +VI . Wyjątek stanowiła<br />

pszenica, w której zawartość fenoli we wszystkich trzech kombinacjach utrzymywała się na<br />

podobnym poziomie.<br />

Tabela 1. Zmiany zawartości nieenzymatycznych antyutleniaczy w różnych gatunkach roślin<br />

w zależności od stopnia utlenienia wprowadzonego do podłoża selenu<br />

Table 1. Changes of nonenzymatic antioxidants content in chosen plant species depending on<br />

the valency of the selenium added to the substrate<br />

Stopień utlenienia<br />

selenu<br />

(B)<br />

Zawartość nieenzymatycznych antyutleniaczy w wybranych gatunkach<br />

roślin<br />

pszenica jara<br />

(Triticum aestivum)<br />

owies<br />

(Avena sativa)<br />

kukurydza<br />

(Zea mays)<br />

proso<br />

(Panicum miliaceum)<br />

Zawartość<br />

średnia<br />

Flawonoidy [mg kwercetyny · g -1 ś.m. roślin]<br />

Kontrola 1,398 1,229 1,609 1,394 1,<strong>40</strong>5<br />

Se +IV 1,535 1,395 1,485 1,3<strong>40</strong> 1,439<br />

Se +VI 2,150 1,861 1,712 1,565 1,822<br />

Średnia 1,691 1,495 1,602 1,433 1,555<br />

A = 0,033 A x B = 0,052<br />

NIR 0,05<br />

B = 0,022 B x A = 0,058<br />

Fenole [mg kwasu galusowego · g -1 ś.m. roślin]<br />

Kontrola 0,358 0,232 0,305 0,283 0,294<br />

Se +IV 0,349 0,518 0,521 0,451 0,459<br />

Se +VI 0,359 0,344 0,369 0,307 0,355<br />

Średnia 0,355 0,504 0,398 0,347 0,370<br />

A = 0,013 A x B = 0,020<br />

NIR 0,05<br />

B = 0,010 B x A = 0,022<br />

Glutation [mg· g -1 ś.m. roślin]<br />

Kontrola 0,380 0,389 0,294 0,157 0,305<br />

Se +IV 0,815 0,777 0,803 0,449 0,711<br />

Se +VI 0,202 0,344 0,218 0,133 0,224<br />

Średnia 0,466 0,504 0,438 0,246 0,413<br />

A = 0,036 A x B = 0,057<br />

NIR 0,05<br />

B = 0,028 B x A = 0,063<br />

Kwas askorbinowy [mg· g -1 ś.m. roślin]<br />

Kontrola 0,675 0,693 0,726 0,672 0,691<br />

Se +IV 1,792 0,674 0,979 0,726 1,043<br />

Se +VI 2,347 0,<strong>40</strong>8 1,261 1,204 1,305<br />

Średnia 1,605 0,592 0,989 0,868 1,013<br />

A = 0,080 A x B = 0,125<br />

NIR 0,05<br />

B = 0,063 B x A = 0,138<br />

296

Zmiany zawartości kwasu askorbinowego, glutationu, flawonoidów oraz związków...<br />

Analizując uzyskane w doświadczeniu wyniki można stwierdzić, że dodatek do pożywki<br />

selenu w +IV stopniu utlenienia wyraźnie wpłynął na zawartość glutationu w badanych roślinach.<br />

Zawartość glutationu w roślinach pszenicy i owsa po zastosowaniu Se +IV była dwukrotnie<br />

większa w porównaniu do zawartości tego związku w roślinach kontrolnych i nawet<br />

prawie trzy razy większa w roślinach kukurydzy i prosa (rys. 1).<br />

Uzyskano zupełnie odwrotne zależności po zastosowaniu Se +VI . Zawartość glutationu<br />

we wszystkich roślinach rosnących na pożywce z Se +VI była niższa w porównaniu z zawartością<br />

tego peptydu w roślinach kontrolnych.<br />

<strong>40</strong>0<br />

A<br />

<strong>40</strong>0<br />

B<br />

300<br />

Se +IV<br />

300<br />

Se +IV<br />

Se +VI<br />

% kontroli<br />

200<br />

Se +VI Ps O Kk Pr<br />

% kontroli<br />

200<br />

100<br />

100<br />

0<br />

Ps O Kk Pr<br />

0<br />

<strong>40</strong>0<br />

300<br />

C<br />

Se +IV<br />

Se +VI<br />

<strong>40</strong>0<br />

300<br />

D<br />

Se +IV<br />

Se +VI<br />

% kontroli<br />

200<br />

% kontroli<br />

200<br />

100<br />

100<br />

0<br />

Ps O Kk Pr<br />

0<br />

Ps O Kk Pr<br />

Rys. 1. Procentowe zmiany zawartości flawonoidów (A), fenoli (B), glutationu (C) i kwasu askorbinowego<br />

(D) w różnych gatunkach roślin w zależności od stopnia utlenienia wprowadzonego<br />

do podłoża selenu (kontrola = 100%); Ps - pszenica, O - owies, Kk - kukurydza,<br />

Pr - proso<br />

Fig. 1. Percentage changes of flavonoids (A), phenols (B), glutathione (C) and ascorbic acid (D)<br />

content in chosen plant species depending on the valency of the selenium added to the<br />

substrate (control = 100%); Ps - wheat, O - oat, Kk - corn, Pr - millet<br />

Zawartość kwasu askorbinowego we wszystkich czterech roślinach rosnących na pożywce<br />

bez dodatku selenu była podobna i kształtowała się na poziomie 0,675–0,726 mg·g -1<br />

(tab. 1). Wyraźny wzrost zawartości kwasu askorbinowego widoczny był po zastosowaniu<br />

297

Dariusz Kłódka, Arkadiusz Telesiński, Justyna Mroczek, Anita Komsta<br />

obu form selenu na rośliny pszenicy, gdzie po zastosowaniu Se +IV stwierdzono ponad dwukrotny,<br />

a po zastosowaniu Se +VI ponad trzykrotny, wzrost zawartości tego związku w tkankach<br />

roślinnych. Taki wynik może być spowodowany według Zabłockiego [1990] lepszą<br />

dostępnością dla roślin selenu na +VI stopniu utlenienia, ale również większą jego szkodliwością,<br />

co może przekładać się na podwyższoną w tym wypadku zawartość kwasu askorbinowego<br />

oraz flawonoidów.<br />

Obliczone współczynniki korelacji liniowej Pearsona wskazują na wyraźną istotną dodatnią<br />

korelację pomiędzy zawartością flawonoidów i glutationu (0,758) oraz kwasu askorbinowego<br />

(0,782) i ujemną istotną korelację pomiędzy zawartością fenoli i kwasu askorbinowego<br />

(-0,843) po wprowadzeniu do pożywek dodatku selenu na +IV stopniu utlenienia (tab.<br />

2). Choć rośliny bardziej reagowały za zawartość Se +VI w podłożu, to jednak nie stwierdzono<br />

wielu istotnych zależności pomiędzy zawartością oznaczanych w pracy związków. Jedynie<br />

pomiędzy zawartością fenoli i kwasu askorbinowego stwierdzono istotną dodatnią korelację<br />

(0,790) po zastosowaniu do pożywki dodatku Se +VI (tab. 2).<br />

Tabela 2. Współczynniki korelacji liniowej Pearsona pomiędzy zawartością w roślinach dwuliściennych<br />

nieenzymatycznych antyutleniaczy w zależności od stopnia utlenienia dodanego<br />

do podłoża selenu<br />

Table 2. Pearson linear correlation coefficients among the nonezymatic antioxidants content<br />

depending on the valency of the selenium added to the substrate<br />

Kontrola<br />

Se +IV<br />

Se +VI<br />

Antyoksydant Flawonoidy Fenole Glutation Kwas askorbinowy<br />

Flawonoidy 0,489 -0,321 0,252<br />

Fenole 0,050 -0,323<br />

Glutation 0,101<br />

Kwas askorbinowy<br />

Flawonoidy -0,430 0,758* 0,782*<br />

Fenole 0,009 -0,843*<br />

Glutation 0,458<br />

Kwas askorbinowy<br />

Flawonoidy 0,492 0,333 0,561*<br />

Fenole 0,790* -0,223<br />

Glutation -0,560<br />

Kwas askorbinowy<br />

* Istotne na poziomie p = 0,05.<br />

W literaturze brak jest jednoznacznych doniesień o wpływie selenu na metabolizm roślin,<br />

a rola tego pierwiastka w komórkach roślinnych nie jest do końca poznana [Jurkowska<br />

1996]. Choć niektóre rośliny mogą pobierać ten pierwiastek w znacznej mierze bez szkody,<br />

to jednak nadmiar selenu w większości roślin może wywołać niedobory składników pokarmowych,<br />

głównie Mn, Zn, Cu i Fe, a także powodować zaburzenia w organogenezie<br />

i wzroście, a także w syntezie kwasów nukleinowych i białek, co może być związane z moż-<br />

298

Zmiany zawartości kwasu askorbinowego, glutationu, flawonoidów oraz związków...<br />

liwością zastępowania siarki w aminokwasach [Jurkowska 1996, Kabata-Pendias, Pendias<br />

1999, Pazurkiewicz-Kocot, Galus 2002]. Kąklewski i inni [2008] wykazali, że nadmiar selenu<br />

w tkankach roślin pszenicy może powodować zmniejszenie aktywności peroksydazy askorbinianowej<br />

oraz zwiększenie aktywności reduktazy glutationowej. W celu lepszego poznania<br />

mechanizmów wpływu selenu na metabolizm roślinny niezbędne jest prowadzenie dalszych<br />

badań w tym zakresie.<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Zawartość flawonoidów, fenoli, glutationu i kwasu askorbinowego w badanych roślinach<br />

jednoliściennych zależna była od dostępności selenu w podłożu.<br />

2. Selen w +IV i +VI stopniu utlenienia w dawce 0,05 mM·dm -3 może być przyczyną powstania<br />

stresu oksydacyjnego w badanych roślinach, czego wyrazem jest podwyższona<br />

zawartość badanych nieenzymatycznych antyutleniaczy.<br />

3. Bardziej wyrazisty wpływ na zawartość badanych nieenzymatycznych antyutleniaczy<br />

wywarł selen w +VI stopniu utlenienia.<br />

4. Wskazane jest prowadzenie dalszych badań w celu określenia wpływu selenu na rośliny.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Borkowska K. 1994. Selen w glebach i roślinach z wybranej plantacji lucerny. Zesz.<br />

Probl. Postęp. Nauk. Roln. 414: 57–62.<br />

Guri A. 1983. Variation in glutathione and ascorbic acid content among selected cultivars<br />

of Phaseolus vulgaris prior to and after exposure to ozone. Can. J. Plant Sci. 63: 733-<br />

737.<br />

Jurkowska H. 1996. Selen w glebach i roślinach. Wszechświat 97(2): 29–32.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd.<br />

PWN, Warszawa.<br />

Kąklewski K., Nowak J., Ligocki M. 2008. Effects of elenium kontent In Green parts of<br />

plants on the Mount of ATP and ascorbate-glutathione cycle enzyme activity at various<br />

growth stages of wheat and oilseed rape. J. Plant. Physiol. 165: 1011–1022.<br />

Malenćić D., Popović M., Miladinović J. 2003. Stress tolerance parameters in different<br />

genotypes of soybean. Biol. Plant. 46(1): 141–143.<br />

Pazurkiewicz-Kocot K., Galas W. 2002. Zależność pomiędzy akumulacją K, Na i Ca<br />

w tkankach siewek Zea mays L. a stężeniem SeO 2<br />

i NaHSeO 3<br />

w środowisku zewnętrznym.<br />

Zesz. Probl. Postęp. Nauk. Roln. 481: 545–551.<br />

Singleton V.L., Samuel-Raventos R.M. 1999. Analysis of total phenols and other oxidation<br />

substrates in antividants by means of Folin-Ciocalteu reagent. Meth. Enzymol.<br />

229: 213–219.<br />

299

Dariusz Kłódka, Arkadiusz Telesiński, Justyna Mroczek, Anita Komsta<br />

Stadtman T.C. 1980. Selenium – dependent enzymes. Ann. Rev. Biochem. 49: 93–110.<br />

Strączyk D., Drobnica L. 2001. Selen w roślinach i jego wpływ na zdrowie. Ekopartner<br />

115(5): 14.<br />

Winkel-Shirley B. 2002. Biosynthesis of flavonoids and effects of stress. Curr. Opin.<br />

Plant Biol. 5: 218–223.<br />

Woisky R.G., Salatino A. 1998. Analysis of propolis: Some parameters and procedures<br />

for chemical quality control. J. Agric. Res. 37: 99–105.<br />

Zabłocki Z. 1990. Selen w glebach i roślinach Pomorza Zachodniego. Wyd. Akademii<br />

Rolniczej w Szczecinie. Rozprawy 124.<br />

Zabłocki Z. 1994. Porównanie zawartości selenu w glebach, roślinach i odciekach drenarskich.<br />

Arsen i selen w środowisku – problemy ekologiczne i metodyczne. Matariały<br />

z seminarium. Wyd. PAN, Warszawa.<br />

Żbikowska H. 1999. Roślinne dysmutazy ponadtlenkowe. Kosmos 1: 87–93.<br />

300

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Tadeusz Kośla*<br />

Ocena zawartości biopierwiastków oraz metali<br />

toksycznych w glebie i roślinności rezerwatu Jeziorko<br />

Czerniakowskie<br />

Evaluation of bioelement and toxic metal content in soil<br />

and vegetation of Czerniakowskie Lake reserve<br />

Słowa kluczowe: gleba, koniczyna czerwona, ruń łąkowa, pH, biopierwiastki, metale toksyczne.<br />

Key words: soil, red clover, meadow sward, pH, bioelements, toxic metals.<br />

The aim of the work was the determination of microelement content and soil and vegetation<br />

contamination with toxic metals around Czerniakowskie Lake, a reserve in the Mokotów<br />

district, Warsaw.<br />

The investigations were based on 10 soil samples and 10 samples of meadow cover and<br />

red clover growing in the soil from around Czerniakowskie Lake collected in two successive<br />

years. Samples were collected in both years at the beginning of June. Soil samples were<br />

taken from the depth of 15 cm. Grasses were at the stage of forming inflorescences, red<br />

clover at the stage of flower buds.<br />

The following parameters were determined in the soil samples: acidity (pH in KCl) and the<br />

content of manganese, zinc, copper, lithium and lead. The contents of manganese, zinc,<br />

copper, iron, lithium, lead, cadmium and mercury were determined in the vegetation. The<br />

obtained results are presented in Tables 1–3.<br />

The acidity of soil around Czerniakowskie Lake was close to the alkaline pH, despite the<br />

anthropogenic effect, it caused good assimilability of lithium by plants but worse of metals<br />

which are well taken up in acid environment. The lead level in the soil and vegetation was<br />

* Prof. dr hab. Tadeusz Kośla – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Zakład Higieny Zwierząt<br />

i Środowiska, Wydział Nauk o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego,<br />

ul. Ciszewskiego 8, 02-787 Warszawa; tel.: 22 593 66 14; e-mail: tadeusz_kosla@sggw.pl<br />

301

Tadeusz Kośla<br />

increased in comparison with regions which are ecologically unpolluted. The content of copper<br />

and zinc was quite high which could be connected with the type of soil (heavy textured<br />

alluvial soil of the Vistula riverside). The content of mercury in plants was below the level<br />

of detectability. The soil lithium content was high, as compared with literature, which in the<br />

case of a high soil pH facilitated its passing into vegetation, which resulted in its high content,<br />

especially in red clover.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Jeziorko Czerniakowskie od roku 1987 stanowi rezerwat wodno-krajobrazowy o powierzchni<br />

ok. 45 hektarów, w tym ok. 20 hektarów tafli wody [Wojtkowska i in. 2005]. Leży<br />

ono na Dolnym Mokotowie w Warszawie, w pradolinie Wisły. Jeziorko jest częściowo obudowane<br />

osiedlami mieszkaniowymi „Miasto-Ogród Sadyba”, od czasów II Rzeczpospolitej<br />

oraz osiedle bloków „Bernardyńska”, od końca lat siedemdziesiątych XX w. Obydwa osiedla<br />

usytuowane są od strony zachodniej, a od strony wschodniej w odległości ok. 1 km<br />

wznoszą się kompleksy elektrociepłowni Siekierki. Działalność antropogeniczna zaburzyła<br />

przebieg cieków wodnych doprowadzających wodę do Jeziorka [Adamczewska-Wejchent<br />

1995]. Wykorzystanie Jeziorka Czerniakowskiego jako terenów rekreacyjnych, a również<br />

istniejące po stronie wschodniej i zachodniej ogródki działkowe, mogą wpływać na zmianę<br />

zawartości biopierwiastków w glebie i w roślinności terenów wokół jeziora oraz skażenie ich<br />

metalami toksycznymi.<br />

Celem pracy było określenie zawartości w glebie wybranych biopierwiastków oraz zanieczyszczenie<br />

gleby i roślinności metalami toksycznymi wokół rezerwatu Jeziorko Czerniakowskie.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Do badań pobrano w dwu kolejnych latach każdorazowo po 10 prób gleby oraz po<br />

10 prób porostu łąkowego i koniczyny czerwonej, rosnących na glebie z obrzeża Jeziorka<br />

Czerniakowskiego. Próby pobrano w obu latach w początku czerwca. Glebę pobrano do<br />

głębokości 15 cm laską glebową. Trawy były w stadium formowania kwiatostanów, a koniczyna<br />

czerwona w stadium pączków kwiatowych.<br />

W próbkach gleby zbadano następujące parametry:<br />

● kwasowość (pH w KCl)<br />

oraz<br />

● zawartość manganu, cynku, miedzi, litu i ołowiu.<br />

Analizy wykonano w IMUZ Falenty. Próbki powietrznie suchej gleby spalano na drodze<br />

mokrej, w 60-procentowym kwasie nadchlorowym (w stosunku gleba-kwas 1:8) w temperaturze<br />

145°C w ciągu 1,5 godziny, a następnie w temperaturze 210°C w ciągu 2 godzin.<br />

302

Ocena zawartości biopierwiastków oraz metali toksycznych w glebie i roślinności...<br />

Spalanie wykonano w bloku aluminiowym ze sterowaną temperaturą i czasem procesu.<br />

Zmineralizowane próbki rozpuszczano w wodzie redestylowanej z dodatkiem 20-procentowego<br />

HCl, w temperaturze 75°C. Zawartość metali oznaczono metodą atomowej<br />

spektrometrii absorpcyjnej w płomieniu acetylen-powietrze, na spektrometrze Unicam<br />

939-SOLAR SYSTEM.<br />

W roślinności zbadano zawartość manganu, cynku, miedzi, żelaza, litu, ołowiu, kadmu<br />

i rtęci. Próbki roślin spalano w piecu muflowym, w temperaturze 450°C, popiół przenoszono<br />

do kolbek miarowych, zakwaszano do 2% HCl w roztworze i oznaczano metodą atomowej<br />

spektrometrii absorpcyjnej na spektrometrze Shimadzu w Zakładzie Analiz Fizykochemicznych<br />

SGGW. Lit oznaczano aparatem Perkin-Elmer 2380, z korekcją filtrem czerwonym,<br />

przy długości fali 560 nm, w laboratorium Katedry Fizjologii Zwierząt SGGW. Rtęć oznaczano<br />

analizatorem par TMA 254, w Katedrze Higieny Zwierząt SGGW. Czułość aparatu to<br />

0,01ng Hg·kg -1 .<br />

Uzyskane wyniki poddano analizie statystycznej za pomocą programu Statgraphics,<br />

istotność różnic obliczono testem Tukey’a.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Wyniki analiz gleby zestawiono w tabeli 1.<br />

Tabela 1. Zawartość biopierwiastków i metali toksycznych (mg·kg -1 ) oraz pH gleby z nad Jeziorka<br />

Czerniakowskiego<br />

Table 1. The content of bioelements, toxic metal (mg·kg -1 ) and pH of soil around Czerniakowskie<br />

Lake<br />

Oznaczany parametr Średnia arytmetyczna Odchylenie standardowe<br />

pH KCl 6,68 0,81<br />

Mn 267,8 83,5<br />

Zn 71,0 28,8<br />

Cu 12,75 3,31<br />

Li 8,86 3,17<br />

Pb 26,68 4,49<br />

Kwasowość gleby wokół Jeziorka Czerniakowskiego była w pobliżu pH obojętnego,<br />

mimo wpływów antropogenicznych. Powodowało to dobre przyswajanie przez rośliny litu,<br />

gorsze natomiast metali dobrze pobieranych w kwaśnym środowisku. Zawartość manganu<br />

odpowiada normie dla gleb aluwialnych, jednak wysokie pH gleby obniża jego przyswajanie<br />

przez rośliny [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Zawartość cynku w glebie nad Jeziorkiem<br />

Czerniakowskim można uznać za wysoką, spotykaną na glebach ciężkich. Tu można przypuszczać,<br />

że wystąpiły wpływy antropogeniczne [Kabata-Pendias 2002]. Zawartość miedzi<br />

w badanej glebie wynosi dokładnie tyle, ile w odniesieniu do gleb ciężkich Polski podaje Ka-<br />

303

Tadeusz Kośla<br />

bata-Pendias [1996]. Jednocześnie przy dość wysokim pH gleby bardziej przyswajane są<br />

dla roślin formy anionowe miedzi.<br />

Zawartość litu w glebie należy uznać za wysoką. W szczegółowych badaniach zawartości<br />

litu w różnych rejonach gleb Polski tylko rejon Nowego Miasteczka na Ziemi Lubuskiej,<br />

o glebie ciężkiej, miał większą zawartość litu (11,33 mg·kg -1 ) [Kośla, Roga-Franc 1995].<br />

Kabata-Pendias [1995] podaje dla gleb gliniastych-ciężkich z Polski średnią zawartość litu<br />

14,8 mg·kg -1 . Poziom ołowiu w glebie był podwyższony w stosunku do obszarów czystych<br />

ekologicznie [Terelak, Piotrowska 1998].<br />

Wyniki analiz roślinności zestawiono w tabeli 2 (koniczyna czerwona) i tabeli 3 (ruń łąkowa).<br />

Tabela 2. Zawartość biopierwiastków i metali toksycznych w koniczynie czerwonej z nad Jeziorka<br />

Czerniakowskiego (mg·kg -1 s.m.)<br />

Table 2. The content of bioelements and toxic metals in red clover from around Czerniakowskie<br />

Lake (mg·kg -1 d.m.)<br />

Pierwiastek Średnia arytmetyczna Odchylenie standardowe<br />

Mn 42,81 13,47<br />

Zn 53,53 10,29<br />

Cu 12,46 2,54<br />

Fe 102,91 35,96<br />

Li 12,12 4,60<br />

Zawartość manganu w roślinności z nad jeziorka Czerniakowskiego kształtuje się w zakresie<br />

podanym dla Polski przez Kabatę-Pendias, Pendiasa [1999], zarówno dla koniczyny<br />

czerwonej, jak i runi łąkowej. Średnie dane w obu wypadkach są mniejsze, niż w zestawieniu<br />

[Kabata-Pendias i Pendias 1999].<br />

Obojętny odczyn gleby powoduje gorsze przyswajanie manganu przez rośliny, jednak<br />

uzyskane zawartości są wystarczające dla dobrego ich rozwoju [Kabata-Pendias, Pendias<br />

1999].<br />

Zawartość cynku w badanej roślinności jest w normie [Kabata-Pendias i Pendias, 1999;<br />

Kabata-Pendias 2002; Anke i in. 2005], w rejonach zanieczyszczonych występuje dużo większa<br />

koncentracja tego pierwiastka [Kabata-Pendias, Pendias 1999; Bashmakov i in. 2002].<br />

Zawartość miedzi w glebie była dość znaczna, co mogło być związane z typem gleby<br />

(ciężka mada nadwiślańska). Zawartość miedzi zarówno w koniczynie czerwonej, jak<br />

i w runi łąkowej, mieszczą się w przedziałach dla Polski [Kabata-Pendias, Pendias 1999].<br />

Podobne zawartości w koniczynie czerwonej i runi łąkowej podają dla terenów bez zanieczyszczeń<br />

w Niemczech Anke i in. [2004]. Zawartość miedzi w tych roślinach z terenów skażonych<br />

była natomiast ponad dwa razy większa.<br />

Zawartość żelaza była w normie dla runi łąkowej i koniczyny czerwonej, stosunek żelaza<br />

do manganu można także uznać za właściwy [Kabata-Pendias, Pendias 1999].<br />

304

Ocena zawartości biopierwiastków oraz metali toksycznych w glebie i roślinności...<br />

Tabela 3. Zawartość biopierwiastków i metali toksycznych w runi łąkowej z nad Jeziorka Czerniakowskiego<br />

(mg·kg -1 s.m.)<br />

Table 3. The content of bioelements and toxic metals in the meadow sward from around Czerniakowskie<br />

Lake (mg·kg -1 d.m.)<br />

Pierwiastek Średnia arytmetyczna Standardowe odchylenie<br />

Mn 51,55 17,03<br />

Zn 41,58 7,50<br />

Cu 8,62 1,61<br />

Fe 104,34 28,07<br />

Li 9,18 4,10<br />

Pb 0,73 0,16<br />

Cd 0,062 0,026<br />

Hg<br />

poniżej czułości aparatu<br />

(0,01 ng·kg -1 )<br />

-<br />

Zawartość litu w glebie była, w porównaniu z danymi w literaturze duża, a przy wysokim<br />

pH gleby powodowała łatwe przechodzenie do roślinności. Zwłaszcza w koniczynie czerwonej<br />

zawartość litu jest wysoka [Kośla, Roga-Franc 1995].<br />

Zawartość ołowiu i kadmu w runi łąkowej mieści się w dolnej części zakresu dla traw<br />

w Polsce [Kabata-Pendias, Pendias 1999] i wskazuje, że środowisko Jeziorka Czerniakowskiego<br />

nie jest skażone tymi metalami toksycznymi.<br />

Zawartość rtęci w roślinach była poniżej poziomu wykrywalności, czyli nie było skażenia<br />

rejonu badań tym metalem toksycznym.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Adamczewska-Wejchent H. 1995. Jeziorko Czerniakowskie. Wojewódzki Fundusz<br />

<strong>Ochrony</strong> Środowiska TSKMOS, Warszawa.<br />

Anke M., Röhrig B., Müller R., Schäfer U. 2004. The biological and toxicological<br />

importance of copper in the environment and the nutrition of plants, animals and man.<br />

Priemyselna Toxikologia, Spišska Nova Ves, 215-2<strong>40</strong>.<br />

Anke M., Röhrig B., Schäfer U., Müller R., Latzel F. 2005. Zinc in the food chain:<br />

biological importance. Acta Medica Lituanica 12, 4: 50-58.<br />

Bashmakov D.I., Lukatkin A.S., Prasad M.N.V. 2002. Zinc hyperaccumulating plants<br />

from temperature climatic zone of Russia. W: A. Kabata-Pendias, B. Szteke (red.). Cynk<br />

w środowisku, problemy ekologiczne i metodyczne. PAN, Komitet Naukowy przy Prezydium<br />

PAN „Człowiek i Środowisko”. Zeszyty Naukowe 33: 309-313.<br />

Kabata-Pendias A. 1995. Biogeochemistry of lithium. W: T. Kośla (red.). Proc. Intern.<br />

Symposium Lithium in the trophic chain soil-plant-animal-man. Warszawa: 9-15.<br />

Kabata-Pendias A. 1996. Biogeochemia miedzi i molibdenu. W: A. Kabata-Pendias,<br />

B. Szteke (red.). Miedź i molibden w środowisku, problemy ekologiczne i metodyczne.<br />

305

Tadeusz Kośla<br />

PAN, Komitet Naukowy przy Prezydium PAN „Człowiek i Środowisko”. Zeszyty Naukowe<br />

14: 11-19 .<br />

Kabata-Pendias A. 2002. Biogeochemia cynku. W: A. Kabata-Pendias, B. Szteke (red.).<br />

Cynk w środowisku, problemy ekologiczne i metodyczne. PAN, Komitet Naukowy przy<br />

Prezydium PAN „Człowiek i Środowisko”. Zeszyty Naukowe 33: 11-18.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999: Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd.<br />

Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Kośla T., Roga-Franc M. 1995. Lithium concentration in soil and plants in regions of different<br />

industrialization in Poland. W: T. Kośla (red.). Proc. Intern. Symposium Lithium in the<br />

trophic chain soil-plant-animal-man. Warszawa: 75-80.<br />

Terelak H., Piotrowska M. 1998. Zawartość ołowiu w glebach użytków rolnych Polski<br />

i wybranych województw. W: A. Kabata-Pendias, B. Szteke (red.). Ołów w środowisku,<br />

problemy ekologiczne i metodyczne. PAN, Komitet Naukowy przy Prezydium PAN<br />

„Człowiek i Środowisko”. Zeszyty Naukowe 21: 21-24.<br />

Wojtkowska M., Niesiobędzka K., Krajewska E. 2005. Metale ciężkie w wodzie<br />

i osadach dennych Jeziora Czerniakowskiego. W: B. Gworek (red.). Obieg pierwiastków<br />

w przyrodzie. Monografia tom III. IOŚ, Warszawa: 194-197.<br />

306

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Małgorzata Demczuk*, Kamila Garbiec*<br />

Heavy metals in edible fruits. A case study of bilberry<br />

Vaccinium myrtillus L.<br />

Metale ciężkie w owocach jadalnych na przykładzie<br />

borówki czarnej Vaccinium myrtillus L.<br />

Słowa kluczowe: borówka czarna, metale ciężkie, jagody.<br />

Key words: bilberry, heavy metals, berries.<br />

Prezentowane w opracowaniu badania miały na celu określenie zawartości metali ciężkich<br />

w owocach jadalnych. Zbadano zawartość Fe, Mn, Cu, Zn, Ni i Pb w owocach borówki czarnej<br />

Vaccinium myrtillus L. oraz w glebie. Próby zebrano z dwóch stanowisk znajdujących się<br />

pod wpływem zanieczyszczenia pochodzącego z hut (huty miedzi w Głogowie oraz huty aluminium<br />

w Koninie) oraz dwóch względnie czystych stanowisk. Gleby z okolic hut zawierały<br />

więcej Zn, Mn, Fe, Cu i Ni niż gleby na stanowiskach niezanieczyszczonych. Stężenie Zn, Mn,<br />

Cu i Cd było wyższe w owocach zebranych w okolicy hut miedzi i aluminium niż w tych ze stanowisk<br />

czystych. Zawartość Zn i Mn w owocach była skorelowana z ich zawartością w glebie.<br />

1. INTRODUCTION<br />

Bilberry Vaccinium myrtillus L. (Ericaceae) is a deciduous perennial dwarf shrub, that is<br />

commonly found in the herbaceous layer, mainly in pine forests and mixed forests [Szmeja<br />

1993]. Bilberry grows on acidic soils and does not flourish in wet conditions [Reimann et<br />

al. 2001]. Fruit is a purple-black, glaucous berry [Ritchie 1995]. Fructification of Vaccinium<br />

myrtillus lasts from July till September. Fruits are widely collected and consumed by people<br />

mainly because of their possible positive health effects [Seneta and Dolatowski 2006].<br />

Therefore the content of heavy metals in consumed fruits seems to be important problem<br />

due to the risk of human diseases.<br />

* Dr Małgorzata Demczuk, mgr Kamila Garbiec – Zakład Ekologii, Biogeochemii i <strong>Ochrony</strong><br />

Środowiska, <strong>Instytut</strong> Biologii Roślin, Uniwersytet Wrocławski, ul. Kanonia 6/8, 50-328<br />

Wroclaw; tel.: 71 375 41 27; e-mail: mdemczuk@biol.uni.wroc.pl<br />

307

Małgorzata Demczuk, Kamila Garbiec<br />

Since 1968, when the Głogów copper smelter was built, it has been emitting metal-rich<br />

dusts into the atmosphere, which is the main source of heavy-metal pollution of the local<br />

environment. Dust emission from smelter had notably harmful influence on the natural environment<br />

in the early years of its activities. Since the beginning of 1990’s, the emissions<br />

have been considerably reduced, mainly due to installation of new filters and some changes<br />

in process technology [Matkowski 1994, Lis and Pasieczna 2005]. Soils in the vicinity<br />

of Głogów copper smelter were found to be contaminated by lead, copper and zinc (rarely<br />

cadmium and mercury) [Lis et al. 1999]. Construction of Konin aluminium smelter started<br />

in 1960, and finished in 1966. In the first period of its operation the emission of fluorine exceeded<br />

600 tons per year. The technological modernisation resulted in notable reduction of<br />

fluorine emission, and in 1993 it was 58 tons per year [Staszewski et al. 1998]. Damage to<br />

the vegetation near aluminium smelter is considered to be mainly caused by the emission<br />

of gaseous fluoride compounds and sulphur dioxide [Vike 1999].<br />

The purpose of this study was to assess the influence of smelters on concentration of<br />

heavy metals in edible berries of Vaccinium myrtillus.<br />

2. MATERIAL AND METHODS<br />

2.1. Study area<br />

The study was conducted in two polluted forest sites: about 10-13 km northeast from<br />

copper smelter in Głogów (SW Poland) and about 10-11 km northeast from aluminium<br />

smelter in Konin (SW Poland). Two relatively clean forest sites were about 10-12 km southwest<br />

from Milicz (SW Poland, near Skoroszów) and about 9-10 km northeast from Oława<br />

(SW Poland, near Janików).<br />

Ten sampling sites were selected in polluted areas. The same number of sampling sites<br />

was selected in relatively non-polluted areas. At each site the bilberry was growing under<br />

the canopies of trees. Each sampling site consisted of five 1x1 m squares, from which fruit<br />

samples and soil samples (from depth of 0-10 cm) were randomly collected. The sites in the<br />

relatively clean areas represented the similar forest type as sampling sites in the vicinity of<br />

Cu-smelter and Al-smelter. All samples were collected in July 2008.<br />

2.2. Plant analysis<br />

Fruit samples of bilberry were dried at 50°C to a constant weight and homogenised in<br />

a laboratory mill (FexIKA M 20). The heavy metals were extracted using microwave digestion<br />

(CEM Mars 5) with HNO 3<br />

(conc.) and HCl (conc.) in Teflon vessels. Total Fe, Mn and Zn<br />

levels were measured by flame atomic absorption spectrophotometery (FAAS; GBC Avanta<br />

PM ), and Cu, Pb, Cd, Ni and Cr levels were measured by electrothermal atomic absorption<br />

308

Heavy metals in edible fruits. A case study of bilberry Vaccinium myrtillus L.<br />

spectrophotometery (ETAAS; GBC Avanta PM). All metals were measured against standards<br />

(BDH Chemicals Ltd, pro analyse quality) and blanks. All the analyses were done in<br />

duplicate. The reference material consisted of poplar leaves (GBW 07604).<br />

2.3. Soil analysis<br />

The soil samples were air-dried, sieved to 2 mm and ground to fine powder. Soil total<br />

Fe, Mn, Cu, Zn, Pb, Cd, Ni and Cr content was analysed using the same procedures as described<br />

for the plant samples. The reference material consisted of a soil (RTH907).<br />

2.4. Statistical analysis<br />

A t test was used to determine the significance of the differences between concentration<br />

of heavy metals of polluted and undisturbed sites. Pearson’s correlations were calculated<br />

to examine the relationships between the concentration of the metals in the fruits and<br />

the corresponding soils [Sokal and Rohlf 2003]. All calculations were carried out on logtransformed<br />

data using STATISTICA (data analysis software system, StatSoft, Inc., ver. 7).<br />

3. RESULTS AND DISCUSSION<br />

The concentration of examined elements in soils and fruits are shown in Table 1.<br />

The research revealed that soils from polluted and undisturbed sites differ significantly<br />

with respect to Cu, Fe, Mn, Ni and Zn content. The mean concentration of Cu in soils from<br />

polluted sites was as high as 9.94 mg·kg -1 , whereas in soils from undisturbed sites amounts<br />

to 0.98 mg·kg -1 . Although the difference between these values is rather high, both of them<br />

are within the range given by Kabata-Pendias and Pendias [1999] which is 1–25 mg·kg -1<br />

(mean concentration in Polish soils is 6.5 mg·kg -1 ).<br />

The content of Fe in soils from polluted areas ranged from 548 to 3429 mg·kg -1 , while on<br />

relatively clean sites from 1<strong>40</strong> to 1079 mg·kg -1 . According to Kabata-Pendias and Pendias<br />

[1999] the mean concentration of Fe in sandy soils of Poland is about 5700 mg·kg -1 , therefore<br />

both of ranges are below the above-mentioned mean value. However, Lityński and Jurkowska<br />

[1982] give the widest range of Fe concentration in soils, which is 20-100 000 mg·kg -1 .<br />

In general, the soils studied herein, contain small amounts of Mn, which is 2.7 mg·kg -1<br />

(unpolluted areas) and 48 mg·kg -1 (in vicinity of smelters). According to Markert [1992] the<br />

concentration of Mn in soils ranges from 20 to 3000 mg·kg -1 , whereas Kabata-Pendias and<br />

Pendias [1999] report that sandy soils of Poland contain 15-1500 mg·kg -1 .<br />

The ranges of Ni concentration in relatively clean areas and in affected sites were<br />

0.95-1.92 mg·kg -1 and 0.79-3.88 mg·kg -1 , respectively, and was in the lower part of the<br />

range given by Kabata-Pendias and Pendias [1999], which is 1-52 mg·kg -1 .<br />

309

Małgorzata Demczuk, Kamila Garbiec<br />

Table 1. Minima, maxima, mean values, standard deviations (SD) and t test of the concentration<br />

(mg·kg -1 d.w.) of heavy metals in the soil and in the fruits of Vaccinium myrtillus<br />

from unpolluted and polluted sites<br />

Tabela 1. Minima, maksima, średnie, odchylenia standardowe (SD) oraz test t dla zawartości<br />

Soil<br />

Fruits<br />

metali ciężkich w glebie i owocach Vaccinium myrtillus ze stanowisk czystych i zanieczyszczonych<br />

(mg·kg -1 s.m.)<br />

Element<br />

Unpolluted<br />

Polluted<br />

mean max min SD mean max min SD<br />

t value p<br />

Mn 2.65 3.77 0.69 0.96 48.4 86 26.5 22.52 -14.9

Heavy metals in edible fruits. A case study of bilberry Vaccinium myrtillus L.<br />

The level of Zn absorption by berries of Vacccinium myrtillus in relatively clean and polluted<br />

areas was found to be 5.5-9.2 mg·kg -1 and 8.4-14.4 mg·kg -1 , respectively. These levels<br />

were found to be within the physiological demand range of values given by Kabata-Pendias<br />

and Pendias [1999].<br />

The t test indicated that the berries from polluted areas contain significantly higher concentrations<br />

of Cd, Cu Mn and Zn than berries from control sites. There was no element,<br />

which concentration in berries exceeded toxic levels, in respect to values presented by<br />

Kabata-Pendias and Pendias [1999].<br />

Correlations between concentration of metals in soil and that in fruits are shown in Table<br />

2. Positive correlations between Mn in soil and in fruits, and Zn in soil and fruits were found.<br />

Moreover, some negative correlations were identified as well.<br />

Table 2. Statistically significant relations between concentrations of metals in the fruits and the<br />

corresponding soils<br />

Tabela 2. Statystycznie istotne korelacje pomiędzy zawartością pierwiastków w glebie i owocach<br />

No Relationship R est<br />

p<br />

1 Mn in the soil and Mn in the fruits 0.89

Małgorzata Demczuk, Kamila Garbiec<br />

Lis J., Pasieczna A., Bojakowska I., Gliwicz T., Frankowski Z., Pasławski<br />

P., Popiołek E., Sokołowska G., Strzelecki R., Wołkowski S. 1999. Geochemical<br />

Atlas of Legnica – Głogów Copper District, 1: 250 000. Państwowy <strong>Instytut</strong><br />

Geologiczny, Warszawa.<br />

Lis J., Pasieczna A. 2005. Anthropogenic soils pollution within the Legnica – Głogów copper<br />

district. Polish Geological Institute Special Papers 17: 42-48.<br />

Lityński T., Jurkowska H. 1982. Żyzność gleby i odżywianie się roślin. PWN, Warszawa.<br />

Markert B. 1992. Presence and significance of naturally occurring chemical elements of<br />

the periodic system in the plant organism and consequences for future investigations on<br />

inorganic environmental chemistry in ecosystems. Vegetatio, 103: 1-30.<br />

Matkowski K. 1994. Copper industry as the major factor of human influence on forest ecosystems<br />

of the KGHM Lubin and a program of their protection. In: R. Siwecki (red.). III<br />

Krajowe Sympozjum, Kórnik.<br />

Reimann C., Koller F., Kashulina G., Niskavaara H., Englmaier P. 2001. Influence<br />

of extreme pollution on the inorganic chemical composition of some plants. Environmental<br />

Pollution 115: 239-252.<br />

Ritchie J.C. 1956. Biological flora of the British Isles. Vaccinium myrtillus. Journal of<br />

Ecology 44: 291-199.<br />

Seneta W., Dolatowski J. 2006. Dendrology. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Sokal R.R., Rohlf F.J. 2003. Biometry. The Principles and Practice of Statistics in Biological<br />

Research, Freeman and Company.<br />

Staszewski T., Uziębło A., Szdzuj J. 1998. Characteristics of pine needles from trees<br />

of different age growing in the protective zone of Konin Aluminium Smelter. Chemosphere<br />

36 (4-5): 1013-1018.<br />

Szmeja K. 1993. Abundance and spatial organization dynamics of Vaccinium myrtillus and<br />

V. vitis – idaea populations. Fragmenta Floristica et Geobotanica 38(2): 569–580.<br />

Vike E. 1999. Air-pollutant dispersal patterns and vegetation damage in the vicinity of three<br />

aluminium smelters in Norway. The Science of the Total Environment 236: 75-90.<br />

312

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Sylwester Smoleń*, Iwona Ledwożyw**, Piotr Strzetelski**,<br />

Włodzimierz Sady*, Stanisław Rożek**<br />

Wpływ nawożenia jodem i azotem na efektywność<br />

biofortyfikacji w jod oraz na jakość biologiczną<br />

marchwi<br />

The effect of iodine and nitrogen fertilization on<br />

efficiency biofortification in iodine as well as on<br />

biological quality of carrot<br />

Słowa kluczowe: jod, biofortyfikacja, nawożenie jodem, nawożenie azotem.<br />

Key words: iodine, biofortification, iodine fertilization, nitrogen fertilization.<br />

In 2008 carrot “Kazan F 1<br />

” was cultivated in a pot experiment on heavy soil with iodine application<br />

(in the concentration of 1 mg I·dm -3 of soil) in the form of KI and KIO 3<br />

. The experiment<br />

included variable nitrogen fertilization - control without N and combinations with<br />

N (in the concentration of 100 mg N·dm -3 of soil) supplied in the form of Ca(NO 3<br />

) 2<br />

and<br />

(NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

. Iodine application in the form of KI and KIO 3<br />

did not result in iodine biofortification<br />

of carrot storage roots and leaves – with exception of combinations: KIO 3<br />

without N<br />

and Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI. In combinations including N fertilization as well as in those without nitrogen,<br />

soil application of KIO 3<br />

(in comparison to KI) resulted in higher content of N-total in<br />

storage roots but no such effect was shown in leaves. Depending on N-fertilization as well<br />

as form of this element, variable effects of iodine application as KI and KIO 3<br />

on the content<br />

of: dry weight, extract, carotenoids, ascorbic acid, Ca, K, Mg, Na, P and S in storage roots<br />

were observed. Iodine and nitrogen fertilization had no significant influence on soluble sugars<br />

content in carrot storage roots.<br />

* Dr inż. Sylwester Smoleń, prof. dr hab. Włodzimierz Sady – Katedra Uprawy Roli<br />

i Nawożenia Roślin Ogrodniczych, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie,<br />

Al. 29 Listopada 54, 31-425 Kraków; tel.: 12 662 52 39; e-mail: Sylwester.Smolen@interia.pl<br />

** Mgr inż. Iwona Ledwożyw, dr Piotr Strzetelski, prof. dr hab. Stanisław Rożek – Katedra<br />

Fizjologii Roślin, Wydział Ogrodniczy, Uniwersytet Rolniczy w Krakowie, Al. 29 Listopada<br />

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

313

Sylwester Smoleń, Iwona Ledwożyw, Piotr Strzetelski, Włodzimierz Sady, Stanisław Rożek<br />

1. Wprowadzenie<br />

Zgodnie z zaleceniami Światowej Organizacji Zdrowia (WHO) w Polsce oraz wielu innych<br />

krajach należy ograniczyć dzienne spożycie soli kuchennej (w Polsce w przybliżeniu<br />

o 50%), która w nadmiernych ilościach przyczynia się do zwiększonej częstotliwości występowania<br />

wielu chorób cywilizacyjnych, takich jak: schorzenia układu krążenia, w tym zawały<br />

serca oraz niektóre choroby nowotworowe. Wdrożenie zaleceń WHO doprowadzi w perspektywie<br />

do znacznego pogorszenia podaży jodu w diecie, ponieważ program profilaktyki<br />

jodowej zarówno w Polsce, jak i w wielu innych krajach, opiera się głównie na jodowaniu soli<br />

kuchennej [Szybiński 2005, He, MacGregor 2008, Wilmowska-Pietruszyńska 2008]. Z tego<br />

powodu obecnie poszukuje się alternatywnych, a przy tym bardziej skutecznych na poziomie<br />

populacyjnym sposobów wprowadzania jodu do łańcucha pokarmowego, umożliwiających<br />

zarówno ograniczenie strat tego pierwiastka z żywności, jak i zwiększenie jego przyswajalności<br />

przez organizm ludzki [Weng i in. 2008]. Biofortyfikacja (wzbogacanie) roślin<br />

w jod jest postulowana jako jedna z alternatywnych metod wprowadzenia jodu do łańcucha<br />

pokarmowego [Strzetelski 2005].<br />

Doglebowe nawożenie roślin jodem zaliczane jest do tak zwanych agrostrategii biofortyfikacji<br />

[White, Broadley 2009]. Skuteczność tego sposobu wzbogacania roślin w jod<br />

może być jednak ograniczona ze względu na: silną sorpcję tego składnika w glebie [Muramatsu<br />

i in.1996], ulatnianie jodu z gleby do atmosfery w formie I 2<br />

wskutek przemian powodowanych<br />

przez kwasy humusowe [Yamaguchi, inni 2005], czy też proces metylacji jodu,<br />

polegający na uwalnianiu tego pierwiastka z roślin do atmosfery w formie CH 3<br />

I [Saini i in.<br />

1995].<br />

Jod nie jest uznawany za składnik pokarmowy niezbędny dla roślin [Kabata, Mukherjee<br />

2007], dlatego też konieczne jest rozpoznanie ubocznego oddziaływania doglebowego nawożenia<br />

tym pierwiastkiem, jak również łącznej aplikacji jodu ze składnikami pokarmowymi,<br />

na wielkość i jakość biologiczną plonu. Dotychczasowe badania z zakresu biofortyfikacji roślin<br />

w jod w bardzo ograniczonym stopniu wyjaśniają te zagadnienia.<br />

2. cel, materiał i Metody badań<br />

Celem badań było określenie wpływu doglebowego nawożenia jodem w formie jodku<br />

(I - ) i jodanu (IO 3-<br />

) na tle zróżnicowanego (pod względem dawki i formy) nawożenia azotem,<br />

na efektywność biofortyfikacji roślin marchwi w jod oraz jakość biologiczną korzeni spichrzowych.<br />

Marchew „Kazan F 1<br />

” uprawiano w roku 2008 w pojemnikach ażurowych o wymiarach<br />

60×<strong>40</strong>×20 cm, umieszczonych na terenie otwartym pod cieniówką. Pojemniki wypełniono<br />

glebą ciężką (pył ilasty o składzie granulometrycznym: 14% piasku, 45% pyłu, 41% iłu)<br />

o zawartości substancji organicznej 2,43%. Nasiona wysiano 25.04.2008 r.<br />

314

Wpływ nawożenia jodem i azotem na efektywność biofortyfikacji w jod oraz na jakość...<br />

Zawartość przyswajalnych form składników pokarmowych uzupełniono przed rozpoczęciem<br />

uprawy do poziomu: P-80 mg·dm -3 i K-170 mg·dm -3 gleby, stosując nawożenie<br />

KH 2<br />

PO 4<br />

(w formie nawozu firmy Yara), opierając się na wynikach analizy chemicznych właściwości<br />

gleby. Nawożenia Mg i Ca nie wykonywano ze względu na to, że zawartość tych<br />

składników w glebie (Mg-107 mg·dm -3 i Ca-1026 mg·dm -3 ) pokrywała wymagania pokarmowe<br />

marchwi. Zawartość azotu mineralnego w glebie przed rozpoczęciem uprawy wynosiła:<br />

N-NH 4<br />

2,4 mg·dm -3 i N-NO 3<br />

8,5 mg·dm -3 gleby.<br />

Badaniami objęto obiekty z doglebowym przedsiewnym nawożeniem jodem (I) i azotem<br />

(N), zróżnicowanym w następujący sposób pod względem formy aplikowanych nawozów:<br />

● kontrola bez nawożenia N i I,<br />

● nawożenie I w formie KI bez nawożenia N,<br />

● nawożenie I w formie KIO 3<br />

bez nawożenia N,<br />

● nawożenie N+I w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KI,<br />

● nawożenie N+I w formie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i KIO 3<br />

,<br />

● nawożenie N+I w formie (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

i KI,<br />

● nawożenie N+I w formie (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

i KIO 3<br />

.<br />

Azot i jod aplikowano jednorazowo, przedsiewnie, w dawce 100 mg N·dm -3 gleby i 1 mg<br />

I·dm -3 gleby, tj. – w przeliczeniu 200 kg N i 2 kg I na hektar.<br />

Aplikację I i N wykonano w formie:<br />

● KI i KIO 3<br />

– odczynników cz.d.a. (KI – POCh; KIO 3<br />

– Sigma Aldrich),<br />

● Ca(NO 3<br />

) 2<br />

– nawozu firmy Yara,<br />

● (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

– nawozu Z.A. Kędzierzyn.<br />

Zbiór marchwi połączony z pobraniem prób gleby oraz liści i korzeni spichrzowych do<br />

analiz przeprowadzono 2.10.2008 r. W liściach i korzeniach spichrzowych marchwi oznaczono<br />

zawartość N-ogółem metodą Kiejdahla oraz jodu metodą ICP-OES, po inkubacji<br />

prób w 2% kwasie octowym [Smoleń, Strzetelski 2007]. W korzeniach spichrzowych marchwi<br />

oznaczono zawartości: suchej masy w 105°C, ekstraktu metodą refraktometryczną,<br />

cukrów rozpuszczalnych metodą antronową, karotenoidów po ekstrakcji mieszaniną aceton<br />

: n-heksan 4:6, kwasu askorbinowego metodą jodanową oraz Ca, K, Mg, Na, P i S techniką<br />

ICP-OES, po mikrofalowej mineralizacji prób w 65% HNO 3<br />

.<br />

W próbach gleby pobranych po zbiorze marchwi oznaczono (w ekstraktach glebowych<br />

sporządzonych za pomocą 0,03M CH 3<br />

COOH) zawartość N-NH 4<br />

i N-NO 3<br />

techniką FIA oraz<br />

zawartość I, Ca, K, Mg, Na, P i S techniką ICP-OES.<br />

Uzyskane wyniki weryfikowano statystycznie przy użyciu modułu ANOVA programu<br />

‘Statistica 8.0 PL’ dla P < 0,05. Istotność różnic między obiektami była oceniana za pomocą<br />

testu Duncana.<br />

315

Sylwester Smoleń, Iwona Ledwożyw, Piotr Strzetelski, Włodzimierz Sady, Stanisław Rożek<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Przy stosunkowo wyrównanej zawartości jodu oraz azotu mineralnego (N-NH 4<br />

i N-NO 3<br />

)<br />

w glebie po uprawie marchwi stwierdzono istotne oddziaływanie zastosowanego nawożenia<br />

jodem i azotem na zawartość I i N w liściach oraz na zawartość N w korzeniach spichrzowych<br />

marchwi (tab. 1). Należy podkreślić, że na tle zróżnicowanego nawożenia azotem,<br />

formy związków jodu KI i KIO 3<br />

aplikowanego doglebowo nie powodowały istotnych<br />

zmian zawartości N-ogółem w liściach marchwi. W korzeniach spichrzowych wykazano natomiast<br />

tendencję do zwiększenia zawartości N pod wpływem nawożenia KIO 3<br />

w stosunku<br />

do KI, zarówno w obiektach nienawożonych azotem, jak i w obiektach z aplikacją Ca(NO 3<br />

) 2<br />

i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

.<br />

Analiza zawartości jodu w liściach wykazała bardzo interesujące zależności. Większą<br />

zawartość jodu w stosunku do kontroli stwierdzono tylko w liściach roślin nawożonych<br />

łącznie Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI oraz w roślinach traktowanych KIO 3<br />

, lecz nienawożonych azotem.<br />

Warto zauważyć, że w obiektach nienawożonych azotem aplikacja dolistna KIO 3<br />

powodowała istotne zwiększenie zawartości jodu w liściach, a nawożenie doglebowe KI<br />

zmniejszenie zawartości w porównaniu do kontroli. Aplikacja KIO 3<br />

w roślinach nawożonych<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

powodowała zmniejszenie zawartości jodu w liściach, a w przypadku roślin<br />

nawożonych (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

jej zwiększenie w porównaniu do aplikacji KI. W kontekście<br />

wyników tych oznaczeń niezwykle interesujące jest, że pomimo zastosowanego nawożenia<br />

jodem w korzeniach spichrzowych marchwi (zarówno nienawożonej, jak i nawożonej<br />

azotem) zawartość tego pierwiastka kształtowała się na poziomie zbliżonym do kontroli.<br />

Spośród warzyw najbogatsze w jod są warzywa liściowe. Marchew jest zaliczana<br />

jednak do gatunków, które mogą gromadzić stosunkowo duże ilości tego pierwiastka<br />

[Strzetelski 2005]. W niniejszych badaniach potencjalną przyczyną niskiej skuteczności<br />

doglebowego nawożenia jodem na akumulację tego pierwiastka w marchwi mogła<br />

być silna sorpcja jodu w glebie z materią organiczną (grupami tiolowymi i polifenolami)<br />

oraz uwodnionymi tlenkami żelaza i glinu [Whitehead 1984, Muramatsu i in. 1996]. Pośrednio<br />

wskazuje na to wyrównana pomiędzy obiektami zawartość łatwo dostępnych<br />

form jodu w glebie, ekstrahowanych za pomocą 0,03 M kwasu octowego. Procesy sorpcji<br />

jodu w glebie wpływają na ograniczenie dostępności dla roślin przyswajalnych form<br />

tego pierwiastka, ponieważ zaabsorbowany jod w bardzo małym stopniu ulega procesowi<br />

desorpcji. Zachodzi on głównie przy obniżeniu potencjału oksydoredukcyjnego gleby<br />

do ujemnych wartości Eh, które zasadniczo w glebach uprawnych występują jedynie<br />

w warunkach beztlenowych powodowanych nadmiernym, długotrwałym ich uwilgotnieniem<br />

[Muramatsu i in. 1996]. W tym kontekście można również przypuszczać, że zastosowana<br />

w naszych badaniach dawka jodu mogła być zbyt niska, by w skuteczny sposób<br />

zwiększyć podaż dostępnego jodu dla roślin w glebie, a tym samym spowodować poprawę<br />

efektywności biofortyfikacji marchwi w ten pierwiastek.<br />

316

Wpływ nawożenia jodem i azotem na efektywność biofortyfikacji w jod oraz na jakość...<br />

Tabela 1. Zawartość azotu i jodu w liściach i korzeniach spichrzowych oraz w glebie po uprawie<br />

marchwi<br />

Table 1.<br />

Nitrogen and iodine content in carrot leaves, storage roots and in soil after carrot cultivation<br />

Obiekt<br />

azot<br />

(N % s.m.)<br />

w liściach<br />

jod<br />

(mg I∙kg s.m.)<br />

Zawartość<br />

w korzeniach spichrzowych<br />

azot<br />

(N % s.m.)<br />

jod<br />

(mg I∙kg s.m.)<br />

1. Kontrola (bez N i I) 1,85 a 120,8 d 0,81 a 0,86 a<br />

2. KI (bez N) 1,84 a 109,8 c 0,85 b 0,75 a<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 1,80 a 132,4 e 0,90 c 0,74 a<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 1,82 a 158,5 f 1,21 d 0,72 a<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

2,09 ab 85,6 a 1,23 de 0,58 a<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 2,52 c 83,4 a 1,24 e 0,85 a<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

2,32 bc 91,6 b 1,34 f 0,73 a<br />

w glebie (mg∙dm -3 )<br />

azot mineralny (N-NH 4<br />

+N-NO 3<br />

)<br />

jod (I)<br />

1. Kontrola (bez N i I) 1,05 a 5,0 a<br />

2. KI (bez N) 0,65 a 4,1 a<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 0,61 a 4,7 a<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 0,71 a 4,4 a<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

0,73 a 4,1 a<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 0,91 a 5,5 a<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

0,96 a 3,4 a<br />

Uwaga! Wartości średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

Głównym akceptorem jodu są liście, a nie korzenie roślin [Strzetelski 2005]. W tym<br />

aspekcie inną przyczynę stosunkowo niskiej efektywności wzbogacania marchwi w jod,<br />

można upatrywać w procesie ulatniania jodu z liści do atmosfery w postaci metylowanych<br />

form tego pierwiastka - CH 3<br />

I [Saini i in. 1995]. Na podstawie wyników naszych badań nie<br />

można jednak obiektywnie stwierdzić, czy zmniejszenie zawartości jodu (w stosunku do<br />

kontroli) w liściach roślin z kombinacji nr 2, 5, 6 i 7 było spowodowane tylko i wyłącznie metylacją<br />

jodu do atmosfery czy też innymi procesami związanymi chociażby z ograniczaniem<br />

pobierania tego pierwiastka z gleby, a w konsekwencji transportu jodu z korzeni do liści.<br />

Zastosowane zróżnicowane nawożenie jodem i azotem w istotny sposób oddziaływało<br />

na zawartość suchej masy, ekstraktu, karotenoidów i kwasu askorbinowego w korzeniach<br />

spichrzowych marchwi, nie powodowało natomiast istotnych zmian w zawartości cukrów rozpuszczalnych<br />

(tab. 2). W porównaniu do kontroli, we wszystkich badanych kombinacjach<br />

z nawożeniem N i I stwierdzono obniżenie zawartości suchej masy w marchwi. W obiektach<br />

nienawożonych azotem oraz w korzeniach spichrzowych roślin nawożonych (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

aplikacja<br />

jodu w formie KIO 3<br />

w porównaniu do KI powodowała zmniejszenie zawartości suchej<br />

masy – różnice te były jednak stosunkowo niewielkie. Tylko w korzeniach spichrzowych roślin<br />

nienawożonych azotem aplikacja KI i KIO 3<br />

wpłynęła na zmniejszenie zawartości ekstraktu<br />

317

Sylwester Smoleń, Iwona Ledwożyw, Piotr Strzetelski, Włodzimierz Sady, Stanisław Rożek<br />

oraz karotenoidów. W pozostałych kombinacjach stwierdzono większą zawartość ekstraktu<br />

oraz karotenoidów w marchwi niż w kontroli. W odniesieniu do zawartości ekstraktu stosowanie<br />

KIO 3<br />

(w porównaniu do KI) w obiektach nienawożonych azotem oraz nawożonych<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

powodowało zmniejszenie, a w obiektach nawożonych (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

zwiększenie zmierzonych<br />

wartości Brix %. W odniesieniu do karotenoidów, jak również i kwasu askorbinowego<br />

forma aplikowanych związków jodu nie miała istotnego wpływu na zawartość tych składników<br />

w korzeniach spichrzowych roślin nawożonych zarówno Ca(NO 3<br />

) 2<br />

, jak i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

. Należy<br />

jednak zaznaczyć, że zastosowanie KIO 3<br />

w obiektach nienawożonych azotem powodowało<br />

stosunkowo niewielkie zwiększenie zawartości kwasu askorbinowego w marchwi.<br />

Tabela 2. Zawartość suchej masy, ekstraktu, cukrów rozpuszczalnych, karotenoidów i kwasu<br />

askorbinowego w korzeniach spichrzowych marchwi<br />

Table 2. The content of: dry weight, extract, soluble sugars, carotenoids and ascorbic acid in<br />

carrot storage roots<br />

Obiekt<br />

Sucha masa<br />

(% s.m.)<br />

Ekstrakt<br />

(Brix %)<br />

cukrów rozpuszczalnych<br />

Zawartość (mg·100g -1 św.m.)<br />

karotenoidów<br />

kwasu askorbinowego<br />

1. Kontrola (bez N i I) 11,0 e 8,4 c 4812,8 a 17,5 b 4,8 ab<br />

2. KI (bez N) 10,7 b 8,1 a 4282,6 a 16,0 a 4,2 a<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 10,5 a 8,2 b 4419,9 a 15,7 a 5,5 bc<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 10,8 c 8,8 f 4572,0 a 20,8 c 5,9 cd<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

10,8 c 8,5 d 4736,8 a 20,3 c 6,6 d<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 10,9 d 8,6 e 4933,2 a 20,0 c 5,9 cd<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

10,6 b 8,8 f 4574,1 a 20,4 c 6,4 d<br />

Uwaga! Wartości średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

Pomimo wykazanego istotnego oddziaływania nawożenia roślin azotem i jodem na zawartość<br />

Ca, K, Mg, Na, P i S w marchwi (tab. 3) należy stwierdzić, że różnice w odniesieniu do zawartości<br />

Ca, Mg i S w korzeniach spichrzowych były stosunkowo niewielkie, pomimo wykazanych<br />

wyraźnych różnic pomiędzy badanymi obiektami w zawartości tych trzech pierwiastków<br />

w glebie po zakończonej uprawie marchwi. W porównaniu do kontroli, w korzeniach spichrzowych<br />

roślin we wszystkich badanych kombinacjach nawożenia N i I stwierdzono istotne zmniejszenie<br />

zawartości K i P (za wyjątkiem (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

w przypadku P) oraz zwiększenie zawartości<br />

Na. Warto zauważyć, że zarówno w obiektach nienawożonych, jak i nawożonych azotem,<br />

wykazane różnice zawartości K w korzeniach marchwi pod wpływem stosowania KI lub<br />

KIO 3<br />

były stosunkowo niewielkie, pomimo znacznego zróżnicowania zawartości K w glebie.<br />

Aplikacja KIO 3<br />

w porównaniu do KI powodowała istotne zwiększenie zawartości Na<br />

w marchwi nawożonej Ca(NO 3<br />

) 2<br />

jak i (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

, zmniejszenie zaś zawartości tego pierwiastka<br />

w korzeniach spichrzowych roślin nienawożonych azotem. Zastosowane w nawożeniu<br />

KIO 3<br />

w porównaniu do aplikacji KI powodowało stosunkowo niewielkie, lecz staty-<br />

318

Wpływ nawożenia jodem i azotem na efektywność biofortyfikacji w jod oraz na jakość...<br />

stycznie istotne zmniejszenie zawartości P w korzeniach spichrzowych roślin nawożonych<br />

Ca(NO 3<br />

) 2<br />

oraz zwiększenie zawartości tego pierwiastka w marchwi nawożonej (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

.<br />

Należy podkreślić, że wykazane zmiany w zawartości Na oraz P w korzeniach spichrzowych<br />

marchwi nie korelowały z zawartością tych pierwiastków w glebie po uprawie marchwi.<br />

Tabela 3. Wpływ doglebowego nawożenia jodem i azotem na zawartość Ca, K, Mg, Na, P i S<br />

w korzeniach spichrzowych i w glebie po uprawie marchwi<br />

Table 3. Effect of soil application of nitrogen and iodine on Ca, K, Mg, Na, P and S content in<br />

carrot storage roots and in soil after carrot cultivation<br />

Zawartość marchwi w korzeniach spichrzowych (% s.m.)<br />

Obiekt<br />

Ca K Mg Na P S<br />

1. Kontrola (bez N i I) 0,34 ab 3,13 e 0,105 abc 0,32 a 0,47 d 0,11 a<br />

2. KI (bez N) 0,34 ab 2,82 c 0,101 a 0,41 c 0,42 bc 0,12 a<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 0,32 a 2,95 d 0,103 ab 0,39 b 0,42 bc 0,11 a<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 0,33 ab 2,35 b 0,106 abc 0,<strong>40</strong> c 0,41 b 0,13 b<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

0,32 a 2,23 a 0,111 cd 0,46 e 0,37 a 0,13 b<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 0,35 b 2,25 a 0,116 d 0,44 d 0,43 bc 0,15 c<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

0,33 ab 2,39 b 0,109 bc 0,49 f 0,44 cd 0,15 c<br />

Zawartość w glebie (mg∙dm -3 )<br />

1. Kontrola (bez N i I) 808,0 bc 39,4 d 90,8 bc 11,7 c 49,8 ab 3,8 a<br />

2. KI (bez N) 989,3 d 31,3 cd 107,9 c 13,7 cd 51,5 ab 9,6 b<br />

3. KIO 3<br />

(bez N) 975,1 d 39,0 d 105,4 c 14,2 d 60,4 b 5,4 a<br />

4. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI 866,4 cd 26,5 bc 79,7 b 6,1 ab 76,4 c 4,3 a<br />

5. Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KIO 3<br />

875,2 cd 14,6 a 83,7 b 4,6 a 46,2 a 3,8 a<br />

6. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KI 680,2 ab 17,6 ab 55,8 a 7,4 b 49,8 ab 14,9 c<br />

7. (NH 4<br />

) 2<br />

SO 4<br />

+KIO 3<br />

630,1 a 17,4 ab 52,5 a 4,5 a <strong>40</strong>,8 a 9,3 b<br />

Uwaga! Wartości średnie oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie dla P < 0,05.<br />

4. Wnioski<br />

1. Zastosowana w badaniach dawka jodu (wynosząca 1 mg I·dm -3 gleby) wprowadzana<br />

do gleby w formie KI oraz KIO 3<br />

nie spowodowała efektu biofortyfikacji korzeni spichrzowych<br />

i liści marchwi w jod – z wyjątkiem liści roślin z kombinacji KIO 3<br />

(bez nawożenia<br />

azotem) oraz Ca(NO 3<br />

) 2<br />

+KI.<br />

2. Zarówno w obiektach nienawożonych jak i nawożonych azotem, doglebowa aplikacja<br />

jodu w formie KIO 3<br />

w stosunku do KI spowodowała zwiększenie zawartości azotu ogółem<br />

w korzeniach spichrzowych, nie miała natomiast wpływu na zawartość tego składnika<br />

w liściach marchwi.<br />

319

Sylwester Smoleń, Iwona Ledwożyw, Piotr Strzetelski, Włodzimierz Sady, Stanisław Rożek<br />

3. Zarówno w zależności od nawożenia azotem, jak i od rodzaju zastosowanego nawozu<br />

azotowego wykazano zróżnicowane oddziaływanie nawożenia jodem w formie KI oraz<br />

KIO 3<br />

na zawartość suchej masy, ekstraktu, karotenoidów, kwasu askorbinowego, Ca,<br />

K, Mg, Na, P oraz S w korzeniach spichrzowych marchwi.<br />

4. Zastosowane nawożenie jodem i azotem nie miało istotnego wpływu na zawartość cukrów<br />

rozpuszczalnych w korzeniach spichrzowych marchwi.<br />

piśmiennictwo<br />

He F.J., MacGregor G.A. 2008. A comprehensive review on salt and health and current<br />

experience of worldwide salt reduction programmes. J. Human Hypertension: 1–22.<br />

Kabata-Pendias A., Mukherjee A.B. 2007. Trace elements from soil to human. Springer.<br />

Berlin.<br />

Muramatsu Y., Yoshida S., Uchida S. 1996. Iodine Desorption From Rice Paddy Soil.<br />

Water, Air and SoiI Pollution 86: 359–371.<br />

Saini H.S., Attieh J.M., Hanson A.D. 1995. Biosynthesis of halomethanes and methanethiol<br />

by higher plants via novel methyltransferase reaction. Plant, Cell and Environment<br />

18: 1027–1033.<br />

Smoleń S., Strzetelski P. 2007. Oznaczanie jodu w próbkach szpinaku i rzodkiewki<br />

poprzez inkubację z 2% kwasem octowym. Wewnętrzna instrukcja laboratoryjna. Wydział<br />

Ogrodniczy, Akademia Rolnicza w Krakowie.<br />

Strzetelski P. 2005. Występowanie i przemieszczanie jodu w systemie gleba – roślina.<br />

Postępy Nauk Rolniczych 6: 85–100.<br />

Szybiński Z. 2005. Niedobór jodu w ciąży – nadal aktualny problem zdrowia publicznego.<br />

Endokrynologia Polska 56 (1): 65–71.<br />

Weng H.X., Yan A.L., Hong C.L., Qin Y-C., Pan L. Xie L.L. 2008. Biogeochemical transfer<br />

and dynamics of iodine in a soil–plant system. Environmental Geochemistry and<br />

Heath. DOI 10.1007/s10653-008-9193-6.<br />

White P.J., Broadley M.R. 2009. Biofortification of crops with seven mineral elements<br />

often lacking in human diets – iron, zinc, copper, calcium, magnesium, selenium and iodine.<br />

New Phytologist 182 (1): 49–84.<br />

Whitehead D.C. 1984. The distribution and transformation of iodine in the environment.<br />

Environment International 10: 321–339.<br />

Wilmowska-Pietruszyńska A. 2008. System opieki zdrowotnej w Polsce a bezpieczeństwo<br />

zdrowotne ludności. W: A. Potrykowska, E. Orzełek (red.) Biuletyn Rządowej<br />

Rady Ludnościowej 53: 87–101.<br />

Yamaguchi N., Nakano M., Tanida H. 2005. Transformation of Iodine Species in Soil<br />

under Upland Field and Submerged Paddy Field Conditions. SPring-8 Res Front.<br />

http://www.spring8.or.jp/pdf/en/res_fro/05/112-113.pdf<br />

320

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Anna Kubiak*, Katarzyna Paraszkiewicz*, Jerzy Długoński*<br />

The ability of filamentous fungus isolated from<br />

polluted soil to heavy metals uptake and xenobiotics<br />

degradation<br />

Zdolność grzyba strzępkowego wyizolowanego ze<br />

skażonej gleby do wiązania metali ciężkich i degradacji<br />

ksenobiotyków<br />

Słowa kluczowe: Biosorpcja, metale ciężkie, biodegradacja ksenobiotyków.<br />

Key words: Biosorption, heavy metals, xenobiotics biodegradation.<br />

Do badań wykorzystano mikroskopowy grzyb strzępkowy (szczep IM 6480), wyizolowany<br />

z próbek skażonej gleby pobranych na terenie dawnych zakładów barwienia tkanin „Boruta”<br />

S.A. w Zgierzu. Spośród sześciu metali ciężkich: Pb, Zn, Ni, Cd, Co i Cu oraz trzech ksenobiotyków:<br />

pentachlorofenolu (PCP), 2,6-dichlorofenolu (DCP) i diazinonu jedynie ołów<br />

i cynk (wprowadzone w stężeniu 10 mM) nie hamowały wzrostu grzybni. Dodatkowo w hodowli<br />

z dodatkiem 10 mM Pb obserwowano silną stymulację wzrostu grzybni (do 160%<br />

w porównaniu do układu kontrolnego). Badany szczep wykazywał także zróżnicowaną zdolność<br />

wiązania jonów metali, aż 217 mg Pb/g s.m. i tylko 6,5 mg Zn/g s.m. Po 4 dniach hodowli<br />

grzybni w podłożu z dodatkiem PCP (6 mg/l), DCP (6 mg/l) oraz diazinonu (100 mg/l)<br />

uzyskano odpowiednio 1, 3 i 2 pochodne ksenobiotyków, a ubytek toksycznych substratów<br />

wynosił stosownie 30, 50 oraz 100%. W nieobecności PCP sorpcja Pb (stężenie wyjściowe<br />

1mM) wynosiła 24,5 mg/g, w hodowli natomiast zawierającej jednocześnie Pb (1mM)<br />

i PCP (1mg/l) intensywność wiązania metalu przez grzybnię wzrosła ponad dwukrotnie (do<br />

65,7 mg/g).<br />

Prezentowane dane wskazują jednoznacznie na przydatność szczepu IM 6480 do usuwania<br />

jonów ołowiu ze środowisk zanieczyszczonych tym metalem ciężkim, jak również zawierających<br />

mieszaninę ołowiu i chlorofenoli.<br />

* Mgr Anna Kubiak, dr Katarzyna Paraszkiewicz, prof. dr hab. Jerzy Długoński – Katedra<br />

Mikrobiologii Przemysłowej i Biotechnologii, Uniwersytet Łódzki, ul. Banacha 12/16, 90-237<br />

Łódź, Poland; tel.: 42 678 49 32; e-mail: jdlugo@biol.uni.lodz.pl<br />

321

Anna Kubiak, Katarzyna Paraszkiewicz, Jerzy Długoński<br />

1. Introduction<br />

Industrial activities are the main source of environment contamination. Global deposition<br />

of heavy metals expecially Pb, Cd and Zn dramatically increased over the past two<br />

centuries [Ali 2007]. Opposite to Pb and Cd, which have no physiological function, ions of<br />

Zn are necessary for cells growth and development. Nevertheless, both nonessential as<br />

well as essential heavy metals become toxic above certain concentrations which depends<br />

on the organism tolerance/resistance mechanisms and environment conditions. Soil and<br />

water biota are usually polluted with a mixture of diverse toxins including, besides heavy<br />

metals, also organic compounds (e.g. aromatic hydrocarbons, chlorophenols) widely used<br />

in many industrial applications [Amor et al. 2001].<br />

Pentachlorophenol (PCP) belongs to the most toxic chlorophenols. This xenobiotic<br />

has been used for many years as fungicide, herbicide and for wood preservation. High<br />

resistance to biotic as well as abiotic degradation resulted in widespread contamination<br />

with PCP. The US EPA has listed PCP as a priority pollutant due to its ability to accumulate<br />

in organisms and causing harmful effects [Dercova et al. 2004, Field and Sierra-Alvarez<br />

2008, Szewczyk and Długoński 2009]. Diazinon (O,O-diethyl-O-(2-isopropyl-<br />

6-methyl-4-pyrimidinyl phosphorothioate) is an organophosphorus compound used as<br />

a soil and foliar insecticide. Because diazinon can affect human nervous system, nonagricultural<br />

applications of this xenobiotic in several countries are forbidden [Drufovka<br />

et al. 2008].<br />

Microscopic filamentous fungi represent an important group of soil inhabitants. This<br />

group of microorganisms are known to tolerate and detoxify metals by several mechanisms<br />

[Gadd 2001]. Accumulation of toxic substances in soil resulted in selection pressure<br />

on soil microbiota. According to a lot of research data, exploration of such ecological<br />

niches leads to isolation of fungal species expressing increased toxins tolerance/<br />

resistance mechanisms as well as exhibiting the ability of efficient metal sorption or<br />

xenobiotic elimination [Słaba and Długoński 2004, Zafar et al. 2007, Szewczyk and<br />

Długoński 2009].<br />

Strain IM 6480 used in the study is a one of the 50 strains of microscopic filamentous<br />

fungi isolated by us from polluted soil collected from the area around the former “Boruta”<br />

textile dying factory (Zgierz, Poland). Preliminary experiments revealed that in comparison<br />

the other isolates, strain IM 6480 was able to grow in the presence of higher concentrations<br />

of lead. The first purpose of the presented work was to compare lead tolerance<br />

exhibited by this fungus with the tolerance towards other heavy metals and organic xenobiotics.<br />

The second aim of the study was to assess the potential of strain IM 6480 to lead<br />

biosorption and xenobiotics degradation.<br />

322

The ability of filamentous fungus isolated from polluted soil to heavy metals uptake...<br />

2. Materials and methods<br />

2.1. Strain and maintenance<br />

Filamentous fungus IM 6480, from the strain collection of the Department of Industrial<br />

Microbiology and Biotechnology, University of Łódź, has been used in the work. The strain<br />

was isolated from the contaminated soil collected from the area of the former textile dying<br />

factory “Boruta” (Zgierz, Poland). The fungus was maintained on ZT slants [Paraszkiwicz et<br />

al. 2007] at 4°C and transferred at 2-month intervals.<br />

2.2. Liquid culture studies and fungal biomass isolation<br />

Fourteen-day spores from cultures on ZT agar slants were used for inoculation of Lobos<br />

mineral medium [Szewczyk and Długoński 2009] additionally contained 2% glucose.<br />

The cultivation was carried out in 25 ml Erlenmayer flasks for 72 h at 28°C on rotary shaker<br />

(180 rpm). The inoculum culture (10%) was transferred into the fresh medium and incubated<br />

for next 24 h and used as inoculum at the second stages of investigation. Cultures stressed<br />

with heavy metals (1, 5 or 10 mM) and xenobiotics (from 1 to 100 mg/l) were incubated at<br />

28°C on rotary shaker (180 rpm). After incubation periods culture samples were withdrawn<br />

for analyses. During mycelium cultivation a microscope Axiovert 200 M with confocal scanning<br />

module LSM 5 Pascal (Zeiss, Germany) with Nomarski differential interference contrast<br />

was used to microscopic inspection.<br />

The biomass was separated by filtration and washed several times with the deionized<br />

water. Finally it was collected and lyophilized.<br />

2.3. Metal estimation<br />

Metal concentration in the mycelium was determined in a Varian atomic absorption spectrophotometer<br />

(Spectra 300) based on method described by Słaba and Długoński [2004].<br />

2.4. Xenobiotics determination<br />

The samples of whole fungal culture were disintegrated using sonicator (MISONIX) for<br />

15 minutes in cycles: homogenization (15 s) and break (5 s). Obtained homogenates were<br />

extracted three times with ethyl acetate. The extracts were dried over anhydrous sodium<br />

sulphate and the solvents were evaporated under reduced pressure at <strong>40</strong>°C.<br />

Gas chromatography analyses of ethyl acetate extracts were performed on a Hewlett-<br />

Packard HP 6890 series gas chromatograph equipped with mass selective detector HP 5973,<br />

using a Restek RTX-5MS capillary column. The inlet (1μl) was set to spilt mode with split ratio<br />

323

Anna Kubiak, Katarzyna Paraszkiewicz, Jerzy Długoński<br />

10:1 and temperature was maintained at 275°C. Temperature parameters of the column were<br />

as follows: for diazinon 50°C maintained for 2 min, 8°C /min to 100°C, 20°C /min to 300°C,<br />

300°C maintained for 2 min, post run (100°C) maintained for 2,75 min; for chlorophenols:<br />

80°C maintained for 1 min, 20°C/min to 220°C, 5°C /min to 230°C, 20°C /min to 290°C, 290°C<br />

maintained for 3 min, post run (80°C) maintained for 3 min. All products were identified based<br />

on the comparison of the retention time and mass spectrum of the examined sample to the retention<br />

time and mass spectrum in database (NIST MS Chemistation Library 08) attached to<br />

GC-MS. The quantitative analysis of xenobiotics concentration in the tested samples was performed<br />

according to the standard equation and next content of individual xenobiotics was calculated<br />

in percentage. 100% represents the amount of xenobiotic estimated in abiotic control.<br />

2.5. Statistical analysis<br />

All experiments were performed in triplicates. An average standard deviation (±SD) was<br />

calculated.<br />

3. Results and discussion<br />

3.1. Fungal growth in the presence of heavy metals<br />

The mycelium was cultured for 7 days, according to the method described in section<br />

2.2. in medium amended with ions of Pb, Zn, Cu, Cd, Co and Ni, added separately at the<br />

initial concentration of 5 or 10 mM. As a control, the weight of fungal biomass growing in the<br />

absence of any heavy metal was used. The results of this experiment are shown in Fig. 1.<br />

Fig. 1. Growth of the mycelium IM 6480 in the presence of heavy metals after 7 days of cultivation<br />

Rys. 1. Wzrost grzybni szczepu IM 6480 w obecności metali ciężkich, po 7 dniach hodowli<br />

324

The ability of filamentous fungus isolated from polluted soil to heavy metals uptake...<br />

The estimated toxicity of heavy metals to strain IM 6480 followed the order:<br />

Cd>Co>Cu>Ni>Zn>Pb. There was a marked (over 80%) reduction in biomass yield at 5 mM<br />

of Cu, Cd, Ni and Co presence. The studied strain exhibited the highest tolerance to lead<br />

and zinc and dry mass of mycelium obtained from these cultures occurred to be higher than<br />

in the control. For example, in the samples cultured in the presence of 10 mM of Pb and Zn<br />

fungal growth achieved 162 and 116%, respectively. These data may suggest that Pb and<br />

Zn ions stimulate mycelium of studied strain to more intense growth. Microscopic inspections<br />

(Fig. 2) revealed that among tested heavy metals only lead changed morphology of<br />

the mycelium. The addition of 10 mM of Pb to the culture medium resulted in the increase in<br />

the diameter of some hyphae from 1.5 even to 8 mm.<br />

The most common sequence of the relative toxicity of heavy metals in fungi represents<br />

sequence Cd>Pb>Zn. This phenomenon is explained by the fact that opposite to lead, zinc<br />

belongs to essential heavy metals. Nevertheless, a similar to obtained by us sequence of<br />

decreasing toxicity Cd>Zn>Pb was described by Hatvani and Mécs [2003] for fungus Lentinula<br />

edodes (Basidiomycota). Paraszkiewicz et al. [2007] described tolerance to zinc and<br />

lead for strain of Paecilomyces marquandii selected from postflotation dumps of non-ferrous<br />

metal works (Silesia, Poland). After a period of 48 h of cultivation in nutrient-rich medium<br />

PL-2 with 10 mM of Pb or Zn mycelium grew with the intensity comparable with the control<br />

biomass. Toxicity of heavy metals may be reduced by several abiotic factors and abundance<br />

of organic compounds in growth medium usually increases the ability of microorganisms to<br />

cope with a toxic impact of heavy metals [Bagy et al. 1991]. Based on the mentioned above<br />

literature data strain IM 6480 seems to be quite tolerant to Zn and Pb, especially because<br />

the mycelium cultures were carried out in a minimal medium. According to results of microscopic<br />

inspections exhibited by strain IM 6480 high tolerance to Pb may be connected with<br />

the ability of intracellular sequestration of lead and organellar compartmentation.<br />

A<br />

B<br />

Fig. 2. Hyphae of strain IM 6480 after 96 h incubation: A - in the absence of any heavy metal<br />

and B - in the presence of 10 mM Pb<br />

Rys. 2. Grzybnia szczepu IM 6480 po 96 godzinach inkubacji: A - w nieobecności metalu ciężkiego<br />

oraz B - w obecności 10 mM Pb<br />

325

Anna Kubiak, Katarzyna Paraszkiewicz, Jerzy Długoński<br />

3.2. Zinc and lead uptake<br />

The accumulation of Zn and Pb was established in 96-h-old biomass grown in medium<br />

to which 5 or 10 mM of heavy metal was added in the beginning of the cultivation. The obtained<br />

results are presented in Table 1. Sorption capacity of 5 and 10 mM of zinc was very<br />

low (9.1 and 13.1 mg /g) and the same the removal of this heavy metal achieved only 7.8 and<br />

6.5 %, respectively. Opposite to these data biomass grown in the presence of 5 and 10 mM<br />

of lead accumulated Pb ions with the intensity of 137.5 and 217 mg/g (estimated removal<br />

efficiency was 52.5 and 65%).<br />

Słaba and Długoński [2004] established that accumulation of lead by growing mycelium<br />

of P. marquandii was 65.1 mg/g and more effective uptake of Pb ions (206.2 mg/g)<br />

was achieved when this process was carried out in water. Based on the results presented<br />

in this paper mycelium of strain IM 6480 seems to be an effective biosorbent of Pb. According<br />

to the Słaba and Długoński [2004] suggestion low Zn accumulation by living mycelium<br />

indicates the active mechanism of detoxification which reduced the amount of metal<br />

in the cells. Comparison of microscopic inspections and assessment of zinc and lead uptake<br />

may suggest that Zn and Pb tolerance/resistance mechanisms are different in mycelium<br />

of strain IM 6480.<br />

Table 1. Zinc and lead sorption (removal capacity) of strain IM 6480 after 120 h of cultivation<br />

Tabela 1. Zdolność wiązania oraz usuwania cynku i ołowiu przez szczep IM 6480 po 120 godzinach<br />

hodowli<br />

Pb initial concentration<br />

[mM]<br />

5<br />

10<br />

Pb sorption<br />

[mg/g dry weight<br />

of biomass]<br />

137.5±10.1<br />

217±15.3<br />

Removal<br />

capacity [%]<br />

52.5±7.1<br />

65.0±5.7<br />

Zn initial concentration<br />

[mM]<br />

5<br />

10<br />

Zn sorption<br />

[mg/g dry weight<br />

of biomass]<br />

9.1±0.8<br />

13.1±1.1<br />

Removal<br />

capacity [%]<br />

7.8±0.5<br />

6.5±0.6<br />

3.3. The influence of PCP, DCP and diazinon on fungal growth<br />

Toxic compounds were added to the growth medium in concentrations varied from 2 to<br />

100 mg/l. Obtained results were compared to the growth of the control (used as 100%). As<br />

was presented in Table 2 supplementation of 10 mg/l of diazinon had any inhibitory effect<br />

and even in the presence of 100 mg/l of this xenobiotic intensity of mycelium growth was<br />

about 50%. PCP and DCP occurred to be more toxic than diazinon and in the initial concentration<br />

of 10 mg/l limited growth of the biomass to 80 and <strong>40</strong>% of the control.<br />

326

The ability of filamentous fungus isolated from polluted soil to heavy metals uptake...<br />

Table 2. Biomass growth of strain IM 6480 after 96 h incubation in the presence of PCP, DCP<br />

and diazinon. (nt. - not tested)<br />

Tabela 2. Wzrost grzybni szczepu IM 6480 po 96 godzinach hodowli w w obecności PCP, DCP<br />

i diazinonu. (nt. - nie badano)<br />

Xenobiotic<br />

Fungal biomass [% of control] stressed with xenobiotic [mg/l]<br />

2 6 10 25 50 75 100<br />

PCP 66.7±2.3 46.9±4.7 19.1±2.1 nt. nt. nt. nt.<br />

DCP 88.8±3.6 65.8±5.4 60.0±3.9 nt. nt. nt. nt.<br />

diazinon nt. nt. nt. 61.1±5.7 55.7±3.6 51.0±2.7 41.7±1.3<br />

3.4. PCP, DCP and diazinon degradation<br />

Cultures of strain IM 6480 were grown in the presence of 6 mg/l of PCP, 6 mg/l of DCP<br />

and 100 mg/l of diazinon. After 96 h of incubation about 30% of PCP and 50% of DCP were<br />

removed (Tab. 3). Diazinon was removed in 100%. The mass spectra and structural formulas<br />

of the xenobiotics byproducts are presented in Fig. 3.<br />

Table 3. Results of chromatographic analysis of 96-h-old culture of IM 6480 conducted in the<br />

presence of tested xenobiotic<br />

Tabela 3. Wyniki analizy chromatograficznej 96-godzinnych hodowli szczepu IM 6480 prowadzonych<br />

w podłożu zawierającym wybrany ksenobiotyk<br />

Xenobiotic<br />

Initial concentration of xenobiotic<br />

[mg/l]<br />

Xenobiotic recovery<br />

[% of abiotic control]<br />

Number of derivatives<br />

DCP 6 52.5±3.2 3<br />

PCP 6 70.6±4.1 1<br />

diazinon 100 0±0 2<br />

The identification of intermediates was based on their mass weight and fragmentation<br />

patterns. PCP, DCP and diazinon were degraded to one, three and two byproducts, respectively.<br />

PCP and its metabolite were appeared in 12.6 and 12.7 min of the analysis. DCP was<br />

eluted in 8.7 min, the first intermediate appeared in 10.11 min, the second one in 10.95 min<br />

and the third one in 11.75 min. Diazinon and its xenobiotic derivatives were eluted in 18.24,<br />

14.19 and 16.23 min.<br />

Biodegradation of PCP in aerobic conditions involves removing consecutive chlorine<br />

atoms leading to 2.4-DCP, which is further metabolized by ring-cleavage, and final oxidation<br />

of metabolites in the Krebs cycle [Szewczyk and Długoński 2009]. The results shown in the<br />

presented paper revealed that strain IM 6480 possesses an ability to transform both PCP<br />

and 2.6-DCP to one and three intermediates, respectively.<br />

327

Anna Kubiak, Katarzyna Paraszkiewicz, Jerzy Długoński<br />

A RT 12,62<br />

Abundance<br />

TIC: 907.D<br />

450000<br />

12.61<br />

<strong>40</strong>0000<br />

OH<br />

Cl<br />

Cl<br />

350000<br />

300000<br />

Cl<br />

O<br />

Cl<br />

250000<br />

200000<br />

12.34<br />

12.70<br />

150000<br />

12.55<br />

100000<br />

50000<br />

Time--><br />

0<br />

12.30 12.35 12.<strong>40</strong> 12.45 12.50 12.55 12.60 12.65 12.70 12.75<br />

B RT 10,11 RT 10,95 RT 11,62<br />

Abundance<br />

2<strong>40</strong>000<br />

220000<br />

Cl<br />

O<br />

Cl<br />

Cl<br />

OH<br />

TIC: 909.D<br />

Cl<br />

10.95<br />

Cl<br />

O<br />

CH 3<br />

Cl<br />

200000<br />

180000<br />

160000<br />

O<br />

O<br />

O<br />

COOH<br />

1<strong>40</strong>000<br />

120000<br />

100000<br />

80000<br />

60000<br />

10.12<br />

10.19<br />

10.23<br />

9.99<br />

10.57<br />

10.50<br />

10.77<br />

10.61<br />

11.31<br />

11.62<br />

11.74<br />

11.02<br />

11.15<br />

11.38<br />

11.70<br />

11.0811.22<br />

11.47<br />

<strong>40</strong>000<br />

20000<br />

Time--><br />

0<br />

10.00 10.20 10.<strong>40</strong> 10.60 10.80 11.00 11.20 11.<strong>40</strong> 11.60<br />

Abundance<br />

C RT 14,19 RT 16,23<br />

TIC: 912.D<br />

700000<br />

13.90<br />

O<br />

650000<br />

600000<br />

550000<br />

O<br />

P<br />

S<br />

O<br />

N<br />

N<br />

OH<br />

500000<br />

450000<br />

<strong>40</strong>0000<br />

350000<br />

14.92 16.26<br />

300000<br />

250000<br />

200000<br />

150000<br />

100000<br />

13.19<br />

14.75<br />

50000<br />

Time--><br />

0<br />

13.00 13.50 14.00 14.50 15.00 15.50 16.00 16.50<br />

Fig. 3. Metabolites formed during biodegradation: A - PCP(6 mg/l); B - DCP (6 mg/l) and<br />

8<br />

C - diazinone (100 mg/l) by IM 6480. The samples originated from 96 h-old cultures<br />

Rys. 3. Metabolity uzyskane podczas biodegradacji A - PCP(6 mg/l); B - DCP (6 mg/l) i C - diazinonu<br />

(100 mg/l) przez szczep IM 6480. Próby pochodzą z 96-godzinnych hodowli<br />

328

The ability of filamentous fungus isolated from polluted soil to heavy metals uptake...<br />

Preliminary investigation of strain IM 6480 indicated that this fungus belongs to genus<br />

Penicillium. PCP intermediates production via enzymatic attack by fungi belonging to genera<br />

Trichoderma, Mucor, Phanerochaete, Pleurotus and Penicillium was recently reviewed<br />

by Field and Sierra-Alvarez [2008].<br />

3.5. Sorption of lead in the presence of PCP<br />

Lead uptake was analyzed after 48 h of biomass cultivation in the medium with the mixture<br />

of lead (1 mM) and PCP (1 mg/ml). The results of this experiment were compared to the<br />

lead accumulation conducted in the absence of PCP (Fig. 4).<br />

A<br />

B<br />

Fig. 4. Lead sorption (A) and Pb removal capacity (B) of IM 6480 mycelium after 48 h of cultivation<br />

in medium containing lead (1 mM) or the mixture of lead (1 mM) and PCP 1 mg/l<br />

Rys. 4. Zdolność wiązania (A) i usuwania (B) ołowiu przez grzybnię IM 6480 hodowaną 48 godzin<br />

w podłożu zawierającym ołów (1 mM) lub mieszaninę ołowiu (1 mM) i PCP (1 mg/l)<br />

Lead sorption by mycelium grown in the absence of xenobiotic achieved 24.5 mg/g and<br />

the removal was 49.8%. PCP presence stimulated lead sorption by the fungal biomass.<br />

Heavy metal uptake from the mixture of two toxins increased to 65.7 mg/g of dry weight and<br />

the removal efficiency reached the level of 65.3%. Similar results were recently reported by<br />

Słaba and Długoński [2009]. Uptake of zinc by fungus Paecilomyces marquandii strain was<br />

enhanced from 20 to 99 mg/g of dry mass when biomass was cultivated in the simultaneous<br />

presence of zinc acetate (7.5 mM) and alachlor (50 mg/l). They postulated that the observed<br />

increase in heavy metal accumulation by mycelium was connected with the changes in the<br />

cell wall and membrane composition induced by the mixture of toxins.<br />

4. Conclusions<br />

The obtained data indicate that isolated strain IM 6480 may be useful in further scientific<br />

research on the mechanisms of fungal toxins removal. The second possibility is the poten-<br />

329

Anna Kubiak, Katarzyna Paraszkiewicz, Jerzy Długoński<br />

tial application for the elimination of lead from different sources of pollution containing this<br />

heavy metal or mixture of lead and chlorophenoles.<br />

Acknowledgement: This work was supported by Special Grant of Ministry of Science<br />

and Higher Education in Poland and the Ministry of Education and Science of the<br />

Spanish Kingdom (No. 31/HIS/2007/02).<br />

References<br />

Ali E.H. 2007. Comparative study of the effect of stress by the heavy metals Cd +2 , Pb +2 , and<br />

Zn +2 on morphological characteristics of Saprolegnia delica Coker and Dictyuchus carpophorus<br />

Zopf. Pol. J Microbiol. 56: 257–264.<br />

Amor L., Kennes C., Veiga M.C. 2001. Kinetics inhibition in the biodegradation of monoaromatic<br />

hydrocarbons in the presence of heavy metals. Biores. Technol. 78: 181–185.<br />

Bagy M.M., El-Sharouny H.M., El-Shanawany A. A. 1991. Effect of pH and organic<br />

matter on the toxicity of heavy metals to growth of some fungi. Folia Microbiol. 36: 367–374.<br />

Dercová K., Čertík M., Mal’ová A., Sejáková Z. 2004. Effect of chlorophenols on<br />

the membrane lipids of bacterial cells. Int. Biodeterior. Biodegradation 54: 251–254.<br />

Drufovka K., Danevčič T., Trebsě P., Stopar D. 2008. Microorganisms trigger<br />

chemical degradation of diazinon. Int. Biodeterior. Biodegradation 62: 293–296.<br />

Field J. A., Sierra-Alvarez R. 2008. Microbial degradation of chlorinated phenols. Rev.<br />

Environ. Sci. Biotechnol. 7: 211–241.<br />

Gadd G.M. 2001. Metal transformations. In: Gadd G.M., eds. Fungi in bioremediation.<br />

Cambridge: Cambridge University Press, 359–382.<br />

Hatvani N., Mécs I. 2003. Effects of certain heavy metals on the growth, dye decolorization,<br />

and enzyme activity of Lentinula edodes. Ecotoxicol. Environ. Saf. 55: 199–203.<br />

Paraszkiewicz K., Frycie A., Słaba M., Długoński J. 2007. Enhancement of emulsifier<br />

production by Curvularia lunata in cadmium, zinc and lead presence. Biometals<br />

20: 797–805.<br />

Słaba M., Długoński J. 2004. Zinc and lead uptake by mycelium and regenerating protoplasts<br />

of Verticillium marquandii. World J. Microbiol. Biotechnol. 20: 323–328.<br />

Słaba M., Szewczyk R., Bernat P., Długoński J. 2009. Simultaneous toxic action<br />

of zinc and alachlor resulted in enhancement of zinc uptake by the filamentous fungus<br />

Paecilomyces marquandii. Sci. Total Environ. <strong>40</strong>7: 4127–4133.<br />

Szewczyk R., Długoński J. 2009. Pentachlorophenol and spent engine oil degradation<br />

by Mucor ramosissmus. Inter. Biodeterior. Biodegrad. 63: 123–129.<br />

Zafar S., Aqil F., Ahmad I. 2007. Metal tolerance and biosorption potential of filamntous<br />

fungi isolated from metal contaminated agricultural soil. Biores. Technol. 98: 2557–2561.<br />

330

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Ludwika Martyniak*<br />

WPŁYW UWILGOTNIENIA I NAWOŻENIA NPK NA ZAWARTOŚĆ<br />

MAGNEZU I JEGO RELACJI DO POTASU W RESZTKACH<br />

POŻNIWNYCH I GLEBIE<br />

EFFECT OF HUMIDIFICATION AND NPK FERTILIZATION ON<br />

MAGNESIUM CONTENT AND ITS RELATION TO POTASSIUM<br />

IN POSTHARVEST RESIDUES AND IN SOIL<br />

Słowa kluczowe: magnez, wilgotność, nawożenie, ścierniska, korzenie.<br />

Key words: magnesium, humidity, fertilization, stubble field, root.<br />

In the paper, the results of laboratory studies on the assimilable magnesium and potassium<br />

content in the stubble, roots and soil after harvesting of spring wheat were presented. The<br />

samples, collected for the tests, derived from pot experiment, conducted in the strictly controlled<br />

conditions in the vegetation room of IMUZ Falenty, in the Mazowieckie voivodeship<br />

in the years 1983–1985. The effect of the soil humidification and mineral fertilization of four<br />

wheat varieties on the content of the assimilable forms of the mentioned macroelements<br />

and value of Mg: K ratio was evaluated. In the experiment, 6 levels of the soil humidification<br />

(admitted lowering of water resources in the soil – <strong>40</strong>, 50, 60, 70, 80 and 90% PPW) and<br />

3 levels of mineral NPK fertilization (low – 0.126 N, 0.041P, 0.078 K; medium – 0.252 N,<br />

0.0028 P, 0.156 K; high – 0.378 N, 0.123 P, 0.234 K g per 1 pot) were adopted.<br />

On the ground of the analysis of the results of determinations, there was found a low content<br />

of assimilable Mg forms in the stubble field, almost 10-times higher level in the roots<br />

and the highest one in the soil (more than 10-times higher than in the roots). The content<br />

of assimilable Mg in the examined soil was evaluated according to the criteria of Poborski<br />

and Strączyński 1995, generally as the mean. The degree of humidification of the soil did<br />

not have any significant effect on Mg accumulation in the plants and in the soil, however<br />

* Dr hab. Ludwika Martyniak – Zakład Studiów Regionalnych Rozwoju Obszarów Wiejskich,<br />

<strong>Instytut</strong> Melioracji i Użytków Zielonych w Falentach, Al. Hrabska 3, 05-090 Raszyn;<br />

tel.: 22 720 05 31 wew. 159; e-mail: l.martyniak@imuz.edu.pl<br />

331

Ludwika Martyniak<br />

– gradually with the increasing humidification of the soil – the decreasing trend of its accumulation<br />

in the stubble and in roots was found. Together with the better humidification of<br />

the soil, K: Mg ratio in the stubble was increasing and it was decreasing in the roots and in<br />

the soil. A significant effect of NPK fertilization on Mg content in the stubble (significantly<br />

lower Mg content in the stubble was found at the medium level), was recorded. The highest<br />

values of K/Mg ratio were found in the conditions of high (in the stubble) and medium<br />

(in the roots and soil) level of NPK fertilization. The examined varieties differed significantly<br />

in respect of Mg accumulation in the stubble and in the soil. The highest Mg content in<br />

the stubble and in the roots (the mean in the soil) was recorded in case of Kadett variety.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Magnez (Mg) jest makroelementem niezbędnym do prawidłowego rozwoju i funkcjonowania<br />

żywych organizmów. W organizmach roślinnych wchodzi w skład zielonego barwnika<br />

– chlorofilu, a w organizmach zwierzęcych jest składnikiem kości i płynów ustrojowych.<br />

Magnez bierze udział w regulowaniu wielu procesów biochemicznych, termoregulacji i jest<br />

konieczny do prawidłowej pracy mózgu.<br />

W praktyce rolniczej, w wyniku niewłaściwych zabiegów agrotechnicznych, m.in. nadmiernego<br />

nawożenia NPK na lekkich i z reguły kwaśnych glebach, spotyka się objawy niedoboru<br />

magnezu w postaci silnej chlorozy zbóż, co ma wpływ na zmniejszenie wielkości<br />

plonu ziarna i obniżenie jego jakości [Martyniak 1967]. Wielu autorów przypisuje to zjawisko<br />

naruszeniu równowagi jonowej pomiędzy potasem i magnezem [Warchołowa 1977; Sapek<br />

i in. 2008].<br />

Wielkość stosunku potasu do magnezu ma istotne znaczenie w procesie fotosyntezy,<br />

wpływa bowiem na otwieranie się aparatów szparkowych, co wiąże się z właściwą wymianą<br />

gazową i wydajnością fotosyntezy [Indeka 1981].<br />

Antagonistyczne działanie potasu w stosunku do magnezu, powodujące zanikanie<br />

w glebie przyswajalnych jego form, wykazał już w latach siedemdziesiątych ubiegłego wieku,<br />

na podstawie doświadczeń pastwiskowych, Voisin [1967].<br />

W kraju nie przeprowadzono dotychczas wielu badań dotyczących wpływu zmienności<br />

czynnika wodnego środowiska na zawartość magnezu oraz wartości ilorazu potas (K):<br />

magnez (Mg) w roślinie i glebie. Podjęto więc ścisłe badania wazonowe w celu określenia<br />

wpływu stopnia uwilgotnienia gleby na zawartość przyswajalnego magnezu i jego relacji do<br />

potasu w resztkach pożniwnych i w glebie, jaka pozostała w wazonach po sprzęcie uprawianego<br />

zboża, w warunkach różnego poziomu nawożenia NPK.<br />

Badania resztek pożniwnych zbóż jako źródła substancji organicznej oraz makro- i mikroelementów<br />

pozostawionych w glebie w aspekcie wartości przedplonu w zmianowaniu<br />

dodatkowo uzasadniały podjęcie tego tematu.<br />

332

Wpływ uwilgotnienia i nawożenia npk na zawartość magnezu i jego relacji do potasu...<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

W latach 1983-1985 w hali wegetacyjnej IMUZ w Falentach wykonano cykl doświadczeń<br />

wazonowych z czterema odmianami pszenicy jarej, trzema poziomami nawożenia<br />

mineralnego i w sześciu wariantach uwilgotnienia gleby. Wazony napełniono glebą pochodzącą<br />

z warstwy ornej pola produkcyjnego, o składzie granulometrycznym piasek gliniasty<br />

lekki. Zróżnicowane warunki wilgotnościowe gleby w wazonach uzyskiwano przez doprowadzenie<br />

zapasu wody w glebie do różnych poziomów (<strong>40</strong>, 50, 60, 70, 80 i 90% polowej<br />

pojemności wodnej), a następnie uzupełnienie wyparowanej przez rośliny wody do polowej<br />

pojemności wodnej (PPW).<br />

Próby materiału roślinnego przeznaczonego do analiz chemicznych pochodziły z dwóch<br />

losowo wybranych powtórzeń. Analizy wykonano zgodnie z metodyką stosowaną w dawnej<br />

Samodzielnej Pracowni Biologiczno-Chemicznej w IMUZ Falenty [Sapek 1979]. Próby glebowe<br />

stanowiły średnie próby zbiorcze z wszystkich powtórzeń danego czynnika; analizy<br />

chemiczne gleby wykonano w Stacji Chemiczno-Rolniczej w Warszawie.<br />

Prezentowane (dotąd nieopublikowane) wyniki badań stanowią część pracy zatytułowanej:<br />

„Wpływ warunków siedliska na masę korzeniową oraz zawartość makro- i mikroelementów<br />

w resztkach pożniwnych roślin” [Martyniak 1992]. Celem niniejszego opracowania<br />

jest próba wykazania kompleksowego działania zespołu czynników środowiska na zawartość<br />

magnezu i jego relacji do potasu w roślinie i glebie.<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

3.1. Resztki pożniwne<br />

Analiza wyników oznaczeń dotyczy resztek pożniwnych pszenicy jarej, tj. tej części plonu,<br />

jaka pozostaje w glebie po sprzęcie roślin. Znaczenie resztek pożniwnych roślin uprawnych,<br />

a zwłaszcza ich masy korzeniowej na stan materii organicznej oraz podnoszenia żyzności<br />

i urodzajności gleby podkreślają w swych pracach Grzebisz [1998] i Malicki [1997].<br />

Badania wazonowe wykazały stosunkowo małą zawartość przyswajalnych form magnezu<br />

w ścierni pszenicy jarej. Średnia zawartość magnezu w suchej masie ścierni wynosiła<br />

0,04% i była czterokrotnie niższa, niż jak wykazały badania Wyszkowskich [2007] zawartość<br />

tego składnika w całych roślinach owsa. System korzeniowy pszenicy magazynował<br />

ponad dwa razy więcej magnezu, niż nadziemne części zebrane ze ścierniska (tab. 1). Podobne<br />

wyniki zawartości magnezu otrzymali również Pałys i Chwil [1998] w badaniach dotyczących<br />

kumulacji tego składnika w uprawie zbóż jarych.<br />

W warunkach przeprowadzonego doświadczenia wazonowego stwierdzono za pomocą<br />

testu Fischera istotne różnice w kumulowaniu magnezu w ścierni badanych odmian.<br />

333

Ludwika Martyniak<br />

Najwyższą istotną zawartość magnezu w ścierni wykazały dwie odmiany - Kadett i Wiliam,<br />

przy czym odmiana Kadett również wysoką jego zawartość kumulowała w korzeniach<br />

(tab.1). Stopień uwilgotnienia gleby nie wpływał istotnie na gromadzenie magnezu w roślinach,<br />

aczkolwiek w miarę wzrastającego uwilgotnienia zaznaczył się trend malejący jego<br />

kumulacji zarówno w ścierni, jak i w korzeniach.<br />

Wpływ nawożenia gleby na zawartość dostępnej formy magnezu w roślinach był istotny<br />

w ścierni. Stwierdzono najniższe jego gromadzenie przy zastosowaniu średniej dawki<br />

NPK, a wysokie – zarówno przy małym, jak i dużym nawożeniu. Przypuszczalnie wiąże się<br />

to z kompleksowym oddziaływaniem innych czynników, niebadanych w doświadczeniu, m.in.<br />

może być związane z procesem transportu magnezu z gleby przez korzenie oraz wiązki naczyniowe<br />

roślin i gromadzeniem go w ziarnie, w zależności od wielkości plonu. Przy niskim<br />

plonie, zwykle mniej dorodne ziarno zbóż zawiera więcej składników mineralnych (w tym<br />

również i magnezu), kosztem mniejszego jego zapasu w słomie [Martyniak 1967]. Najwyższą<br />

zawartością magnezu w ścierni i korzeniach wyróżniała się odmiana Kadett.<br />

Tabela 1. Zawartość Mg oraz Mg : K w resztkach pożniwnych i glebie w warunkach zróżnicowanego<br />

uwilgotnienia i nawożenia NPK<br />

Table 1. Mg content and Mg:K ratio in post-harvest residues and in soil in the conditions of differentiated<br />

humidification and NPK fertilization<br />

Zawartość Mg<br />

Relacje<br />

Obiekty ścierń korzenie gleba K : Mg<br />

% % % ścierń korzenie gleba<br />

1. Odmiany<br />

Alfa 0,039 0,100 3,75 3,01 1,28 1,33<br />

Jara 0,038 0,101 3,25 2,80 1,23 1,57<br />

Kadett 0,047 0,103 3,28 2,72 1,24 1,36<br />

Wiliam 0,047 0,100 3,36 4,35 1,57 1,36<br />

NIR 0,05<br />

0,0051* 0,356* 0,521**<br />

2. Uwilgotnienie gleby (% w ppw)<br />

<strong>40</strong> 0,045 0,103 3,30 3,10 1,27 1,60<br />

50 0,043 0,102 3,51 3,50 1,49 1,54<br />

60 0,041 0,101 3,24 3,53 1,37 1,58<br />

70 0,042 0,099 3,38 3,08 1,31 1,33<br />

80 0,042 0,099 3,64 3,34 1,29 1,15<br />

90 0,044 0,101 3,38 3,01 1,26 1,24<br />

NIR 0,05<br />

3. Nawożenie NPK<br />

Niskie 0,045 0,104 3,44 2,87 1,32 1,30<br />

Średnie 0,039 0,100 3,46 3,<strong>40</strong> 1,36 1,48<br />

Wysokie 0,045 0,099 3,32 3,48 1,31 1,43<br />

NIR 0,05<br />

0,00<strong>40</strong>*<br />

* Istotne dla p=0,05; ** istotne dla p=0,01.<br />

334

Wpływ uwilgotnienia i nawożenia npk na zawartość magnezu i jego relacji do potasu...<br />

3.2. Gleba<br />

Po sprzęcie pszenicy jarej zanotowano średnią zawartość w glebie przyswajalnych dla<br />

roślin form magnezu, według Pobojskiego i Strączyńskiego [1995]. Istotnie najwięcej tego<br />

składnika zawierała gleba pobrana z wazonów po zbiorze odmiany Alfa, w porównaniu do<br />

Gleba. Po sprzęcie pszenicy jarej zanotowano średnią zawartość w glebie przyswajalnych dla<br />

pozostałych odmian. roślin Można form magnezu przypuszczać, wg Pobojskiego że ta i odmiana Strączyńskiego[1995]. wykazywała Istotnie mniejsze najwięcej zapotrzebowanie<br />

na ten składnika zawierała w okresie gleba jej pobrana wzrostu z wazonów i rozwoju, po zbiorze niż pozostałe odmiany Alfa, badane w porównaniu odmiany. do<br />

tego<br />

pozostałych odmian. Można przypuszczać, że ta odmiana wykazywała mniejsze<br />

Oceniając wpływ zapotrzebowanie uwilgotnienia i na zróżnicowanego ten składnik w okresie nawożenia jej wzrostu mineralnego i rozwoju, niż na pozostałe zawartość badane magnezu<br />

w glebie, wykazano odmiany. Oceniając największą wpływ zawartość uwilgotnienia tego i zróżnicowanego makroelementu nawożenia w glebie mineralnego o uwilgotnieniu<br />

stanowiącym<br />

na<br />

zawartość magnezu w glebie, wykazano największą zawartość tego makroelementu w glebie<br />

o uwilgotnieniu<br />

80% polowej<br />

80 %<br />

pojemności<br />

PPW, a najmniejszą<br />

wodnej,<br />

przy<br />

a najmniejszą<br />

<strong>40</strong> i 60 % PPW<br />

przy<br />

(rys.<br />

uwilgotnieniu<br />

1). Wśród wielu<br />

stanowiącym<br />

<strong>40</strong> i 60% czynników polowej decydujących pojemności o pobraniu wodnej magnezu (rys. 1). przez roślinność, należy wymienić zawartość<br />

kationów towarzyszących w glebie m in. stosunku Mg do K [Martyniak, Burzyńska,<br />

Wśród wielu czynników decydujących o pobraniu magnezu przez roślinność, należy<br />

Kolasiński 2009].<br />

wymienić zawartość kationów towarzyszących w glebie, m.in. stosunku magnezu do potasu<br />

[Martyniak, Burzyńska, Kolasiński 2009].<br />

0,06<br />

0,05<br />

0,04<br />

% s.m.<br />

0,03<br />

0,02<br />

ścierń<br />

0,01<br />

0,00<br />

0,12<br />

<strong>40</strong> 50 60 70 80 90<br />

% s.m.<br />

0,10<br />

0,08<br />

korznie<br />

0,06<br />

4,00<br />

% s.m.<br />

3,00<br />

2,00<br />

1,00<br />

gleba<br />

0,00<br />

<strong>40</strong> 50 60 70 80 90<br />

Uwilgotnienie w % PPW<br />

Nawożenie: małe średnie duże<br />

Rys. 1. Średnia zawartość Mg w resztkach pożniwnych i glebie po sprzęcie pszenicy jarej<br />

Rys. 1. Średnia zawartość Mg w resztkach pożniwnych i glebie po sprzęcie pszenicy jarej<br />

Fig. 1. Mean Mg content Fig. 1. Mean in Mg post-harvest content in post-harvest residues residues and and in soil in soil after harvesting of spring of spring wheat wheat<br />

335

Ludwika Martyniak<br />

Relacje zawartości potasu do magnezu. Według Fotymy [za Sapek 2008] przyjmuje<br />

się relacje zawartości potasu do magnezu od 2:1 do 3:1 jako optymalne z punktu widzenia<br />

nawożenia tymi składnikami. Prezentowane wyniki zamieszczone w tabeli 1 wskazują,<br />

że w badanych próbach suchej masy ścierni wartości wskaźnika K : Mg można uznać<br />

za optymalne. Natomiast relacje K : Mg w korzeniach i glebie mieściły się poniżej dolnego<br />

przedziału, co wskazuje na zakłócenie równowagi jonowej. Badania wykazały, że w miarę<br />

lepszego uwilgotnienia gleby, zwiększał się stosunek K do Mg w ścierni, malał natomiast<br />

w korzeniach. Dane zawarte w tabeli 1 wskazują, że najwyższe wartości ilorazu K: Mg<br />

stwierdzono w warunkach wysokiego (w ścierni) oraz średniego (w korzeniach) poziomu<br />

nawożenia NPK.<br />

4. WNIOSKI<br />

Na podstawie przeprowadzonej oceny zawartości przyswajalnych form Mg w ścierni, korzeniach<br />

i glebie po sprzęcie pszenicy jarej, sformułowano następujące wnioski:<br />

1) stwierdzono stosunkowo małą zawartość Mg w ścierni, ponad dwukrotnie większą<br />

w korzeniach i największą w glebie (ponad 10-krotnie większą niż w ścierni);<br />

2) w miarę wzrastającego uwilgotnienia gleby zaznaczył się trend malejący kumulacji Mg<br />

w ścierni i korzeniach; wartości te jednak nie są statystycznie udowodnione;<br />

3) nawożenie mineralne NPK istotnie zwiększało zawartość Mg w ścierni, a nie miało<br />

większego wpływu na jego kumulację w korzeniach i glebie;<br />

4) wykazano, że wartości wskaźnika ilorazu K : Mg w ścierni są optymalne, w korzeniach<br />

i glebie natomiast mieszczą się poniżej przedziału optymalnego, co wskazuje na zachwianie<br />

równowagi jonowej; stopień uwilgotnienia gleby i nawożenia NPK kształtował<br />

relacje K do Mg, lecz różnice te nie są statystycznie udowodnione;<br />

5) badane odmiany różnią się istotnie zarówno pod względem kumulacji Mg w ścierni<br />

i glebie, jak i jego relacji w stosunku do K.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Grzebisz W. 1998. Ocena stanowiska na podstawie trwałości struktury, aktywności biologicznej<br />

oraz masy resztek pożniwnych jęczmienia jarego. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol.<br />

343: 343-353.<br />

Indeka L. 1981. Zdolność fotosyntetyczna pszenicy. Rocz. Nauk Rol. Ser. D, t.186.<br />

Malicki L. 1997. Znaczenie resztek pożniwnych w płodozmianie. Zesz. Nauk. AR-T<br />

w Olsztynie, 64: 55-66.<br />

Martyniak L. 1967. Wpływ nawożenia różnymi nawozami magnezowymi na plonowanie<br />

żyta. Praca magisterska wykonana w Katedrze Szczegółowej Uprawy Roli i Roślin<br />

SGGW pod kier. prof. dr Jerzego Hersego: 42 (maszynopis).<br />

336

Wpływ uwilgotnienia i nawożenia npk na zawartość magnezu i jego relacji do potasu...<br />

Martyniak L. 1992. Wpływ uwilgotnienia gleby na zawartość mikroelementów w resztkach<br />

pożniwnych roślin i roli przy zróżnicowanym poziomie nawożenia NPK. W: Mikroelementy<br />

w rolnictwie. Kon. Nauk. Wrocław: 243-248.<br />

MARTYNIAK L., BURZYŃSKA I., KOLASIŃSKI J. 2009. Ocena wpływu uwilgotnienia gleby<br />

i zróżnicowanego nawożenia mineralnego na zawartość wybranych makroelementów<br />

pozostawionych w glebie po sprzęcie pszenicy jarej. Woda – Środowisko – Obszary<br />

Wiejskie (w druku).<br />

Pałys E., Chwil S. 1998. Wpływ zróżnicowanego nawożenia gleby silnie kwaśnej na<br />

masę korzeni zbóż jarych oraz zawartość makro i mikroelementów. Zesz. Prob. Post.<br />

Nauk Rol. 456: 649-654.<br />

POBOJSKI J., STRĄCZYŃSKI S. 1995. Odczyn i zasobność gleb Polski w makro i mikroelementy.<br />

Puławy IUNG: <strong>40</strong>.<br />

SAPEK A. 1979. Metody analizy chemicznej roślinności łąkowej, gleby i wody. Cz.1. Analiza<br />

chemiczna roślinności łąkowej. Wyd. IMUZ, Falenty: 55.<br />

Sapek B. 2008. Relacja zawartości potasu do magnezu w roślinności łąkowej w glebie jako<br />

wskaźnik środowiskowych przemian na użytkach zielonych. Woda – Środowisko – Obszary<br />

Wiejskie t. 8, z. 2b (24): 139-151.<br />

Voisin A. 1967. Nawożenie a nowe prawa naukowe, PWRiL, Warszawa: 22-47.<br />

Warchołowa M. 1877. Równowaga jonowa w roślinach w warunkach zróżnicowanego<br />

zaopatrzenia w potas i magnez. IUNG, Puławy: 82.<br />

Wyszkowski M., Wyszkowska J. 2007. Zanieczyszczenie gleby kadmem a zawartość<br />

makropierwiastków w roślinach. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 31. <strong>Instytut</strong><br />

<strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa: 231-235.<br />

337

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Teresa Skrajna*, Helena Kubicka**<br />

AKTUALNY STAN I MOŻLIWOŚCI OCHRONY FLORY SEGETALNEJ<br />

W OGRODZIE BOTANICZNYM W POWSINIE<br />

The present state and possibilities of segetal flora<br />

conservation in botanical garden in Powsin<br />

Słowa kluczowe: aktywna ochrona, uprawy kolekcyjne, flora segetalna, chwasty.<br />

Key words: active protection, collections cultivations, segetal flora, weeds.<br />

Agriculture development both in the world and in Poland contributes to the impoverishment<br />

of the segetal flora. Therefore a lot of weed species is endangered extinction. That is why<br />

the aim of the studies were floristic-phytosociological examination on vegetation accompanying<br />

collection cultivations in the Botanical Garden in Powsin. In total, 147 weed species<br />

infesting collection cultivations were recorded, of which 87 were apophytes and 32 anthropophytes.<br />

Such apophytes, as, Equisetum arvense, Chenopodium album, Arenaria serpyllifolia,<br />

Euphorbia helioscopia, Galeopsis tetrahit were the most frequently noted. The occurrence<br />

of 17 species endangered extinction in the area of Botanical Garden in Powsin,<br />

e.g., Sinapsis arvensis, Papaver argemone, Fumaria officinalis was recorded. Ratification<br />

of convention on biodiversity maintenance in 1992 has obliged Poland to preservation of<br />

threatened segetal species. Active protection is considered to be the most efficient method<br />

of species conservation. Therefore endangered segetal flora species in the area of Botanical<br />

Garden should be protected in this way.<br />

1. wprowadzenie<br />

Dynamiczne przemiany w rolnictwie w ostatnim półwieczu są zarówno w Europie, jak<br />

i w Polsce, przyczyną ubożenia flory segetalnej. Na europejskich i krajowych czerwonych<br />

listach zagrożonych gatunków roślin naczyniowych chwasty stanowią obecnie jedną z grup<br />

* Dr inż. Teresa Skrajna – Katedra Ekologii Rolniczej, Akademia Podlaska, ul. Prusa 14,<br />

08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 92; e-mail: ekord@ap.siedlce.pl<br />

** Doc. dr hab. inż. Helena Kubicka – Centrum Zachowania Różnorodności Biologicznej PAN,<br />

Ogród Botaniczny w Powsinie, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; tel.: 22 648 38 56 w. 223<br />

lub 217; e-mail: helenakubicka@wp.pl<br />

338

Aktualny stan i możliwości ochrony flory segetalnej w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

najbardziej narażonych na wyginięcie. Zagrożenie to dotyczy większości gatunków atcheofitów<br />

związanych z tradycyjną agrotechniką oraz gatunków o bardzo wąskiej amplitudzie<br />

ekologicznej. Taka sytuacja nasuwa konieczność poszukiwania możliwości ich ochrony, które<br />

mogą być realizowane na polach o tradycyjnych metodach gospodarowania, obszarach<br />

prawnie chronionych oraz w ogrodach botanicznych, skansenach i innych obiektach [Herbach<br />

1986, Siciński 2001, Sokołowski 1989, Ratyńska 2003]. Zjawisko recesji dużej liczby<br />

gatunków we florze segetalnej powoduje znaczne zmniejszenie jej różnorodności biologicznej<br />

[Jackowiak, 1990].<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Na terenie Ogrodu Botanicznego w Powsinie prowadzono w latach 2006-2007 badania<br />

florystyczno-fitosocjologiczne [Pawłowski 1972] roślinności towarzyszącej uprawom kolekcyjnym.<br />

Obserwacje wykonywano w kolekcjach: roślin cebulowych (tulipany, narcyzy), bylin,<br />

ziół, bylin i niskich krzewów ozdobnych, róż, żyta, kozieńca i warzyw. Penetrowano również<br />

rozsadnik róż, obrzeża pól, jednoroczne pola odłogowane oraz dwuletnią szkółkę jabłoni.<br />

W celu uchwycenia pełnego składu gatunkowego roślinności segetalnej obserwacje prowadzono<br />

przez dwa sezony wegetacyjne. Na podstawie wykonanych spisów florystycznych<br />

(29) i zdjęć fitosocjologicznych (54) sporządzono wykaz gatunków. Nomenklaturę botaniczną<br />

występujących taksonów przyjęto za Mirkiem i innymi [2002].<br />

Korzystając z prac wielu badaczy [Korniak 1992, Jackowiak 1990, Rutkowski 2007], dla<br />

poszczególnych gatunków podano (tab. 1):<br />

● trwałość (K – krótkotrwałe, W – wieloletnie),<br />

● formę życiową według Raunkiaera (Ch – chamefit, H – hemikryptofit, G – geofit, T – terofit),<br />

● grupę geograficzno-historyczną (A – apofit: ł – łąkowy, nw – nadwodny, ps – piaszczysk,<br />

mk – muraw kserotermicznych, l – leśny, z – zaroślowy; Ar – archeofit, Ep – epekofit,<br />

Kn – kenofit),<br />

● częstość występowania według umownej skali częstości (1, 2 stanowiska – bardzo<br />

rzadki, 3–7 stanowisk – rzadki, 8–17 częsty, 18–27 pospolity),<br />

● kategorię zagrożenia gatunków [Warcholińska 1994] (E – wymierający, V – zagrożony<br />

wyginięciem, R – rzadki, I – o nieokreślonym zagrożeniu).<br />

3. WYNIKI<br />

3.1. Analiza flory<br />

Flora segetalna towarzysząca uprawom kolekcyjnym w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

jest bogata i liczy 147 taksonów roślin naczyniowych (tab. 1). Wśród gatunków analizo-<br />

339

Teresa Skrajna, Helena Kubicka<br />

wanej flory zdecydowaną większość stanowią gatunki krótkotrwałe (102 gatunki – 69,3%).<br />

Dominującą formą życiową są terofity (94 gatunki – 63,9%) nad hemikryptofitami (33 gatunki<br />

– 22,5%) i geofitami (20 gatunków – 13,6%).<br />

Z ogólnej liczby 147 zarejestrowanych taksonów zachwaszczających uprawy kolekcyjne<br />

na apofity przypada 87 taksonów (59,1%), antropofity zaś stanowią 32 gatunki (<strong>40</strong>,9%).<br />

Najbardziej liczną grupą apofitów są gatunki wywodzące się z siedlisk łąkowych (32 gatunki),<br />

dość liczne grupy stanowią apofity nadwodne (23 gatunki) oraz piaszczysk i muraw kserotermicznych<br />

(22 gatunki). Wystąpiło również 10 apofitów leśnych.<br />

Do pospolicie występujących apofitów na terenie Ogrodu Botanicznego w Powsinie należały:<br />

Equisetum arvense, Chenopodium album, Arenaria serpyllifolia, Euphorbia helioscopia,<br />

Galeopsis tetrahit i inne. Bardzo rzadkimi apofitami były m.in.: Polygonum amphibium,<br />

Chenopodium rubrum i Medicago lupulina.<br />

W grupie antropofitów (60 gatunków) najliczniej reprezentowane są archeofity (47 gatunków<br />

– 78,3%). Część z nich to pospolite chwasty segetalne, takie jak: Vicia hirsuta, Geranium<br />

pusillum, Lamium purpureum, Viola arvensis i Veronica triphyllos. Do bardzo rzadko<br />

spotykanych należały: Malva alcea, Geranium dissectum i Asperugo procumbens.<br />

Z młodszych przybyszów – kenofitów najwięcej przedstawicieli mają epekofity, 10 gatunków<br />

(16,7%), są to eurytopowe chwasty stanowiące znaczną konkurencję dla upraw<br />

m.in. takie, jak: Senecio vulgaris, Chamomilla suaveolens, Galinsoga parviflora, Galinsoga<br />

ciliata, Conyza canadensis, Veronica persica, Amaranthus retroflexus.<br />

W wykazie flory segetalnej Ogrodu Botanicznego wystąpiło 17 gatunków znajdujących<br />

się na krajowej liście gatunków zagrożonych wyginięciem [Warcholińska 1994]. Są to często<br />

występujące w uprawach kolekcyjnych chwasty, takie jak: Sinapis arvensis, Papaver argemone,<br />

Papaver rhoeas, Fumaria officinalis, Veronica hederifolia. Rzadko natomiast spotykano<br />

Chenopodium polyspermum, Myosurus minimus, Lathyrus tuberosus, Chaenorhinum<br />

minus, Veronica agrestis, Galium spurium, Gagea pratensis. W pojedynczych egzemplarzach<br />

notowano: Holosteum umbellatum, Ranunculus sardous, Geranium dissectum,<br />

Anhusa cynapium i Asperugo procumbens.<br />

Tabela 1. Systematyczny wykaz gatunków<br />

Table 1. Systematic list of species<br />

Gatunek<br />

Grupa geograficzno-historyczna<br />

Trwałość<br />

Forma<br />

życiowa<br />

Częstość<br />

występowania<br />

Equisetaceae<br />

1. Equisetum arvense L. Ał W G pospolity<br />

Urticaceae<br />

2. Urtica urens L. Ar K T rzadki<br />

3. U. dioica L. Al W G (H) b. rzadki<br />

Polygonaceae<br />

Stopień<br />

pokrycia<br />

3<strong>40</strong>

Aktualny stan i możliwości ochrony flory segetalnej w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

4. Rumex crispus L. Ał(nw) W G b. rzadki<br />

5. R. acetosella L. Aps W G częsty<br />

6. R. acetosa L. Ał W H d. rzadki<br />

7. Polygonum amphibium L. Anw W G b. rzadki<br />

8. P. persicaria L. Anw K T częsty<br />

9. P. lapathifolium L. subsp. pallidum /With./ Fr. Anw K T częsty<br />

10. P. lapathifolium L. subsp. lapathifolium Anw K T częsty<br />

11. P. hydropiper L. Anw K T rzadki<br />

12. P. aviculare L. Anw K T częsty<br />

13. Fallopia convolvulus /L./A. Löve Ar K T b. rzadki<br />

Chenopodiaceae<br />

14. Chenopodium polyspermum L. An K T rzadki I<br />

15. Ch. album L. Anw K T pospolity<br />

16. Ch. rubrum L. Anw K T b. rzadki<br />

17. Ch. glaucum Anw K T rzadki<br />

18. Ch. urbicum L. Anw K T rzadki<br />

19. Atriplex patula L. Ar K T rzadki<br />

20. A. nitens Schkuhr. K K T częsty<br />

Amaranthaceae<br />

21. Amaranthus retroflexus L. Ep K K częsty<br />

22. A. lividus L. Ep K T rzadki<br />

Portulaceae<br />

23. Portulaca oleracea L. Ef K T częsty<br />

Caryophyllaceae<br />

24. Gypsophila muralis L. Anw K T rzadki<br />

25. Melandrium album /Mill./ Garcke Ał K T rzadki<br />

26. Arenaria serpyllifolia L. Amk K T pospolity<br />

27. Stellaria media /L./ Vill. Ał (l) K T<br />

b. pospolity<br />

28. S. graminea L. Ał W H rzadki<br />

29. Cerastium arvense L. Aps W H(Ch) rzadki<br />

30. C. holosteoides Fr. Em. Hyl. Ał K H częsty<br />

31. C. semidecandrium L. Amk K T rzadki<br />

32. Sagina procumbens L. Aał(nw) W H rzadki<br />

33. Scleranthus annuus L. Ar K T rzadki<br />

34. Spergula arvensis L. Ar K T częsty<br />

35. Spergula morisonii Boreau. Aps K T rzadki<br />

36. Spergularia rubra /L./J. Presl et C. Presl Anw K T rzadki<br />

37. Holosteum umbellatum L. Aps K T b.rzadki I<br />

Euphorbiaceae<br />

38. Euphorbia peplus L. Ar K T rzadki<br />

39. E. helioscopia L. Amk W G (H) częsty<br />

<strong>40</strong>. E. cyparissias L. Amk W G (H) b. rzadki<br />

41. E. falcata L. Amk W H rzadki<br />

Ranunculaceae<br />

42. Myosurus minimus L. Anw K T rzadki I<br />

43. Ranunculus sardous Crantz Anw W H b. rzadki I<br />

44. R. repens L. Ał (nw) W H częsty<br />

341

Teresa Skrajna, Helena Kubicka<br />

Papaveraceae<br />

45. Papaver argemone L. Ar K T częsty I<br />

46. P. rhoeas L. Ar K T częsty I<br />

Fumariaceae<br />

47. Fumaria officinalis L. Ar K T częsty I<br />

Brassicaceae<br />

48. Sisymbrium officinale /L./ Scop. Ar K T częsty<br />

49. S. loeselii L. Ep K T rzadko<br />

50. Descurainia sophia /L./ Webb ex Prantl Ar K T częsty<br />

51. Erysimum cheiranthoides L. Ar K T częsty<br />

52. Arabidopsis thaliana /L./ Heynh. Aps K T pospolity<br />

53. Bunias orientalisL. K T b. rzadki<br />

54. Sinapis arvensis L. Ar K T częsty I<br />

55. Erophila verna /L./ Chevall. Aps K T pospolity<br />

56. Thlaspi arvense L. Ar K T rzadki<br />

57. Armoracia rusticana P.Gaertn.,B.Mey.et<br />

Scherb.<br />

Ar W G częsty<br />

58. Cardaminopsis arenosa /L./ Hayek Aps K H rzadki<br />

59. Capsella bursa-pastoris /L./ Medik. Ar K T pospolity<br />

60. Raphanus raphanistrum L. Ar K T(H) częsty<br />

Clustaceae<br />

61. Hypericum perforatum L. Ał W H rzadki<br />

Violaceae<br />

62. Viola arvensis Murray Ar K T pospolity<br />

Cucurbitaceae<br />

63. Echinocystys lobata (F. Michx.) &A. Gray K K T rzadki<br />

Rosaceae<br />

64. Potentilla anserina L. Ał W H rzadki<br />

65. Geum urbanum L. Al W H rzadki<br />

Fabaceae<br />

66. Medicago falcata L. Amk K H b. rzadki<br />

67. Trifolium arvense L. Aps K T rzadki<br />

68. T. dubium Sibth. Ał K T rzadki<br />

69 T. repens L. Ał W H częsty<br />

70. T. pratense L. Ał K T rzadki<br />

71. Lotus corniculatus L. Ał K T rzadki<br />

72. Vicia cracca L. Ał W H d. rzadki<br />

73. V. hirsuta /.L/ S.F. Gray Ar K T pospolity<br />

74. V. angustifolia Scop. Ar K T częsty<br />

75. Lathyrus pratensis L. Ał W H d. rzadki<br />

76. L. tuberosus L. Ar W G rzadki I<br />

Onagraceae<br />

77. Epilobium parviflorum Schreb. Anw W H rzadki<br />

Malvaceae<br />

78. Malva neglecta Wallr. Ar K T rzadki<br />

79. M. alcea Ar K H rzadki<br />

Geraniaceae<br />

80. Geranium dissectum L. Ar K T b. rzadki V<br />

342

Aktualny stan i możliwości ochrony flory segetalnej w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

81.G. pusillum Burm. F. ex L. Ar K T pospolity<br />

82. Erodium cicutarium /L./ L Ar K T (H) częsty<br />

Apiaceae<br />

83. Aethusa cynapium L. Ar K T b. rzadki I<br />

84. Daucus carota L. Ar K T rzadki<br />

Primulaceae<br />

85. Anagallis arvensis L. Ar K T rzadki<br />

86. Lysimachia nummularia L. Ał W G rzadki<br />

Convolvulaceae<br />

87. Convolvulus arvensis L. Amk W G pospolity<br />

Boraginaceae<br />

88. Asperugo procumbens L. Ar K H b. rzadki V<br />

89. Myosotis arvensis /L./ Hill. Ar K T częsty<br />

90. M. stricta Link ex Roem. Et Schult. Aps K T pospolity<br />

Solanaceae<br />

91. Solanum nigrum L. em. Mill. Ar K T częsty<br />

92. Hyoscyamus niger L. Ap K H b. rzadki<br />

Scrophulariaceae<br />

93. Linaria vulgaris Mill. Aps W G rzadki<br />

94. Chaenorhinum minus/L./ Lange Amk K T rzadki R<br />

95. Veronica serpyllifolia L. Ał W H rzadki<br />

96. V. arvensis L. Ar K T pospolity<br />

97. V. triphyllos L. Ar K T pospolity<br />

98. V. verna L. Aps K T rzadki<br />

99. V. persica Poir. Ep K T częsty<br />

100. V. agrestis L. Ar K T rzadki I<br />

101. V. hederifolia L. Al. K T częsty I<br />

Lamiaceae<br />

102. Glechoma hederacea L. Ał W H d. rzadki<br />

103. Galeopsis tetrahit L. Al K T pospolity<br />

104. G. pubescens Besser. Al K T rzadki<br />

105. Lamium purpureum L. Ar K T pospolity<br />

106. L. amplexicaule L. Ar H T rzadki<br />

107. Mentha arvensis L. Anw W H rzadki<br />

Plantaginaceae<br />

108. Plantago major L. Al W H pospolity<br />

109. P. intermedia Gilib. Anw W H częsty<br />

110. P. lanceolata L. Ał W H czesty<br />

Rubiaceae<br />

111. Galium aparine L. Al K T częsty<br />

112. G. spurium L. Ał W G rzadki I<br />

Asteraceae<br />

113. Conyza canadensis /L./ Cronquist Ep K T częsty<br />

114. Erigeron acris L. Aps K T częsty<br />

115. Gnaphalium uliginosum L. Anw K T częsty<br />

116. Bidens tripartita L. Anw K T częsty<br />

117. Galinsoga parviflora Cav. Ep K T pospolity<br />

118. G. ciliata /Raf./S.F. Blake Ep K T częsty<br />

343

Teresa Skrajna, Helena Kubicka<br />

119. Anthemis arvensis L. Ar K T częsty<br />

120. Achillea millefolium L. Ał W H rzadki<br />

121. Chamomilla recutita/L./ Rauschert Ar K T rzadki<br />

122. Ch. suaveolens /Pursh./ Rydb. Ep K T częsty<br />

123. Matricaria maritima L. subsp. inodora /L./<br />

Dostal<br />

Ar K T częsty<br />

124. Artemisia vulgaris L. Ał(nw) W H rzadki<br />

125. A. campestris L. Aps W H rzadki<br />

126. Senecio vulgaris L. Ar K T (H) częsty<br />

127. S. vernalis Waldst. et Kit. Ep K T (H) rzadki<br />

128. Arctium lappa L. Al K H rzadki<br />

129. Cirsium arvense /L./ Scop. Al W G częsty<br />

130. Lapsana communis L. Al K T (H) rzadki<br />

131. Hypochoeris radicata L. Ał W H rzadki<br />

132. Leontodon autumnalis L. Ał W H rzadki<br />

133. Taraxacum officinale F.H. Wigg. Ał W H pospolity<br />

134. Sonchus oleraceus L. Ar K T (H) częsty<br />

135 S. asper /L./Hill Ar K T rzadki<br />

136. Lactuca serriola L. Ar K H rzadki<br />

137. Crepis capillaris /L./ Wallr. Ał K T rzadki<br />

Liliaceae<br />

138. Alium vineale L. Aps W G rzadki<br />

139. Gagea pratensis L. Ał W G rzadki I<br />

Juncaceae<br />

1<strong>40</strong>. Juncus bufonius L. Anw K T pospolity<br />

Cyperaceae<br />

141. Carex hirta L. Ał W G rzadki<br />

Poaceae<br />

142. Digitaria ischaemum /Schreb./ H.L. MuHl. Ar K T częsty<br />

143. Echinochloa crus-galli/L./P. Beauv. Ar K T pospolity<br />

144. Setaria pumila /Poir./ Poem et Schult. Ar K T pospolity<br />

145. Agrostis capillaris L. Ał W G rzadki<br />

146. Poa annua L. Ał K T pospolity<br />

147. Agropyron repens /L./ P. Beauv. Anw W G pospolity<br />

Objaśnienia: Ar – archeofity, Ep – epekofity, Er – ergazjofigofity, A – apofity: ł – łąkowe, nw – nadwodne<br />

i siedlisk podmokłych, ps – piaszczysk, muraw piaskowych i wydm, l – siedlisk leśnych i zaroślowych,<br />

mk – muraw kserotermicznych; K – rośliny krótkotrwałe, W – rośliny wieloletnie; T – terofity, H – hemikryptofity,<br />

G – geofity, Ch – chamefity.<br />

3.2. Możliwości ochrony<br />

Najlepszą metodą ochrony gatunkowej roślin jest ochrona czynna. Takim sposobem<br />

ochrony mogłyby być objęte rzadkie chwasty polne na terenie Ogrodu Botanicznego w Powsinie.<br />

Ochrona chwastów miałaby charakter długofalowy, w której jako pierwsze chronione<br />

byłyby poszczególne gatunki, później zaś całe zespoły.<br />

344

Aktualny stan i możliwości ochrony flory segetalnej w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

Dokładna analiza istniejącej flory segetalnej na terenie omawianego Ogrodu Botanicznego<br />

wykazała obecność 17 gatunków rzadkich w skali kraju, z których jedynie 5 posiada<br />

liczną populację. Pozostałe gatunki występują nielicznie, a nawet sporadycznie. Liczebność<br />

tych taksonów należałoby zwiększyć przez wsiewanie nasion zebranych z sąsiednich obszarów.<br />

Badanie zapasu diaspor w glebie wyłoniło ponadto obecność kolejnych trzech gatunków<br />

z tej listy, są to: Nigella arvensis, Euphorbia exigua i Neslia paniculata. Można się<br />

więc spodziewać występowania ich w czasie prowadzenia uprawy. Istniejące zasoby roślinności<br />

segetalnej należałoby wzbogacić o typowe chwasty zbożowe, takie jak: Centaurea<br />

cyanus, Agrostemma githago, Consolida regalis czy Papaver dubium, które posiadają<br />

nieokreślony status zagrożenia, a występują jeszcze często we wschodnich terenach kraju<br />

i decydują o barwnym aspekcie letnim łanów zbóż.<br />

Uprawa zachowawcza miałaby na celu stworzenie warunków rozwoju chwastów najbardziej<br />

zbliżonych do ekstensywnej kultury rolnej. Przy zakładaniu tych upraw należy przestrzegać<br />

następujących podstawowych zasad, które umożliwiłyby wykształcenie się bogatych<br />

florystycznie agrocenoz:<br />

● powierzchnia przeznaczona do ochrony chwastów powinna wynosić ok. 12 arów;<br />

● na powierzchni przeznaczonej do ochrony chwastów należy stosować uprawę w systemie<br />

4-polowym: zboża, zboża, okopowe, przemysłowe lub odłóg;<br />

● stosowany powinien być tradycyjny (ekstensywny) sposób uprawy, stwarzający dogodne<br />

warunki do rozwoju chwastów;<br />

● należy stosować nawożenie organiczne (kompostem) albo uprawę roślin na zielony<br />

nawóz;<br />

● zabiegi pielęgnacyjne powinny być ograniczone do niezbędnego minimum - niestosowanie<br />

herbicydów, zaniechanie uprawek pożniwnych;<br />

● rośliny powinny być zbierane tak, jak w tradycyjnej kulturze rolnej;<br />

● nasiona chwastów powinny być wysiewane wraz z rośliną uprawną;<br />

● nasiona chwastów powinny pochodzić z własnych zbiorów oraz z wymiany z innymi<br />

ośrodkami.<br />

Liczne występowanie na terenie Ogrodu Botanicznego w Powsinie gatunków o dużych<br />

wymaganiach pokarmowych wskazuje na zasobność troficzną siedlisk. Dlatego w pierwszej<br />

kolejności powinny być objęte ochroną gatunki najbardziej zagrożone w regionie, wymagające<br />

siedlisk zasobnych, takie jak: Adonis aestivalis, Camelina sativa, Sherardia arvensis,<br />

Stachys annuua, Fumaria schleicheri, Fumaria vailantii, Kickxia elatine, Valerianella rimosa,<br />

Veronica opaca, Veronica polita, Anagallis foemina, Bromus arvensis, Lolium temulentum,<br />

Lolium remotum.<br />

Kolejnym etapem byłoby objęcie ochroną gatunków charakterystycznych dla siedlisk<br />

uboższych troficznie: Polycnemum arvense, Herniaria hirsuta, Hierniaria glabra oraz gatunków<br />

siedlisk okresowo nadmiernie uwilgotnionych, takich, jak: Illecebrum verticillatum, Radiola<br />

linoides, Isolepis setacea, Hypericum humifusum, Juncus capitatus, Centunculus mi-<br />

345

Teresa Skrajna, Helena Kubicka<br />

nimus, Centaurium pulchellum, Gnaphalium luteoalbum, Peplis portula.<br />

Przez cały czas prowadzenia upraw konieczne byłoby gromadzone banku nasion o dużej<br />

puli genowej. W trakcie realizacji ochrony chwastów niezbędny będzie monitoring, rejestrujący<br />

aspekty zmian sezonowych w agrofitocenozach.<br />

Pozytywnym aspektem ochrony chwastów poza zabezpieczaniem ich różnorodności<br />

biologicznej jest możliwość wykorzystania barwnych agrofitocenoz zbóż w aspekcie letnim<br />

jako obiektów dydaktycznych. Bardzo przydatne będą doświadczenia członków ,,Klubu<br />

Przyrodników”, którzy w zakładzie doświadczalnym w Owczarach jako pierwsi przeprowadzili<br />

pilotażowy program ochrony chwastów w kraju.<br />

Dotychczas brak jest doniesień o występowaniu roślinności segetalnej w materiałach<br />

kolekcyjnych oraz nieliczne są ośrodki prowadzące ich ochronę.<br />

4. wnioski<br />

1. Zachowanie ginących gatunków chwastów jest obowiązkiem Polski ze względu na ratyfikację<br />

międzynarodowej konwencji z 1992 r. o zachowaniu bioróżnorodności.<br />

2. Uprawa zachowawcza chwastów w kulturach rolniczych powinna być prowadzona<br />

w tradycyjnym systemie agrotechniki.<br />

3. Wieloletni wysiew pojedynczych ziarniaków zbóż był prawdopodobnie przyczyną braku<br />

występowania w uprawach kolekcyjnych żyta w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie typowych<br />

speirochorów, takich jak: Centaurea cyanus, Agrostemma githago, Vicia tetrasperma,<br />

Vicia villosa, Consolida regalis i inne.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Herbich J. 1986. Projekt ochrony chwastów polnych. Acta Univ. Łódź., Folia sozol.:<br />

199–203.<br />

Jackowiak B. 1990. Antropogeniczne przemiany roślin naczyniowych Poznania. Wyd.<br />

Nauk. UAM, Poznań, ser. Biol. 42: 1-232.<br />

Korniak T. 1992. Flora segetalna północno-wschodniej Polski, jej przestrzenne zróżnicowanie<br />

i współczesne przemiany. Acta Acad. Agricult. Tech. Olst. Agricult. 53 Suppl. A: 5-76.<br />

Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H., Zając A., Zając M. 2002. Flowering plants and pteridophytes<br />

of Poland – a checlist. Krytyczna lista roślin naczyniowych Polski. Szafer W.<br />

Institute od Botany, Polish Academy of Sciences: 1-442.<br />

Pawłowski B. 1972. Skład i budowa zbiorowisk roślinnych oraz metody ich badania. W:<br />

Szafer W., Zarzycki K. (red.). Szata roślinna Polski. PWN, Warszawa 1: 237-268.<br />

Ratyńska H., Boratyński A. 2000. Czynna ochrona roślin i zbiorowisk segetalnych<br />

i ruderalnych. Przegląd Przyrodniczy 11(2-3): 43-56.<br />

Ratyńska H. 2003. Zanim zginą maki i kąkole. Wyd. Klubu Przyr. Świebodzin: 4-50.<br />

346

Aktualny stan i możliwości ochrony flory segetalnej w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

Rutkowski L. 2007. Klucz do oznaczania roślin naczyniowych Polski niżowej. Wyd.<br />

Nauk. PWN, Warszawa: 5-822.<br />

Siciński J.T. 2001. Gatunkowa różnorodność biologiczna chwastów segetalnych i jej zagrożenia<br />

w Polsce. Acta Univ. Łódź; Folia bot. 16: 73-86.<br />

Sokołowski A.W. 1989. Ubożenie roślinności segetalnej i problem jej ochrony. Parki Narodowe<br />

i Rezerwaty Przyrody 1: 45-50.<br />

Warcholińska A.U. 1994. List of threatened segetal plant species in Poland. In: Mochnacky<br />

S., Terpo A. (eds). Antropization and environment of rural settlements. Flora and<br />

vegetation. Proceedings of International Conference. Sattoraljaujhely: 206–219.<br />

347

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Teresa Skrajna*, Helena Kubicka**<br />

BIORÓŻNORODNOŚCI ZBIOROWISK CHWASTÓW A ZAPAS DIASPOR<br />

W GLEBIE W KOLEKCJACH OGRODU BOTANICZNEGO W POWSINIE<br />

BIODIVERSITY OF WEED COMMUNITIES AND SOIL DIASPORE<br />

RESERVES IN COLLECTIONS OF BOTANICAL GARDEN IN POWSIN<br />

Słowa kluczowe: bioróżnorodność, kolekcja, zapas, chwasty.<br />

Key words: biodiversity, collection, diaspor, weeds.<br />

Studies on soil diaspore reserves were carried out between 2006 and 2007 in collection<br />

cultivations of the Botanical Garden in Powsin. Contest of weed diaspores in soil layer<br />

(0–30 cm) of plant collections varied qualitative and quantitative. Most diaspores were found<br />

in the upper, 0–10 cm soil layer and the seeds were the most species-differentiated there.<br />

In total, diaspores of 70 taxa were identified, of which 66 in collections of perennials and 36<br />

in collections of annual rye. In perennial cultivations smaller number of diaspores was noted<br />

(20 464 items/m 2 ), comparing with collections of annual rye (69 500 items/m 2 ). Soil diaspore<br />

bank was composed mainly of seeds of 6 species. Soil diaspore diversity was less than variety<br />

of weeds species, growing in all studied collection cultivations. Biodiversity index in<br />

collection cultivations was relatively high, however these values were lower for diaspore reserves<br />

than for weed species growing on the soil surface. Domination index was small both<br />

for weed individuals and diaspore bank. Depending on the type of collection cultivation, differences<br />

in species composition of soil diaspore reserves were observed.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Glebowy zapas nasion w aspekcie wieloletnim zapewnia stabilność i różnorodność gatunkową<br />

wykształcających się zbiorowisk roślin, jest potencjalnym źródłem zachwaszcze-<br />

* Dr inż. Teresa Skrajna – Katedra Ekologii Rolniczej, Akademia Podlaska, ul. Prusa 14,<br />

08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 92; e-mail: ekord@ap.siedlce.pl<br />

** Doc. dr hab. inż. Helena Kubicka – Centrum Zachowania Różnorodności Biologicznej PAN,<br />

Ogród Botaniczny w Powsinie, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; tel.: 22 648 38 56 w. 223<br />

lub 217; e-mail: helenakubicka@wp.pl<br />

348

Bioróżnorodności zbiorowisk chwastów a zapas diaspor w glebie w kolekcjach ogrodu...<br />

nia łanów roślin uprawnych [Wesołowski i in. 1994, Falińska i in. 1994]. Wielkość zachwaszczenia<br />

zależy nie tylko od obecności diaspor w glebie, ale przede wszystkim od czynników<br />

siedliskowych (troficzność i wilgotność) oraz zabiegów agrotechnicznych [Wesołowski<br />

i in. 1997, Wesołowski, Woźniak 2001, Blecharczyk i in. 2000, Waniec i in. 2001, Swanton<br />

i in. 2000], które stymulują lub hamują kiełkowanie i rozwój chwastów [Feledyn-Szewczyk,<br />

Duer 2006]. W sprzyjających warunkach rezerwa nasion w glebie może się ujawnić<br />

jako zachwaszczenie aktualne [Skrzyczyńska i in. 1994].<br />

Zróżnicowanie gatunkowe chwastów występujących na polu w jednym okresie wegetacyjnym<br />

stanowi jedynie niewielki ułamek flory potencjalnej, reprezentowanej przez bogaty<br />

rezerwuar diaspor w glebie [Zanin i in. 1992]. Głównym źródłem diaspor w glebie jest ich<br />

osypywanie z roślin tworzących zbiorowisko chwastów oraz nasion pochodzących z zewnątrz,<br />

nierzadko przybyłych ze znacznej odległości [Radosevich i in. 1997].<br />

2. MATERIAŁ I METODA<br />

Na terenie Ogrodu Botanicznego w Powsinie w latach 2006-2007 prowadzono badania<br />

całokształtu zachwaszczenia upraw kolekcyjnych. Obejmowały one obserwację składu<br />

florystycznego fitocenoz towarzyszących uprawom kolekcyjnym oraz zapasu diaspor<br />

w glebie. Wyznaczono osiem stałych powierzchni obserwacyjnych: pięć w kolekcjach roślin<br />

wieloletnich (bylin, irysów, peonii, ziół) i trzy w kolekcjach jednorocznych (kolekcje<br />

żyta ozimego). Obserwacje zachwaszczenia aktualnego prowadzono od maja do sierpnia,<br />

w odstępach miesięcznych, 4-krotnie w ciągu sezonu wegetacyjnego. W celu dokonania<br />

oceny ilościowo-jakościowej zbiorowisk chwastów badania prowadzono na 1 m 2 , w trzech<br />

powtórzeniach dla każdej powierzchni. W celu określenia zachwaszczenia potencjalnego<br />

na tych samych powierzchniach wiosną pobierano po trzy zbiorcze próbki gleby z warstwy<br />

0-30 cm, metodą Pawłowskiego. Pobrano je cylindrem o średnicy 82 mm z trzech poziomów<br />

(0-10 cm, 10-20 cm i 20-30 cm). Każda próbka zbiorcza składała się z trzech próbek<br />

pojedynczych.<br />

W celu oddzielenia diaspor chwastów od fazy stałej gleby przemywano próbki wodą,<br />

na sitach o średnicy oczek 0,25 mm, a następnie po wysuszeniu ręcznie wybierano z nich<br />

owoce i nasiona chwastów.<br />

Nomenklaturę botaniczną występujących taksonów przyjęto za Mirkiem i in. [2002].<br />

Poszczególne uprawy kolekcyjne różniły się odmienną pielęgnacją, a kolekcje żyta i ziół<br />

zmianowaniem. W wieloletnich uprawach bylin zachwaszczenie ograniczano mechanicznie,<br />

w peoniach dodatkowo zastosowano mulczowanie korą, a w uprawach żyta - stosowano<br />

jednorazowo herbicyd.<br />

Bioróżnorodność zbiorowisk oraz skład glebowego banku nasion określono na podstawie<br />

wskaźników ekologicznych: różnorodności Shannona-Wienera (H’) i dominacji Simsona<br />

(SI) [Krebs 2001, Topham, Lawson 1982]:<br />

349

Teresa Skrajna, Helena Kubicka<br />

S<br />

H= - Σ (pi) (log n<br />

pi); C = Σ pi 2 ,<br />

i=1<br />

gdzie:<br />

S = liczba gatunków,<br />

pi = stosunek liczby osobników i-tego gatunku do całkowitej liczebności wszystkich osobników.<br />

Do zbadania zależności pomiędzy liczbą diaspor w profilach a uprawą zastosowano<br />

test χ 2 . Test ten zastosowano również do zbadania zależności pomiędzy liczbą gatunków<br />

dominujących a uprawą. Do zbadania siły związku tych zależności zastosowano współczynnik<br />

V Crammera [Sobczyk 2007].<br />

Celem badań było poznanie bioróżnorodności i zależności pomiędzy składem gatunkowym<br />

glebowego zapasu diaspor a składem zbiorowisk zachwaszczających wybrane kolekcje<br />

w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie.<br />

3. WYNIKI<br />

W badanych kolekcjach ogółem w ciągu dwóch sezonów wegetacyjnych stwierdzono<br />

występowanie 75 gatunków chwastów, 69 w kolekcjach wieloletnich bylin i 44 w kolekcjach<br />

Secale cereale. W okresie wegetacyjnym występowało średnio w bylinach 1656<br />

szt/m 2 , a w życie 1483 szt/m 2 . O zachwaszczeniu aktualnym decydowało we wszystkich<br />

uprawach 9 gatunków. Były to: Stellaria media, Poa annua, Capsella bursa-pastoris, Lamium<br />

purpureum, Veronica arvensis, Arabidopsis thaliana, Erophila verna, Agropyron repens<br />

i Cerastium holosteoides (tab. 1). W uprawach bylin mocno zakrywających powierzchnię<br />

najliczniej występował krótkotrwały gatunek Erophila verna. W uprawach Secale cereale<br />

natomiast udział gatunków dominujących był bardziej wyrównany.<br />

Tabela 1. Skład gatunkowy oraz liczba sztuk dominujących chwastw na 1 m 2 w badanych kolekcjach<br />

w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

Table 1. Composition of species and number of individual dominant weeds on 1 m 2 in investigated<br />

collections in Botanical Garden in Powsin<br />

Kolekcja<br />

Byliny<br />

Geranium<br />

Irysy Peonie Zioła<br />

Secale<br />

cereale<br />

Secale<br />

cereale<br />

Secale<br />

cereale<br />

z kol.<br />

Średni % pokrycia 90 95 45 50 60 <strong>40</strong> <strong>40</strong> 50<br />

Średni % pokrycia chwastów 25 15 <strong>40</strong> 45 45 35 45 50<br />

Pokrycie w sztukach na 1 m 2 szt/m 2 szt/m 2 szt/m 2 szt/m 2 szt/m 2 szt/m 2 szt/m 2 szt/m 2<br />

Stellaria media 76 147 492 1115 471 181 223 431<br />

Poa annua 86 18 5 9 332 113 467 293<br />

350

Bioróżnorodności zbiorowisk chwastów a zapas diaspor w glebie w kolekcjach ogrodu...<br />

Capsella bursa-pastoris 5 16 23 9 56 287 182 104<br />

Lamium purpureum 16 9 4 15 38 54 65 69<br />

Juncus bufonius 14 2 1 65 70 3 52<br />

Veronica arvensis 6 10 44 21 22 4 100 63<br />

Arabidopsis thaliana 44 35 37 9 101 98 242 218<br />

Erophila verna 424 367 146 32 307 58<br />

Lamium amplexicaule 17 17 7 3 7 64 21<br />

Agropyron repens 1 23 <strong>40</strong> 110 1 97 45<br />

Cerastium vulgatum 67 4 389 32 220 30 15<br />

Taraxacum officinale 7 11 72 6 46 5 13<br />

Senecio vernalis 16 16 5 30 41<br />

Myosotis stricta 2 9 26 12 2 23<br />

Echinochloa crus-galli 4 1 68 699 57 1<br />

Chenopodium album 4 2 12 7 2 30<br />

Veronica triphyllos 12 39 37 36 5 9<br />

Veronica hederifolia 12 85 34 3 3<br />

Matricaria maritima sp. inodora 2 71 22 13<br />

Spergula arvensis 4 6 11 6 5 12<br />

Vicia hirsuta 2 3 25 1<br />

Conyza canadensis 8 38 18<br />

Rumex acetosella 8 34<br />

Veronica persica 9 3 20 7<br />

Arenaria serpyllifolia 7 26 14 6 1 3 3<br />

Geranium pusillum 88 3 35 4 33 9<br />

Erodium cicutarium 4 8 16 1 16 3<br />

Geranium pusillum 4 3 13 5 1 3<br />

Cardaminopsis arenosa 11 3 11 1<br />

Equisetum arvense 14 61 14<br />

Convolvulus arvensis 13 10<br />

Trifolium arvense 13 5<br />

Sonchus arvensis 1 8 21<br />

Hypericum perforatum 4 25<br />

Viola arvensis 1 7 4 14 5<br />

Portulaca oleracea 31 243<br />

Galinsoga parviflora 61 75 4<br />

Sonchus oleraceus 6 15<br />

Spergularia rubra 23<br />

Fumaria officinalis 4 24<br />

Inne 44 37 90 15 53 23 20 26<br />

Razem sztuk na 1 m 2 890 935 1717 2<strong>40</strong>4 2339 1061 1568 1483<br />

Liczba gatunków 35 30 <strong>40</strong> 38 37 29 25 30<br />

Współczynnik różnorodności 2,3558 2,0584 2,5029 2,3855 2,6643 2,2907 2,144 2,315<br />

Współczynnik dominacji 0,1338 0,21858 0,1508 0,13575 0,10525 0,17058 0,1609 0,15778<br />

Na pewną zależność pomiędzy rodzajem byliny lub kolekcją Secale cereale a gatunkami<br />

dominującymi w zachwaszczeniu wskazuje wartość testu χ 2 chi kwadrat - (tab. 2). Zależność<br />

ta jednak nie jest zbyt silna, o czym świadczy niski wskaźnik współczynnika V.<br />

351

Teresa Skrajna, Helena Kubicka<br />

Tabela 2. Wartość testu chi kwadrat obrazującego zależność między liczbą gatunków dominujących<br />

a kolekcją upraw wieloletnich lub żyta<br />

Table 2. The value of χ 2 test between number of dominant species and collection of perennial<br />

cultivation or rye<br />

Wyszczególnienie Wartość testu χ 2 emp Wartość testu χ 2 tab Współczynnik Cramera-V<br />

Byliny wieloletnie 561 26,292 0,22<br />

Secale cereale 613 15,507 0,34<br />

Zanieczyszczenie 0-30 cm warstwy gleby diasporami chwastów w analizowanych kolekcjach<br />

było zróżnicowane zarówno pod względem gatunkowym, jak i ilościowym. Ogółem<br />

zidentyfikowano diaspory należące do 70 taksonów, 66 w kolekcjach wieloletnich bylin i 36<br />

w kolekcjach Secale cereale.<br />

Znacznie mniej nasion i owoców chwastów było pod trwałymi uprawami bylin, średnio<br />

20 464 szt/m 2 , niż w kolekcjach Secale cereale, gdzie ich liczba średnio wynosiła 69 500<br />

szt/m 2 . Zapas diaspor we wszystkich glebach kształtowało głównie 6 gatunków.<br />

Najliczniej reprezentowane były taksony drobnonasienne oraz drobnoowocowe<br />

(tab. 3), takie jak:<br />

● Chenopodium album,<br />

● Stellaria media,<br />

● Arenaria serpyllifolia,<br />

● Raphanys raphanistrum,<br />

● Echinochloa crus-galli.<br />

Z dużą obfitością wystąpiły też ziarniaki:<br />

● Agrostis sp. w Irysach,<br />

● Holcus lanatus w Peoni,<br />

● Picea sp.,<br />

● Papaver argemone,<br />

● Polygonum lapathifolium sp.,<br />

● Myosotis stricta w Secale cereale.<br />

Tabela 3. Skład gatunkowy i liczba nasion dominujących gatunków chwastów na 1 m 2 w 0–30 cm<br />

warstwie gleby pod badanymi kolekcjami w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

Table 3. Composition of species and seeds number of dominant weeds on 1 m 2 in 0–30 cm surface<br />

of soil under investigeted collections in Botanical Garden in Powsin<br />

Kolekcja<br />

Byliny<br />

Geranium<br />

Irysy Peonie Zioła<br />

Secale<br />

cereale<br />

Secale<br />

cereale<br />

Secale<br />

cereale<br />

z kol.<br />

Głębokość<br />

0-30 cm 0-30 cm 0-30 cm 0-30 cm 0-30 cm 0-30 cm 0-30 cm 0-30 cm<br />

Chenopodium album 4845 4165 76925 7905 16745 3<strong>40</strong>00 19720 19720<br />

Arenaria serpyllifolia 3230 2210 4930 1190 2890 9010 37<strong>40</strong> 37<strong>40</strong><br />

352

Bioróżnorodności zbiorowisk chwastów a zapas diaspor w glebie w kolekcjach ogrodu...<br />

Raphanus raphanistrum 765 1105 1190 3<strong>40</strong> 680 1530 1020 1020<br />

Stellaria media 1190 1275 3<strong>40</strong>0 1785 20<strong>40</strong> 1445 5355 5355<br />

Echinochloa crus-galli 595 1785 765 3910 85 5865 2550 2550<br />

Fallopia convolvulus 425 85 3<strong>40</strong> 255 85 425 425<br />

Spergula arvensis 1105 680 85 510 1275<br />

Setaria sp. 765 510 255 255<br />

Galeopsis tetrahit 85 170 170 510<br />

Amaranthus retroflexus 255 2125<br />

Vicia hirsuta 85 255 255 3<strong>40</strong><br />

Lamium amplexicaule 85 935 765 170<br />

Melilotus albus 85 170 425 85<br />

Cerastium vulgatum 1020 680 935 3910<br />

Papaver argemone 255 170 85 2550 1360<br />

Sambucus nigra 170 170 510 425 3<strong>40</strong> 85<br />

Trifolium repens 85 170 85<br />

Polygonum aviculare 85 595<br />

Fumaria officinalis 85 3<strong>40</strong> 595 255<br />

Viola arvensis 3<strong>40</strong> 255 765 510 3<strong>40</strong><br />

Agrostis sp. 26945 255<br />

Rumex crispus 255 255 680<br />

Picea sp. 170 85 37<strong>40</strong><br />

Polygonum persicaria 425 170 85<br />

Rumex acetosella 170 680 2125<br />

Matricaria maritima sp.<br />

inodora<br />

255 85 255<br />

Urtica dioica 255 510 170<br />

Datura stramonium 3<strong>40</strong> 85<br />

Polygonum lapathifolium sp. 85 1530<br />

Taraxacum officinale 170 85 1360 85<br />

Berberys sp. 595<br />

Sorbus aucuparia 425<br />

Rubus sp. 510<br />

Holcus lanatus 3<strong>40</strong> 1785<br />

Festuca pratensis 850<br />

Phleum pratense 1360<br />

Galinsoga sp. 425 425<br />

Lamium purpureum 680<br />

Myosotis strica 2975 5355 3<strong>40</strong><br />

Arabidopsis thaliana 850<br />

Inne 1020 1445 1615 765 1020 425 510 170<br />

Liczba nasion 16150 14535 122230 22185 28985 71145 46580 90780<br />

Liczba gatunków 23 21 23 28 27 19 21 19<br />

Współczynnik różnorodności<br />

2,3872 2,3105 2,4871 2,317 1,8118 1,9197 2,0751 1,5555<br />

Współczynnik dominacji 0,15075 0,1439 0,13354 0,17829 0,3527 0,2624 0,21986 0,30014<br />

Pionowe rozmieszczenie glebowego zapasu diaspor w 0–30 cm warstwie było zróżnicowane<br />

zależnie od rodzaju kolekcji. W uprawach bylin największa liczba diaspor znajdo-<br />

353

Teresa Skrajna, Helena Kubicka<br />

wała się w 0–10 cm warstwie gleby, była ona zarazem najbardziej zróżnicowana gatunkowo<br />

(16–24 gatunki). Pod kolekcjami Secale cereale natomiast liczba diaspor w poszczególnych<br />

poziomach była zróżnicowana w całym profilu. Jednak we wszystkich badanych glebach<br />

najuboższa gatunkowo była warstwa 20–30 cm (8–13 w bylinach i 7–14 w Secale cereale.<br />

Możemy stwierdzić, że liczba diaspor w poszczególnych poziomach zależy od rodzaju<br />

uprawy kolekcyjnej. Świadczy o tym o wiele większa wartość testu χ 2 niż wartość tabelaryczna.<br />

Zależność ta jest jednak słaba (tab. 4).<br />

Tabela 4. Wartość testu chi kwadrat obrazującego zależność pomiędzy liczbą diaspor w profilu<br />

glebowym a rodzajem upraw wieloletnich lub żyta<br />

Table 4. The value of χ 2 test between number of diaspore in soil profile and kind of perennial<br />

cultivation or rye<br />

Wyszczególnienie Wartość testu χ 2 emp. Wartość testu χ 2 tab. Współczynnik Cramera V<br />

Byliny wieloletnie 1902 15,507 0,22<br />

Secale cereale 31 902 5,991 0,29<br />

Z przedstawionej analizy składu gatunkowego zbiorowisk towarzyszących uprawom<br />

kolekcyjnym i składu gatunkowego glebowego zapasu diaspor wynikają znaczne rozbieżności.<br />

We wszystkich kolekcjach liczba gatunków występujących w uprawach była wyższa<br />

niż liczba oznaczonych gatunków diaspor w glebie. Jednocześnie w kolekcjach Secale cereale<br />

różnica między liczbą gatunków występujących na powierzchni i w glebie była najmniejsza.<br />

Najbogatszy skład gatunkowy, a zarazem najmniejsze podobieństwo z glebowym<br />

bankiem, charakteryzował kolekcję irysów.<br />

Duże zróżnicowanie zachwaszczenia analizowanych kolekcji w porównaniu z zapasem<br />

diaspor w glebie potwierdzają wartości wskaźników ekologicznych. Wskaźnik bioróżnorodności<br />

we wszystkich uprawach kolekcyjnych był wysoki i wartości te były większe w zachwaszczeniu<br />

niż w zapasie diaspor. Mniejsze wartości wskaźnik ten osiągnął jedynie w zachwaszczeniu<br />

bylin i były to najmniejsze wartości we wszystkich analizowanych kolekcjach.<br />

Największą wartość wskaźnik bioróżnorodności osiągnął w zachwaszczeniu ziół i irysów.<br />

Współczynnik dominacji natomiast był niski zarówno w zachwaszczeniu, jak i w zapasie<br />

diaspor, większe jego wartości notowano jedynie w glebowym banku nasion, pod ziołami<br />

i kolekcją żyta.<br />

4. DYSKUSJA<br />

Bank nasion chwastów reprezentują nie tylko obecne, ale i dawniejsze zbiorowiska [Bochenek<br />

1998]. Może to częściowo tłumaczyć wyniki badań stwierdzających różnice w występowaniu<br />

ilościowym i gatunkowym w zapasie diaspor w glebie i w zachwaszczeniu na<br />

powierzchni. Dotychczasowe opracowania wskazują na brak jednoznacznych zależności<br />

354

Bioróżnorodności zbiorowisk chwastów a zapas diaspor w glebie w kolekcjach ogrodu...<br />

między zachwaszczeniem łanu a składem ilościowym i gatunkowym diaspor chwastów<br />

w glebie. Zapas diaspor jest często bogatszy niż aktualne zachwaszczenie łanów [Wesołowski<br />

1982; Skrzyczyńska i in. 1994; Feledyn-Szewczyk, Duer 2007].<br />

W badanych zachwaszczenich kolekcji na terenie Ogrodu Botanicznego w Powsinie<br />

zależności te kształtują się odmiennie, co wynika ze specyfiki uprawy. Najbardziej podobne<br />

wyniki do uzyskanych przez innych autorów otrzymano jedynie w kolekcjach żyta, gdzie<br />

zmianowanie i agrotechnika była najbardziej zbliżona do ogólnie stosowanych w uprawie<br />

zbóż.<br />

Najmniejszy zapas diaspor w glebie na terenie Ogrodu Botanicznego w Powsinie charakteryzował<br />

kolekcje bylin, na co miało wpływ wieloletnie pokrycie powierzchni. Podobne<br />

tendencje obserwował Wojciechowski i Sowiński [2007] w badaniach nad wpływem trwałego<br />

zadarniania powierzchni oraz obsiewu ugorowanego pola rutwicą na wielkość zapasu<br />

diaspor chwasty w glebie, bo jak podają Czarnocka [1997] i Bochenek [2000] zapas nasion<br />

chwastów w glebie zmniejsza się w toku kolejnych etapów sukcesji.<br />

5. Wnioski<br />

1. We wszystkich badanych uprawach kolekcyjnych w Ogrodzie Botanicznym w Powsinie<br />

liczba gatunków w glebie była mniejsza niż na powierzchni.<br />

2. Podobieństwo glebowego zapasu diaspor z zachwaszczeniem upraw było największe<br />

w kolekcjach Secale cereale.<br />

3. Wieloletnie zakrywanie powierzchni przez byliny prowadziło do zmniejszenia zapasu<br />

diaspor.<br />

4. Wieloletnią kolekcję irysów charakteryzował najbogatszy i najmniej podobny skład gatunkowy<br />

glebowego zapasu nasion i flory naziemnej.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Blecharczyk A., Małecka I., Skrzypczak G. 2000. Wpływ wieloletniego zmianowania<br />

i monokultury na zachwaszczenie jęczmienia jarego. Annales UMCS, Agricultura<br />

sectio E, 55 sup.: 17–23.<br />

Bochenek A. 1998. Ekofilozoficzne uwarunkowania dynamiki glebowego banku nasion<br />

chwastów. Post. Nauk Rol. 6: 83–98.<br />

Bochenek A. 2000. Wpływ czynników biotycznych i zabiegów uprawowych na glebowy<br />

bank chwastów. Post. Nauk Rol. 2: 19–29.<br />

Czarnocka B. 1997. Strategie adaptacyjne roślin a skład gatunkowy fitocenoz. Wiad.<br />

Bot. 41: 33–42.<br />

Falińska K., Jankowska-Błaszczuk M., Szydłowska J. 1994. Bank nasion w glebie<br />

a dynamika roślinności. Wiad. Bot. 38(1/2): 35–46.<br />

355

Teresa Skrajna, Helena Kubicka<br />

Feledyn-Szewczyk B., Duer I. 2006. Zastosowanie wskaźników ekologicznych do<br />

analizy glebowego banku nasion chwastów. Fragm. Agron. 4 (92): 67–78.<br />

Feledyn-Szewczyk B., Duer I. 2007. Podobieństwo glebowego banku nasion i aktualnego<br />

zachwaszczenia łanu pszenicy jarej w różnych systemach produkcji rolnej. Annales<br />

UMCS, Agricultura sectio E, 62(2): 157–167.<br />

Krebs Ch.J. 2001. Ekologia. PWN, Warszawa.<br />

Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H., Zając A., Zając M. 2002. Flowering plants and pteridophytes<br />

of Poland – a checlist. Krytyczna lista roślin naczyniowych Polski. W. Szafer<br />

Institute od Botany, Polish Academy of Sciences: 1–442.<br />

Santon C.J., Shrestha A., Knezevic S.Z., Roy Roy R.C., Ball-Coelho B.R.<br />

2000. Influence of tillage type on vertical weed seedbank distribution in a sandy soil.<br />

Can. J. Plant Sci. 80, 2: 455–457.<br />

Skrzyczyńska J.,Skrajna T., Brodowski H. 1994. Zawartość diaspor chwastów<br />

w glebie a zachwaszczenie łanów roślin uprawnych w RZD Zawady. w: Mat. na XVII<br />

Krajową Konferencję nt. ,,Przyczyny i źródła zachwaszczenia pól uprawnych”. Olsztyn-<br />

Bęsia, Wyd. ART: 27–32.<br />

Sobczyk M. 2007. Statystyka. PWN, Warszawa.<br />

Waniec M., Nowicki J., Szwejkowski Z., Buczyński G. 2001. Wpływ nawożenia<br />

obornikiem i gnojowicą na zachwaszczenie kukurydzy w zmianowaniach na glebie<br />

średniej. Frag. Agron. 2: 71–79.<br />

Wesołowski M. 1982. Zapas nasion chwastów w niektórych glebach południowowschodniej<br />

i środkowej Polski. Cz. I. Gleby bielicowe. Annales UMCS, Agricultura sectio<br />

E, 37 (2): 9–22.<br />

Wesołowski M., Woźniak A., Bentkowski M., Kwiatkowski C. 1994. Zachwaszczenie<br />

powierzchniowej warstwy gleby ściernisk zbożowych Płaskowyżu Nałęczowskiego.<br />

W: Mat. na XVII Krajową Konferencję nt. ,,Przyczyny i źródła zachwaszczenia<br />

pól uprawnych”. Olsztyn-Bęsia, Wyd. ART: 33–39.<br />

Wesołowski M., Bentkowski M., Kwiatkowski C., Woźniak A. 1997. Zachwaszczenie<br />

warstwy ornej gleb lessowych Płaskowyżu Nałęczowskiego w zależności od formy<br />

uprawnej zbóż i rzeźby terenu. Acta Agrobotanica 50,1–2: 77–86.<br />

Wesołowski M., Woźniak A. 2001. Zachwaszczenie aktualne i potencjalne zbóż jarych<br />

w różnych systemach następstwa roślin. Acta Agrobotanica 54,1: 175–190.<br />

Wojciechowski W., Sowiński J. 2007. Wpływ sposobu zagospodarowania pól na zapas<br />

diaspor chwastów w glebie. Annales UMCS, Agricultura sectio E, 62(2): 33–39.<br />

Radosevich S., Holt J., Ghersa C. 1997. Weed ecology: implications for management.<br />

John Wiley and Sons, Inc.<br />

Zanin G., Mosca G., Catizone P. 1992. A profile of the potential flora in mazie fields of<br />

the Po Valley. Weed Res. 32: <strong>40</strong>7–418.<br />

356

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Joanna Szyszlak-Bargłowicz*, Wiesław Piekarski*<br />

ZAWARTOŚĆ WYBRANYCH PIERWIASTKÓW METALI CIĘŻKICH<br />

W BIOMASIE ŚLAZOWCA PENSYLWAŃSKIEGO<br />

(SIDA HERMAPHRODITA RUSBY)<br />

CONTENT OF CHOSEN HEAVY METALS IN BIOMASS OF VIRGINIA<br />

FANPETALS (SIDA HERMAPHRODITA RUSBY)<br />

Słowa kluczowe: biomasa, ślazowiec pensylwański, (Sida hermaphrodita Rusby), metale ciężkie.<br />

Key words: biomass, Virginia fanpetals, (Sida hermaphrodita Rusby), heavy metals.<br />

Energy utilization of Virginia fanpetals (Sida hermaphrodita Rusby) concerns mainly biomass<br />

of its steams and leaves, harvested mainly in late autumn and winter. Heavy metals<br />

present in the biomass play significant role during incineration.<br />

Condensation of volatile metals leads to formation of submicron particles of fly ash (aerosols).<br />

These particles are hard to filter in ash filters and they pose ecological and health<br />

threats.<br />

In this paper results of research on content of chosen heavy metals: Cd, Pb, Zn, Cu in<br />

leaves and stems of Virginia fanpetals were presented. The statistical analysis of obtained<br />

results showed essential statistically differences in Cg, Cu and Zn content in the biomass<br />

of leaves and stalks Virginia fanpetals. Content of Cd, Pb, Zn, Cu in leaves of Virginia fanpetals<br />

was not excessive (toxic).<br />

When compared to requirements set in German norm DIN 51731, biomass of leaves and<br />

stems of Virginia fanpetals characterized with lower than permissible content of Cd, Pb and<br />

Zn. Among analysed elements only content of Cu in leaves of Virginia fanpetals was significantly<br />

higher than content permitted by this norm.<br />

* Dr inż. Joanna Szyszlak-Bargłowicz i prof. dr hab. inż. Wiesław Piekarski - Katedra Energetyki<br />

i Pojazdów, Wydział Inżynierii Produkcji, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie, ul. Głęboka 28,<br />

20-612 Lublin; tel.: 81 445 61 79; e-mail: joanna.szyszlak@up.lublin.pl<br />

357

Joanna Szyszlak-Bargłowicz, Wiesław Piekarski<br />

1. Wprowadzenie<br />

Wykorzystanie odnawialnych źródeł energii dla wielu państw staje się ważnym elementem<br />

bezpieczeństwa energetycznego. Spowodowane to jest wzrastającymi cenami energii<br />

oraz pierwszymi oznakami działalności człowieka, które dotyczą zmian klimatu. Jednym<br />

z możliwych do wykorzystania odnawialnych źródeł jest biomasa [Wiese, Kujawski 2006].<br />

To właśnie biomasie przypisano dominującą rolę w przyjętej dla Polski nowej strategii rozwoju<br />

źródeł odnawialnych [Domański 2006].<br />

Prawo energetyczne nakłada na wytwórców energii elektrycznej obowiązek posiadania<br />

określonej ilości tzw. zielonej energii w rocznej sprzedaży energii – w 2010 r. ma to być 9%.<br />

W rozporządzeniu Ministra Gospodarki w sprawie szczegółowego zakresu obowiązków uzyskania<br />

i przedstawienia do umorzenia świadectw pochodzenia, uiszczenia opłaty zastępczej<br />

oraz zakupu energii elektrycznej i ciepła wytworzonych w odnawialnych źródłach energii [2005]<br />

określono ilościowy udział biomasy pochodzącej z upraw energetycznych we współspalanej<br />

biomasie. W roku 2008 ma on wynosić 5% i zwiększać się aż do 60% w roku 2014.<br />

Zaspokojenie zapotrzebowania na biomasę wiązać się będzie z tworzeniem plantacji<br />

wielkoobszarowych, często lokalizowanych na obszarach gruntów rolnych odłogowanych<br />

i zdegradowanych, wymagających zagospodarowania i rekultywacji. Można przypuszczać,<br />

że skład chemiczny biomasy będzie zmieniał się pod wpływem różnych warunków glebowych.<br />

Skład chemiczny, w tym zawartość poszczególnych pierwiastków metali ciężkich,<br />

może mieć znaczący wpływ na jakość przetwarzanego surowca [Srogi 2007]. Słoma, ziarna<br />

i trawy zawierają znacznie mniejsze ilości metali ciężkich niż drewno i kora. Wynika to<br />

z długiego okresu wegetacji drzew, co powoduje większą akumulację w nich metali ciężkich.<br />

Większym stężeniom metali ciężkich w leśnym drewnie sprzyja również mniejsza<br />

wartość pH gleb leśnych, co zwiększa rozpuszczalność większości soli metali ciężkich<br />

[Rybak 2006].<br />

Aktualnie potrzebne są charakterystyki jakościowe paliw wytwarzanych na bazie biomasy<br />

pozyskiwanej z roślin energetycznych, ponieważ biomasa od różnych producentów,<br />

ze względu na silnie rozproszoną podaż i zróżnicowane źródła pochodzenia, będzie się<br />

istotnie różnić [Szczukowski, Stolarski 2005].<br />

Rozważając możliwość wykorzystania biomasy na cele energetyczne, zwrócono uwagę<br />

na ślazowiec pensylwański (Sida hermaphrodita Rusby) [Styk, Styk 1994; Borkowska,<br />

Styk 2003; Kowalczyk-Juśko 2005; Gadomski 2005]. Łodygi ślazowca pensylwańskiego dostarczają<br />

dużej ilości suchej masy, którą można wykorzystać jako produkt do spalania bezpośrednio<br />

po zebraniu z pola [Szyszlak i in. 2006]. Energetyczny kierunek wykorzystania tej<br />

rośliny dotyczy przede wszystkim biomasy (łodygi i liście), najczęściej zbieranej w okresie<br />

późnej jesieni i zimowym, po zakończeniu wegetacji [Antonkiewicz 2005; Borkowska, Styk<br />

2003; Borkowska, Styk 2006].<br />

358

Zawartość wybranych pierwiastków metali ciężkich w biomasie ślazowca pensylwańskiego...<br />

2. Materiał i metody<br />

Próbki materiału roślinnego pochodziły z doświadczenia polowego, w którym uprawiano<br />

ślazowiec pensylwański, na powierzchni 0,4 ha. Doświadczenie zostało założone na glebie<br />

o składzie granulometrycznym przedstawionym w tabeli 1.<br />

Tabela 1. Skład granulometryczny gleby, na której założono doświadczenie polowe<br />

Table 1. Granulometric composition of soil on in which the experiment was established<br />

Skład mechaniczny [%]<br />

Pył<br />

(0,01–0,02 mm)<br />

30 35 35<br />

Piasek<br />

(2,0–0,01) mm<br />

Czastki spławialne<br />

(

Joanna Szyszlak-Bargłowicz, Wiesław Piekarski<br />

Centrum Akredytacji (Certyfikat Akredytacji o <strong>Nr</strong> AB 312, wydany 16 października 2006 r.).<br />

Zastosowano następujące metody analityczne:<br />

I. Analiza próbek gleby mineralnej:<br />

● pH, PN–ISO 10390:1997;<br />

● fosfor, KQ/PB–07* (gleby węglanowe);<br />

● potas, KQ/PB–07* (gleby węglanowe);<br />

● magnez PN–R–0<strong>40</strong>20:1994 (gleby mineralne i węglanowe);<br />

● cynk, miedź PN–SO 11047:2001, PB–17 – metoda ASA;<br />

● ołów, kadm, PN–ISO 11047:2001, PB–47 – metoda ASA;<br />

● skład granulometryczny, PN R–0<strong>40</strong>62:1998, PB–33* – metoda areometryczna;<br />

● oznaczenie próchnicy, PB-34* – metoda Turina;<br />

Oznaczenie: * – metoda nieakredytowana.<br />

II. Analiza próbek materiału roślinnego:<br />

● cynk, miedź, mangan, PB–16 – metoda ASA,<br />

● kadm, ołów, PB–28 – metoda ASA.<br />

3. Wyniki badań i dyskusja<br />

Wartości pH gleby, na której uprawiany był ślazowiec pensylwański, były zbliżone.<br />

W pierwszym roku prowadzenia badań pH wynosiło 7,36, w drugi roku prowadzenia badań<br />

wynosiło 7,39 (gleby obojętne). Zawartość pierwiastków metali ciężkich w tej glebie przedstawiono<br />

w tabeli 2.<br />

Tabela 2. Zawartość pierwiastków metali ciężkich w glebie, na której uprawiany był ślazowiec<br />

pensylwański [badania własne]<br />

Table 2. Content of heavy metals in soil in which Virginia fanpetals was cultivated [Author’s own<br />

research]<br />

Pierwiastek Cd Pb Zn Cu<br />

Zawartość w 1. roku prowadzenia badań<br />

[mg∙kg -1 s.m.]<br />

0,3 11,36 56,11 14,95<br />

Zawartość w 2. roku prowadzenia badań<br />

[mg∙kg -1 s.m.]<br />

0,27 11,37 58,44 14,75<br />

Zawartość analizowanych pierwiastków metali ciężkich w liściach i łodygach ślazowca<br />

pensylwańskiego przedstawiono w tabeli 3. Wartości poprzedzone znakiem < oznaczają<br />

wartość poniżej granicy oznaczalności przyrządu pomiarowego.<br />

360

Zawartość wybranych pierwiastków metali ciężkich w biomasie ślazowca pensylwańskiego...<br />

Table 3.<br />

Pierwiastek<br />

Cd<br />

Pb<br />

Zn<br />

Cu<br />

Tabela 3. Zawartość wybranych pierwiastków metali ciężkich w biomasie ślazowca pensylwańskiego<br />

(badania własne)<br />

Content of chosen heavy metals in biomass of Virginia fanpetals (Author’s own research)<br />

Zawartość w 1. roku prowadzenia<br />

badań<br />

[mg∙kg -1 s.m.]<br />

Zawartość w 2. roku prowadzenia<br />

badań<br />

[mg∙kg -1 s.m.]<br />

Zawartość średnia<br />

[mg∙kg -1 s.m.]<br />

liście łodygi liście łodygi liście łodygi<br />

0,23-0,27

Joanna Szyszlak-Bargłowicz, Wiesław Piekarski<br />

Tabela 4. Zawartość wybranych pierwiastków metali ciężkich w niektórych rodzajach biomasy<br />

[Wisz, Matwiejew 2005]<br />

Table 4. Content of chosen heavy metals in chosen types of biomass [Wisz, Matwiejew 2005]<br />

Pierwiastek<br />

Cd<br />

Pb<br />

Zn<br />

Cu<br />

Zawartość [mg∙kg -1 s.m.]<br />

brykiet drzewny zrębki pelety brykiet ze słomy<br />

0,07-0,36<br />

1,95<br />

9,75-47,7<br />

8,46-23,6<br />

0,39-1,0<br />

2-6,93<br />

8,8-71,0<br />

14,0-25,7<br />

0,47<br />

Zawartość wybranych pierwiastków metali ciężkich w biomasie ślazowca pensylwańskiego...<br />

2) zawartość kadmu, ołowiu, cynku i miedzi w liściach i łodygach ślazowca pensylwańskiego<br />

nie była nadmierna (toksyczna);<br />

3) biomasa liści i łodyg ślazowca pensylwańskiego zawierała mniejsze ilości kadmu,<br />

ołowiu i cynku niż wartości dopuszczalne, określone w niemieckiej normie DIN<br />

51731.<br />

Spośród analizowanych pierwiastków jedynie zawartość miedzi w liściach ślazowca<br />

pensylwańskiego była nieznacznie większa niż wartość określona w tej normie.<br />

Piśmiennictwo<br />

Antonkiewicz J. 2005. Potencjał energetyczny ślazowca pensylwańskiego. Aura. 3: 7–9.<br />

Borkowska H., Styk B. 2003b. Ślazowiec pensylwański. W: Kościk B. (red.). Rośliny<br />

energetyczne. WAR, Lublin.<br />

Domański R. 2006. Źródła i konwersja energii w przyszłości w Polsce i na świecie. Energetyka<br />

Zeszyt tematyczny IX: 9 -12.<br />

Gadomski M. 2005. Wszechstronny ślazowiec. Poradnik gospodarski. 2: 28.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN,<br />

Warszawa.<br />

Kowalczyk-Juśko A. 2005. Atrakcyjny ślazowiec. Aeroenergetyka 1: 12 -14.<br />

Rybak W. 2006. Spalanie i współspalanie biopaliw stałych. Oficyna Wydawnicza Politechniki<br />

Wrocławskiej.<br />

Srogi K. 2007. Termiczne wykorzystanie biomasy w procesie pirolizy. Czysta Energia 1:<br />

21-23.<br />

Styk B., Styk W. 1994. Ślazowiec pensylwański – surowiec energetyczny. Ann. UMCS,<br />

s. E, suppl. 49: 85-87.<br />

Szczukowski S., Stolarski M. 2005. Charakterystyka biomasy wierzby wiciowej jako<br />

paliwa. Wieś Jutra 7(84): 34-35.<br />

Szyszlak J., Piekarski W., Krzaczek P., Borkowska H. 2006. Ocena wartości<br />

energetycznych ślazowca pensylwańskiego dla różnych grubości pędów rośliny. Inż.<br />

Roln. 6 (81): 304-311.<br />

Wiese J., Kujawski O. 2006. Biogaz zyskuje na znaczeniu. Czysta Energia 10: 39–<strong>40</strong>.<br />

Wisz J., Matwiejew A. 2005. Biomasa – badania w laboratorium w aspekcie przydatności<br />

do energetycznego spalania. Energetyka 9: 631–636.<br />

BN–78/9180–11. Gleby i utwory mineralne. Podział na frakcje i grupy granulometryczne.<br />

DIN 51731. Niemiecka norma dotycząca jakości granulatu drzewnego. CERTCO Deutsches<br />

Institut für Normung (DIN).<br />

PN R – 0<strong>40</strong>31:1997. Analiza chemiczno-rolnicza gleby. Pobieranie próbek.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />

jakości gleb oraz standardów jakości ziemi. Dz.U. 2002. <strong>Nr</strong> 165 poz. 1359.<br />

363

Joanna Szyszlak-Bargłowicz, Wiesław Piekarski<br />

Rozporządzenie Ministra Gospodarki z dnia 19 grudnia 2005 w sprawie szczegółowego<br />

zakresu obowiązków uzyskania i przedstawienia do umorzenia świadectw<br />

pochodzenia, uiszczenia opłaty zastępczej oraz zakupu energii elektrycznej i ciepła<br />

wytworzonych w odnawialnych źródłach energii. Dz.U. 2005. <strong>Nr</strong> 262 poz. 2187.<br />

364

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Bożena Kiczorowska*<br />

Kumulacja ołowiu i kadmu w skórce i miąższu wybranych<br />

odmian jabłek<br />

Lead and cadmium accumulation in peel and flesh of<br />

chosen apples variety<br />

Słowa kluczowe: ołów, kadm, jabłka, Elise, Elstar, Gala, Gloster, Idared, Ligol, Jonica, Rubin,<br />

Szampion.<br />

Key words: lead, cadmium, apple, Elise, Elstar, Gala, Gloster, Idared, Ligol, Jonica, Rubin,<br />

Szampion.<br />

The research was carried out on the flesh and skin of (washed and unwashed) chosen apples<br />

variety: Elise, Elstar, Gala, Gloster, Idared, Ligol, Jonica, Rubin, Szampion gathered<br />

in 2007 in the orchards situated in the Lublin. Lead and cadmium were determined with<br />

a method of flameless atomic absorption spectrometry.<br />

The lowest lead level in the examined parts of apples was recorded in the flesh – mean 0.018<br />

µg g -1 f . m.. In the unwashed apple skin, a Pb content ranged between 0.021 – 0.063 µg×g -1 f.m.<br />

(Gloster – Rubin) and in washed apple skin between: 0.008 – 0.044 µg·g -1 m.n. (Gloster – Rubin).<br />

Washing apples resulted even 61% removal of the lead deposited on the skin surface (Gala).<br />

In all the studied parts of apples chosen variety the cadmium concentration proved lower as<br />

compared to the standards limits – average 0,007 µg·g -1 m.n.. However in skin and flesh apple<br />

of Gloster variety and in the flesh of apple Jonica variety remained very low level, at the<br />

threshold of detection by the analytical apparatus applied. No significant differences were<br />

recorded between the skin of washed and unwashed apples.<br />

Lead and cadmium content in the edible parts of analyzed apples did not exceed permissible<br />

standards.<br />

* Dr inż. Bożena Kiczorowska – <strong>Instytut</strong> Żywienia Zwierząt, Uniwersytet Przyrodniczy<br />

w Lublinie, ul. Akademicka 13, 20-934 Lublin; tel.: 81 445 69 15; e-mail: bkiczorowska@o2.pl<br />

365

Bożena Kiczorowska<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Wraz z rozwojem przemysłu i komunikacji do środowiska naturalnego trafia coraz więcej<br />

substancji toksycznych. Występują one zwykle w gazach lub pyłach przemysłowych, co<br />

zwiększa możliwość ich migracji na nawet duże odległości. Jest to niebezpieczne, zwłaszcza<br />

jeżeli chodzi o metale ciężkie [Kisku i in. 2000]. Zwiększenie zanieczyszczenia środowiska<br />

tego rodzaju substancjami szkodliwymi może powodować znaczne pogorszenie jakości<br />

produktów spożywczych produkowanych w sektorze rolniczym. Szczególnie narażone<br />

na odbiór i kumulowanie substancji szkodliwych są owoce i warzywa, które stają się jednocześnie<br />

niejako przekaźnikiem tych zanieczyszczeń do organizmu człowieka [Sidhu i in.<br />

2003]. Wysoka zawartość metali ciężkich, takich jak ołów i kadm, stwarza w diecie człowieka<br />

poważne zagrożenia dla jego zdrowia, a nawet życia [Karaer 1996].<br />

Wśród dostępnych na rynku krajowych owoców niesłabnącą popularnością u konsumentów<br />

cieszą się jabłka. Producenci tych owoców oferują coraz większą liczbę odmian,<br />

które różnią się między sobą nie tylko wyglądem, walorami smakowymi czy wartością odżywczą,<br />

ale również mogą kumulować różne ilości metali ciężkich [Kiczorowska i in. 2006;<br />

Koeppe 1997]. Dlatego za cel pracy postawiono sobie określenie zawartości ołowiu i kadmu<br />

w miąższu oraz skórce pobranej z owoców mytych i niemytych wybranych odmian jabłek:<br />

Elise, Elstar, Gala, Gloster, Idared, Ligol, Jonica, Rubin i Szampion.<br />

2. METODYKA BADAŃ<br />

Badania przeprowadzono na częściach jadalnych – miąższu i skórce – wybranych odmian<br />

jabłek, mających obecnie największy udział na rynku tych owoców, tj.: Elise, Elstar,<br />

Gala, Gloster, Idared, Ligol, Jonica, Rubin i Szampion. Jabłka zebrano jesienią 2007 r. w sadzie<br />

produkcyjnym, położonym w granicach administracyjnych Lublina. Jabłonie objęto taką<br />

samą opieką agrotechniczną, a ochronę sadu prowadzono zgodnie z Terminarzem <strong>Ochrony</strong><br />

Roślin Sadowniczych (jabłoni).<br />

W pobliżu sadu, z którego pochodzą owoce do badań, znajdują się Zakłady Metalurgiczne<br />

Ursus i ciepłownia. W odległości ok. 0,5 km od sadu położone są Zakłady Chemiczne<br />

Permedia S.A., produkujące m.in. siarczek kadmu, tlenek kadmu oraz węglan kadmu.<br />

Sad ten jest również narażony na zanieczyszczenia napływające z całej aglomeracji miejskiej<br />

oraz trasy komunikacyjnej Lublin – Zamość – Chełm, prowadzącej dalej do przejścia<br />

granicznego w Hrebennem i Dorohusku.<br />

Owoce do analiz chemicznych zbierano w fazie fizjologicznej dojrzałości. Pobierano losowo<br />

z 3–4 drzew owoce w trzech powtórzeniach, po 2 kilogramy każde. Jabłka bezpośrednio<br />

po zbiorze, podzielono na dwie partie. Jedną partię myto pod bieżącą wodą. Następnie<br />

366

Kumulacja ołowiu i kadmu w skórce i miąższu wybranych odmian jabłek<br />

pobierano z jabłek z obydwu partii próby skórki, specjalnym nożem, umożliwiającym pobranie<br />

materiału o tej samej grubości ze wszystkich owoców. Podczas pobierania i przygotowywania<br />

prób do analiz chemicznych zwracano szczególną uwagę na zachowanie naturalnych zanieczyszczeń<br />

i osadów znajdujących się na owocach. Z obranych owoców usuwano gniazda nasienne,<br />

a pozostały miąższ owoców łączono w jedną próbę. W efekcie otrzymano trzy rodzaje<br />

prób: miąższ, skórkę mytą i skórkę niemytą.<br />

Tak przygotowany materiał spopielono w piecu muflowym, a następnie rozpuszczono<br />

w 5 ml 6 N HCl i poddano 0-, 10- i 100-krotnym rozcieńczeniom. W badanym materiale<br />

oznaczono zawartość ołowiu i kadmu za pomocą metody bezpłomieniowej spektrometrii<br />

absorpcji atomowej. Pomiary wykonano na aparacie Spectr AA 880 firmy Varian, z atomizacją<br />

w piecu grafitowym i korekcją tła Zeemana, przy długości fali 309,3 nm, natężeniu prądu<br />

lampy 10 mA oraz szczelinie 0,5 nm, stosując gaz obojętny – argon (przepływ 3 l/min) oraz<br />

pirolitycznie powlekane kuwety grafitowe.<br />

Wyniki poddano dostosowanym obliczeniom statystycznym. Do określenia wartości średnich<br />

i odchyleń standardowych oraz wyznaczenia istotności różnic pomiędzy średnimi (jednolub<br />

wieloczynnikowa analiza wariancji) wykorzystano pakiet statystyczny STATISTICA 5.1 M.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Dość duży udział jabłek w codziennej diecie Polaków jest związany nie tylko z ich całoroczną<br />

dostępnością na rynku czy z relatywnie atrakcyjną ceną. Szeroki wybór odmian tych<br />

owoców, o różnych cechach organoleptycznych, jak: soczystość, twardość miąższu i skórki<br />

czy smak, pozwala zaspokoić potrzeby dużej grupy klientów [Murawska A. 2006, Raporty Rynkowe<br />

2008]. Popularność tych owoców wynika również z coraz większej wiedzy przeciętnego<br />

konsumenta o ich wartości odżywczej, dietetycznej, a nawet leczniczej. Zawarte w jabłkach<br />

związki nie tylko zmniejszają ryzyko powstawania chorób płuc, układu pokarmowego czy krążenia,<br />

ale również mają właściwości bakteriobójcze oraz przyspieszają gojenie się błon śluzowych.<br />

Pektyny zawarte w miąższu hamują rozwój wirusa grypy typu A, przez co owoce te są<br />

również zalecane w diecie osób chorych na grypę, przeziębienie czy inne infekcje dróg oddechowych<br />

[Block i in. 1992, Carter 1998]<br />

Jabłka jednak, podobnie jak inne owoce i warzywa, mogą kumulować w swoich tkankach<br />

szkodliwe substancje, pochodzące z zanieczyszczonego środowiska, takie jak ołów i kadm.<br />

Ołów jest metalem, który po wprowadzeniu do organizmu ludzkiego jest rozmieszczany głównie<br />

w narządach miąższowych, doprowadzając do poważnych zaburzeń w ich funkcjonowaniu<br />

[Hayes 1997]. Stopień skażenia jabłek ołowiem jest różny i jak wskazują badania własne w dużej<br />

mierze uzależniony od odmiany. Wśród analizowanych skórek niemytych jabłek istotnie najwięcej<br />

ołowiu obserwowano w jabłkach odmian Rubin oraz Gala i Jonica (odpowiednio 0,063 oraz<br />

0,045 i 0,041 µg·g -1 m.n.) (tab. 1). Istotnie najmniejszą kumulację tego metalu ciężkiego notowano<br />

natomiast w skórkach niemytych jabłek odmian Elise, Gloster i Elstar (średnio 0,022 µg·g -1 m.n.).<br />

367

Bożena Kiczorowska<br />

Tabela 1. Zawartość ołowiu w skórce i miąższu wybranych odmian jabłek (μg·g -1 m.n.)<br />

Table 1. Lead content in the skin and flesh of chosen apples variety (μg·g -1 f.m.)<br />

Odmiana<br />

niemyta<br />

Skórka<br />

myta<br />

Miąższ<br />

Elise<br />

0,021 c ns<br />

±0,012<br />

cd ns<br />

0,017<br />

±0,001<br />

0,014 c<br />

±0,012<br />

Elstar<br />

0,025 c A<br />

±0,010<br />

0,015 d B<br />

±0,006<br />

0,018 bc<br />

±0,002<br />

Gala<br />

0,045 b A<br />

±0,006<br />

0,025 c B<br />

±0,002<br />

0,013 c<br />

±0,006<br />

Gloster<br />

0,021 c A<br />

±0,003<br />

0,008 e B<br />

±0,008<br />

0,019 bc<br />

±0,003<br />

Ligol<br />

0,031 bc A<br />

±0,010<br />

0,022 c B<br />

±0,009<br />

0,012 c<br />

±0,001<br />

Idared<br />

bc ns<br />

0,033<br />

±0,004<br />

0,036 b ns<br />

±0,005<br />

0,018 bc<br />

±0,010<br />

Jonica<br />

0,041 b A<br />

±0,002<br />

0,034 b B<br />

±0,006<br />

0,022 b<br />

±0,004<br />

Rubin<br />

0,063 a A<br />

±0,004<br />

0,044 a B<br />

±0,005<br />

0,031 a<br />

±0,004<br />

Szampion<br />

0,031 bc A<br />

±0,005<br />

0,022 c B<br />

±0,004<br />

0,016 c<br />

±0,004<br />

Objaśnienia: a, b, c… – różnice statystyczne istotne między odmianami; A,B,C,..… – różnice statystyczne<br />

istotne między skórką niemytą i mytą; ns – różnice statystyczne nieistotne.<br />

Ołów jest metalem ciężkim występującym przede wszystkim w pyłach przemysłowych<br />

i gazach komunikacyjnych. Cechuje go zdolność do osadzania na powierzchni roślin, ale<br />

nie penetruje ich głębokich tkanek. Pierwiastek ten również łatwo osadza się na szorstkiej<br />

skórce z licznymi pofałdowaniami. Ponadto ołów może być wiązany z woskiem pokrywającym<br />

kutikulę, co powoduje, że przy podobnej ekspozycji na ten metal rośliny o odmiennej<br />

budowie fizjologicznej będą go kumulowały w różnym stopniu [Klocke 1984]. Tego rodzaju<br />

zjawisko obserwowano w badaniach własnych. Jabłka, które miały szorstką skórkę z dość<br />

grubym nalotem woskowym, kumulowały istotnie większe ilości ołowiu.<br />

Podobną tendencję, jak w skórce owoców niemytych, obserwowano również w skórkach<br />

jabłek mytych pod bieżąca wodą. Istotnie największą zawartość ołowiu stwierdzono<br />

w skórce jabłek odmian Rubin i Jonica, odpowiednio 0,044 i 0,034 µg·g -1 m.n. (tab. 1).<br />

Najmniejszą kumulację, ponad 80% najwyższych z oznaczonych wartości, notowano<br />

w skórce mytych jabłek odmiany Gloster.<br />

W niemal wszystkich przypadkach obserwowano istotnie niższą zawartość ołowiu<br />

w skórce owoców umytych w porównaniu z niemytymi. Proces mycia zmniejszył zawartość<br />

tego metalu nawet do 44 i 61% (odpowiednio w jabłkach odmian Gala i Gloster). Podobne<br />

zjawisko osadzania się zanieczyszczeń na powierzchni owoców i warzyw obserwowali<br />

również inni badacze [Kiczorowski, Kiczorowska 2007a, Nabrzyski, Gajewska 1998,<br />

Yaman i in. 2000].<br />

368

Kumulacja ołowiu i kadmu w skórce i miąższu wybranych odmian jabłek<br />

W badaniach własnych obserwowano nawet dwukrotnie mniejszą zawartość ołowiu<br />

w miąższu w porównaniu do zawartości ołowiu w skórce. Również w tym wypadku istotnie<br />

największą kumulację tego pierwiastka stwierdzono w miąższu jabłek odmiany Rubin. Ilości<br />

ołowiu oznaczone w miąższu tej odmiany, były nawet dwukrotnie większe, niż stwierdzone<br />

w pozostałym materiale badawczym (tab. 1). Najmniejsze skażenie ołowiem obserwowano<br />

natomiast w miąższu jabłek odmian Ligol, Gala i Elise (średnio 0,013 µg·g -1 m.n.). Uzyskane<br />

wyniki wskazują na skórkę jako naturalną barierę chroniącą tkanki głębiej położone<br />

przed zanieczyszczeniami. Podobne zjawisko obserwowała również autorka we wcześniejszych<br />

swoich badaniach prowadzonych na jabłkach odmiany Szampion, wyprodukowanych<br />

w różnych sadach na terenie Lubelszczyzny [Kiczorowska i in. 2006].<br />

Mimo obserwowanych dużych różnic w zawartości ołowiu w badanych częściach jabłek,<br />

w żadnym wypadku nie notowano przekroczenia dopuszczalnych norm stężeń tego<br />

metalu ciężkiego w owocach ziarnkowych [Rozporządzenie Ministra Zdrowia, 2003]. Związane<br />

jest to niewątpliwie z czystością środowiska naturalnego, w którym wyrosły. Corocznie<br />

prowadzone pomiary zawartości ołowiu w pyle zawieszonym PM10 przez WIOŚ w Lublinie<br />

również nie wykazały stężeń tego metalu ciężkiego przekraczających dopuszczalne normy<br />

(średnio 0,02 µg·m -3 ) [Raport WOŚ 2006].<br />

W badaniach własnych w większości analizowanych części jadalnych jabłek obserwowano<br />

zawartość kadmu na podobnym poziomie (tab. 2). Wśród badanych jabłek największe<br />

skażenie kadmem obserwowano, zarówno w skórce, jak i miąższu jabłek odmiany Elise,<br />

Ligol i Idared (średnio 0,008–0,007 µg·g -1 m.n.). Najmniejsze natomiast ilości tego pierwiastka,<br />

na granicy możliwości oznaczeń zastosowanej aparatury pomiarowej, notowano<br />

w jabłkach odmiany Gloster oraz w miąższu jabłek Jonica. We wszystkich wariantach badań<br />

nie stwierdzono przekroczenia dopuszczalnych norm zawartości kadmu [Rozporządzenie<br />

Ministra Zdrowia, 2003].<br />

Tabela 2. Zawartość kadmu w skórce i miąższu wybranych odmian jabłek (μg·g -1 m.n.)<br />

Table 2. Cadmium content in the skin and flesh of chosen apples variety (μg·g -1 f.m.)<br />

Odmiana<br />

Skórka<br />

niemyta<br />

myta<br />

Miąższ<br />

Elise<br />

0,011 a ns<br />

0,007 a ns<br />

0,006 a<br />

±0,008<br />

±0,009<br />

±0,015<br />

Elstar<br />

0,009 a ns<br />

0,006 a ns<br />

0,003 b<br />

±0,004<br />

±0,004<br />

±0,043<br />

Gala<br />

ab ns<br />

0,006 0,004 b ns<br />

0,004 b<br />

±0,014<br />

±0,021<br />

±0,001<br />

Gloster ślad ślad ślad<br />

Ligol<br />

Idared<br />

0,010 a ns<br />

±0,012<br />

ab ns<br />

0,007<br />

±0,009<br />

0,008 a ns<br />

±0,015<br />

0,006 a ns<br />

±0,008<br />

0,007 a<br />

±0,001<br />

0,005 a<br />

±0,008<br />

369

Bożena Kiczorowska<br />

Jonica<br />

bc ns<br />

0,005<br />

±0,016<br />

0,003 b ns<br />

±0,008<br />

ślad<br />

Rubin<br />

bc ns<br />

0,004<br />

±0,001<br />

0,004 b ns<br />

±0,001<br />

0,004 ab<br />

±0,001<br />

Szampion<br />

0,003 c ns<br />

±0,001<br />

0,004 b ns<br />

±0,002<br />

0,004 ab<br />

±0,005<br />

Objaśnienia: a, b, c… – różnice statystyczne istotne między odmianami; A,B,C,..… – różnice statystyczne<br />

istotne między skórką niemytą i mytą; ns – różnice statystyczne nieistotne.<br />

Kadm charakteryzuje duża zdolność penetracji w głąb rośliny, w wyniku czego jego stężenie<br />

we wszystkich tkankach jest porównywalne [Kisku i in. 2000, Koeppe 1997]. Tę tendencję<br />

obserwowano również w badaniach własnych, zarówno wcześniejszych, jak i obecnie<br />

prezentowanych [Kiczorowski, Kiczorowska 2007b]. Łatwość wnikania i kumulowania<br />

się kadmu w tkankach roślinnych jest bardzo niebezpieczna dla konsumenta. Powszechnie<br />

stosowane zabiegi mycia owoców przed spożyciem nie zmniejszają w sposób istotny zawartości<br />

kadmu na powierzchni owoców, co również obserwowano w badaniach własnych<br />

[Hołubowicz 1998, Kiczorowski, Kiczorowska 2007b]. Wprowadzenie do organizmu człowieka<br />

zbyt dużych ilości tego metalu ciężkiego wiąże się m.in. z zaburzeniami czynności<br />

nerek, metabolizmu biopierwiastków i funkcji rozrodczych, z indukowaniem rozedmy płuc,<br />

a nawet zmian nowotworowych prostaty i nerek [Hayes 1997]. Z tego powodu wydaje się<br />

niezbędne stałe monitorowanie stężenia metali ciężkich zarówno w środowisku naturalnym,<br />

jak i w produktach roślinnych w nim wyprodukowanych.<br />

4. WNIOSKI<br />

1. We wszystkich jabłkach badanych odmian obserwowano mniejszą zawartość ołowiu<br />

w miąższu w porównaniu do zawartości tego metalu ciężkiego w skórce.<br />

2. Miąższ jabłek odmiany Rubin i Jonica gromadził najwięcej ołowiu wśród badanych owoców.<br />

Najmniej tego metalu ciężkiego natomiast oznaczono w miąższu jabłek odmiany<br />

Ligol, Gala i Elise.<br />

3. Największą kumulację ołowiu w skórce mytych i niemytych jabłek oznaczono w owocach<br />

odmiany Rubin i Jonica, a najmniejszą w skórce jabłek odmian: Elise, Gloster i Elstar.<br />

4. Mycie jabłek pod bieżącą wodą w większości przypadków zmniejszyło zawartość ołowiu<br />

w skórce badanych owoców.<br />

5. W całym materiale badawczym zawartość kadmu kształtowała się na podobnym poziomie<br />

w skórkach i miąższu. Najbardziej podatne na kumulowanie kadmu okazały się<br />

jabłka odmiany Idared. Śladowe ilości tego pierwiastka oznaczono natomiast w skórce<br />

i miąższu jabłek odmiany Gloster i w miąższu owoców odmiany Jonica.<br />

6. Proces mycia nie wpłynął istotnie na zmniejszenie zawartości kadmu w skórkach badanych<br />

odmian jabłek.<br />

7. Koncentracja ołowiu i kadmu we wszystkich badanych częściach jadalnych jabłek nie<br />

przekraczała dopuszczalnych norm.<br />

370

Kumulacja ołowiu i kadmu w skórce i miąższu wybranych odmian jabłek<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Block G., Patterson B., Subar A. 1992. Fruit, vegetables and cancer prevention, epidemiological<br />

evidence. Nutr. Cancer 1: 4–9.<br />

Carter J. 1998. Apteka żywności. Nowe i niezwykłe odkrycia działania żywności. International<br />

Sernice S.C. Warszawa: 175–178.<br />

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 r. w sprawie maksymalnych<br />

poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować<br />

się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych,<br />

substancjach pomagających w przetwarzaniu albo na powierzchni żywności. (Dz.U.<br />

<strong>Nr</strong> 37, poz. 326).<br />

Hayes R.B. 1997. The carcinogenicity of metals in humans. Cances Causes Control: 371–375.<br />

Hołubowicz T. 1998. Wpływ mycia owoców pod bieżąca wodą na zawartość metali ciężkich.<br />

Roczn. AR w Poznaniu, CCCIV: 101–107.<br />

Karaer F. 1996. Environmental pollution and carcinogenic risk. J.Environ. Pathol. Toxicol.<br />

Oncol.: 105–113.<br />

Kiczorowska B., Kiczorowski P., Bochnarz A. 2006. Kumulacja metali ciężkich<br />

w jabłkach odmiany Szampion pozyskanych z sadów zlokalizowanych na terenach<br />

miejskich i podmiejskich województwa lubelskiego. Acta Agroph. 141, 8 (3): 619–628.<br />

Kiczorowski P., Kiczorowska B. 2007a. Lead accumulation in apples Jonica variety<br />

produced in orchards situated in the Lublin province area. Polish Journal of Environ.<br />

Stud. 16, 3a: 108–110.<br />

Kiczorowski P., Kiczorowska B. 2007b. Cadmium accumulation in apples Jonica<br />

variety produced in orchards situated in the Lublin province area. Polish Journal of Environ.<br />

Stud. 16, 3a: 105–107.<br />

Kisku G.C., Barman S.C., Bhargava S.K. 2000. Contamination of soil and plants with<br />

poptentialy toxic elements irrigated with mixed industrial effluent and its impact on the<br />

environment. Water, Air and Soil Pollution 129 (1–2): 121–137.<br />

Klocke A., Sauerbeck D.R., Vetter H. 1994. The contamination of plants and soil with<br />

heavy metals and the transport of metals in terrestrial food chains. Chaning metal cycles<br />

and human health. Wyd.J. O. <strong>Nr</strong>iagu, Dahlem, Konferenzen, Springer Verlag, Berlin.<br />

Koeppe D.E. 1997. The uptake, distribution and effect of cadmium and lead in plants. Sci.<br />

Total Environ.: 197–206.<br />

Murawska A. 2006. Rozwój rynku świeżych owoców i warzyw w Polsce. Roczn. Nauk.<br />

Stowarzyszenia Ekonomistów Rolnictwa i Agrobiznesu 8, 2: 1<strong>40</strong>–144.<br />

Nabrzyski M., Gajewska R. 1998. Zawartość rtęci, kadmu i ołowiu w owocach, warzywach<br />

oraz w glebie. Rocz. PZH, t. XXXIII, 3: 121–129.<br />

Raporty Rynkowe IERGiŻ. 2008. Rynek owoców i warzyw nr 26/2007.<br />

Raport WIOŚ. 2008. Raport o stanie środowiska województwa lubelskiego w 2007 r. Biblioteka<br />

Monitoringu Środowiska, Lublin.<br />

Sidhu P.K., Dhand N.K., Bal M.S. 2003. Impact of metallic environmental pollution on human<br />

and livestock health. Livestock–International 7 (8): 8–10.<br />

Yaman M., Dilgin Y., Gucer S. 2000. Speciation of lead in soils and relation with its concentration<br />

in fruits. Analytica Chimica Acta 410 (1–2): 119–125.<br />

371

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Arkadiusz Telesiński*, Dariusz Kłódka*, Anita Komsta**, Justyna<br />

Mroczek ***<br />

ZMIANY ZAWARTOŚCI KWASU ASKORBINOWEGO, GLUTATIONU,<br />

FLAWONOIDÓW ORAZ ZWIĄZKÓW FENOLOWYCH W WYBRANYCH<br />

GATUNKACH ROŚLIN W ZALEŻNOŚCI OD STOPNIA UTLENIENIA<br />

SELENU DODANEGO DO PODŁOŻA<br />

CZĘŚĆ II. ROŚLINY DWULIŚCIENNE<br />

CHANGES OF THE CONTENT OF THE ASCORBIC ACID, THE<br />

GLUTATHIONE, FLAVONOIDS AND PHENOLIC COMPOUNDS IN<br />

CHOSEN SPECIES OF PLANTS DEPENDING ON THE VALENCY OF<br />

THE SELENIUM ADDED TO THE SUBSTRATE<br />

PART II. DICOTYLEDONS<br />

Słowa kluczowe: selen, rośliny dwuliścienne, kwas askorbinowy, glutation, fenole, flawonoidy.<br />

Key words: selenium, dicotyledons, ascorbic acid, glutathione, phenols, flavonoids.<br />

This paper presents results of selenic acid (IV) and (VI) effects on the content of the<br />

ascorbic acid, the glutathione, phenols and flavonoids in five species of dicotyledons<br />

of the coriander, the St. John’s wort, the pea, the bean and the agrimony. To analyses<br />

one received fortnightly seedling growing on the full medium Hoaglands with addition of<br />

0.05 mM selenium on the valency +IV and +VI. The plants grown in medium without selenium<br />

were control.<br />

Glutathione, ascorbic acid, total flavonoids and total phenols content was calorimetrically<br />

assayed in green parts of plants.<br />

* Dr inż. Arkadiusz Telesiński, dr inż. Dariusz Kłódka – Katedra Biochemii,<br />

Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, ul. Słowackiego 17,<br />

71-134 Szczecin; tel.: 91 449 62 84; e-mail: arkadiusz.telesinski@zut.edu.pl;<br />

** Mgr inż. Anita Komsta – ul. Piaskowa 5B/12, 72-010 Police; tel.: 91 449 62 84;<br />

***Mgr inż. Justyna Mroczek – ul. Słowackiego 72c, 69-110 Rzepin; tel.: 91 449 62 84<br />

372

Zmiany zawartości kwasu askorbinowego, glutationu, flawonoidów oraz związków...<br />

Obtained results show does not stay without the influence on the vegetable metabolism.<br />

Results show that the selenium was been able to be a stressor for plants. Pea plants were<br />

the most sensitive to presence of selenium in medium. Selenium could be also very toxic for<br />

some plant species, for example the bean and the coriander. The seeds of these plant species<br />

did not germinate in medium with selenium addition.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

W wyniku biogeochemicznych procesów migracji selenu w biosferze występuje zjawisko<br />

kumulacji tego pierwiastka w organizmach roślinnych oraz zwierzęcych [Bielak, Pasternak<br />

1999]. O zawartości selenu w tkankach roślinnych w dużym stopniu decyduje jego zawartość<br />

w glebie [Koutnik, Fleisch 1998]. Pierwiastek ten może występować w glebie zarówno<br />

w postaci selenianów (VI), selenianów (IV), jak i selenu elementarnego, selenków lub<br />

w formie związków organicznych [Borowska 1994, Jurkowska 1996].<br />

Forma, w jakiej selen występuje w podłożu, ma znaczący wpływ na jego dostępność<br />

dla roślin. Rośliny mogą pobierać selen w formie selenianów (IV), a także w formie selenianów<br />

(VI). Na pobieranie selenu ma również duży wpływ zarówno gatunek, jak i odmiana rośliny<br />

[Borkowski, Dyki 2006].<br />

Wielu autorów podaje, że rola selenu w roślinach nie jest jeszcze do końca poznana<br />

[Wachowicz 1993, Jurkowska 1996]. Sporo roślin odznacza wysoka tolerancja w stosunku<br />

do tego pierwiastka i nawet jego bardzo wysokie stężenia w środowisku nie powodują<br />

w nich zauważalnych zmian.<br />

Pozytywna biologiczna rola selenu jest związana przede wszystkim z jego występowaniem<br />

w aktywnym centrum peroksydazy glutationowej [Bartosz 1997]. Peroksydaza glutationowa<br />

stanowi jeden ze składników systemu obronnego komórki przed reaktywnymi formami<br />

tlenu – RFT.<br />

W przeciwieństwie do większości pierwiastków śladowych w odniesieniu do selenu granica<br />

bezpieczeństwa między niedoborem a dawką toksyczną jest bardzo niewielka [Fox 1992]. Niedobór<br />

selenu prowadzi do zmniejszenia aktywności peroksydazy glutationowej, a tym samym<br />

do zmniejszenia jej ochronnej roli w komórce roślinnej [Strączyk, Drobnica 2001]. Nadmiar selenu<br />

z kolei może prowadzić do występowania stresu oksydacyjnego [Dougherty, Hoekstra 1982].<br />

2. CEL I METODY BADAŃ<br />

Celem prezentowanej pracy było określenie, w jaki sposób dodatek do podłoża selenu<br />

na różnym stopniu utlenienia oddziałuje na zawartość kwasu askorbinowego, glutationu<br />

oraz związków fenolowych w różnych gatunkach roślin dwuliściennych.<br />

Doświadczenie przeprowadzono w kulturach hydrotonicznych. Założone zostało w pełnych<br />

pożywkach Hoaglanda. W doświadczeniu użyte zostało pięć gatunków roślin dwuli-<br />

373

Arkadiusz Telesiński, Dariusz Kłódka, Anita Komsta, Justyna Mroczek<br />

ściennych. Do pełnych pożywek Hoaglanda dodano selen na dwóch stopniach utlenienia<br />

Se +IV i Se +VI w postaci H 2<br />

SeO 3<br />

i H 2<br />

SeO 4<br />

(ilość Se +IV i Se +VI wraz z tymi związkami wynosiła<br />

0,05 mmol·dm -3 ), a następnie wysiano do nich po 0,05 g nasion dziurawca (Hypericum perforatum<br />

L.), 0,25 g nasion rzepiku perko (Agrimonia eupatoria L.), 0,25 g nasion kolendry<br />

siewnej (Coriandrum sativum L.), 4 szt. nasion grochu siewnego łuskowego (Pisum sativum<br />

L.) oraz 4 szt. nasion fasoli (Phaseolus vulgaris L.).<br />

W trakcie doświadczenia rośliny były oświetlane lampą sodową Son-T-Agro-<strong>40</strong>0 W, firmy<br />

Philips, o natężeniu promieniowania na poziomie pożywki 90 µE∙m 2 ∙s -1 PAR (radiacji aktywnej<br />

fotosyntetycznie). Fotoperiodyzm został ustalony na 12 godzin dnia i nocy.<br />

Punktem odniesienia były rośliny rosnące w pożywkach bez dodatku selenu. Po 14<br />

dniach od umieszczenia nasion w pożywkach pobrano zielone części roślin i oznaczono<br />

w nich kolorymetrycznie zawartość kwasu askorbinowego, glutationu zredukowanego, flawonoidów<br />

i fenoli, za pomocą spektrofotometru UV/VIS Lambda Bio firmy Perkin Elmer.<br />

Kwas askorbinowy i glutation ekstrahowano z tkanek roślinnych buforem 0,5 mM roztworu<br />

EDTA z dodatkiem 3% TCA (EDTA-TCA). Zawartość kwasu askorbinowego oznaczano z dichlorofenoloindofenolem<br />

przy długości fali 600 nm, zawartość glutation z DTNB natomiast<br />

(kwasem 5,5’-ditio-bis-2-nitrobenzoesowym) przy długości fali 412 nm [Guri 1983]. Fenole<br />

ekstrahowano 80-procentowym wodnym roztworem acetonu i oznaczano przy długości<br />

fali 760 nm metodą Singletona i Samuela-Raventos [1999]. Flawonoidy zaś ekstrahowano<br />

80-procentowym metanolem i oznaczono według metody Woisky i Salatino [1998], przy<br />

długości fali 420 nm.<br />

Wszystkie analizy wykonano w trzech powtórzeniach. Wyniki doświadczeń opracowano<br />

statystycznie przy użyciu dwuczynnikowej analizy wariancji w układzie kompletnej randomizacji.<br />

Najmniejsze istotne różnice obliczono według procedury Tukey’a przy poziomie<br />

istotności α = 0,05.<br />

Obliczono także współczynniki korelacji Pearsona między zawartością oznaczanych<br />

związków w roślinach rosnących w pożywkach bez i z dodatkiem selenu, na różnym stopniu<br />

utlenienia.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Zawartość kwasu askorbinowego, glutationu, flawonoidów i fenoli w badanych roślinach<br />

była istotnie zależna zarówno od gatunku, jak i od stopnia utlenienia dodanego do<br />

podłoża selenu (tab. 1). W roślinach kontrolnych największe stężenie flawonoidów i glutationu<br />

stwierdzono w roślinach kolendry siewnej, największe stężenie fenoli i kwasu askorbinowego<br />

natomiast w roślinach grochu siewnego.<br />

Wprowadzenie do pożywek selenu spowodowało u niektórych gatunków zaburzenia<br />

kiełkowania i wzrostu. W pożywkach z dodatkiem selenu na stopniu utlenienia +IV stwierdzono<br />

zahamowanie kiełkowania nasion kolendry, a z dodatkiem selenu na stopniu utle-<br />

374

Zmiany zawartości kwasu askorbinowego, glutationu, flawonoidów oraz związków...<br />

nienia +VI – nasion fasoli. Jak podają Pazurkiewicz-Kocot i Galas [2002] nadmiar selenu<br />

w podłożu może negatywnie oddziaływać na organogenezę, syntezę białek i kwasów nukleinowych.<br />

Ponadto nadmiar selenu wywołuje zaburzenia w podziale i we wzroście komórek,<br />

hamuje wzrost roślin i zmniejsza plony. Jurkowska [1996] zaobserwowała także, że szkodliwy<br />

wpływ selenu może polegać na wywoływaniu u roślin niedoboru niektórych mikroskładników<br />

pokarmowych.<br />

Tabela 1. Zmiany zawartości nieenzymatycznych antyutleniaczy w różnych gatunkach roślin<br />

w zależności od stopnia utlenienia wprowadzonego do podłoża selenu<br />

Table 1. Changes of nonenzymatic antioxidants content in chosen plant species depending on<br />

the valency of the selenium added to the substrate<br />

Gatunki roślin (A)<br />

Stopień utlenienia<br />

selenu<br />

(B)<br />

Dziurawiec<br />

zwyczajny<br />

Hypericum<br />

perforatum<br />

Groch<br />

siewny<br />

Pisum<br />

sativum<br />

Fasola zwyczajna<br />

Phaseolus<br />

vulgaris<br />

Kolendra<br />

siewna<br />

Coriandrum<br />

sativum<br />

Rzepik perko<br />

Agrimonia<br />

eupatoria<br />

Średnia<br />

Flawonoidy [mg kwercetyny · g -1 ś.m. roślin]<br />

Kontrola 0,711 0,720 1,062 1,186 0,658 0,867<br />

Se +IV 0,760 1,846 1,090 – 0,691 1,097<br />

Se +VI 0,710 2,156 – 1,044 0,762 1,168<br />

Średnia 0,727 1,574 1,076 1,115 0,704 1,039<br />

A = 0,022 A x B = 0,032<br />

NIR 0,05<br />

B = 0,014 B x A = 0,037<br />

Fenole [mg kwasu galusowego · g -1 ś.m. roślin]<br />

Kontrola 0,120 0,262 0,148 0,198 0,200 0,186<br />

Se +IV 0,151 0,612 0,356 – 0,245 0,341<br />

Se +VI 0,116 0,517 – 0,273 0,201 0,277<br />

Średnia 0,129 0,463 0,252 0,235 0,215 0,259<br />

A = 0,012 A x B = 0,017<br />

NIR 0,05<br />

B = 0,008 B x A = 0,020<br />

Glutation [mg· g -1 ś.m. roślin]<br />

Kontrola 0,182 0,275 0,180 0,278 0,272 0,241<br />

Se +IV 0,197 0,531 0,315 – 0,397 0,360<br />

Se +VI 0,178 0,330 – 0,129 0,328 0,241<br />

Średnia 0,186 0,379 0,248 0,204 0,332 0,280<br />

A = 0,026 A x B = 0,038<br />

NIR 0,05<br />

B = 0,017 B x A = 0,028<br />

Kwas askorbinowy [mg· g -1 ś.m. roślin]<br />

Kontrola 0,384 1,858 0,569 1,009 0,350 0,834<br />

Se +IV 0,381 2,872 0,819 – 0,322 1,099<br />

Se +VI 0,323 0,433 – 0,532 0,342 0,<strong>40</strong>8<br />

Średnia 0,363 1,721 0,694 0,771 0,338 0,780<br />

A = 0,065 A x B = 0,095<br />

NIR 0,05<br />

B = 0,043 B x A = 0,112<br />

375

Arkadiusz Telesiński, Dariusz Kłódka, Anita Komsta, Justyna Mroczek<br />

Analizując stężenie badanych związków w roślinach rosnących w pożywkach z dodatkiem<br />

selenu na stopniu utlenienia +IV odnotowano podwyższenie zawartości flawonoidów,<br />

fenoli i glutationu u wszystkich gatunków. Podwyższenie to było największe w roślinach<br />

grochu i sięgało ok. 200-250%. Również koncentracja kwasu askorbinowego w roślinach<br />

grochu i fasoli rosnących w pożywce z dodatkiem Se +IV była większa niż w roślinach<br />

kontrolnych. Dodatek do pożywki selenu na tym stopniu utlenienia, a także stopniu<br />

utlenienia +VI, nie wpłynął natomiast istotnie na zawartość askorbinianu w roślinach dziurawca<br />

i rzepiku. Podwyższenie zawartości badanych związków po wprowadzeniu do pożywki<br />

selenu na stopniu utlenienia +VI zaobserwowano jedynie w odniesieniu do flawonoidów,<br />

fenoli i glutationu w roślinach grochu oraz flawonoidów i glutationu w roślinach rzepiku.<br />

W pozostałych przypadkach dodatek Se +VI wyraźnie zmniejszał zawartość badanych<br />

związków, nawet o 75% w przypadku kwasu askorbinowego w roślinach grochu.<br />

Obliczone współczynniki korelacji wykazały, że w roślinach kontrolnych występuje istotna<br />

dodatnia zależność pomiędzy zawartością fenoli a ilością glutationu i kwasu askorbinowego.<br />

Po wprowadzeniu do pożywki Se +IV odnotowano natomiast istotne dodatnie korelacje<br />

pomiędzy wszystkimi oznaczanymi związkami, zaś po dodaniu Se +VI dodatnio istotnie skorelowane<br />

były ze sobą jedynie zawartości flawonoidów i fenoli.<br />

Wprowadzenie selenu do podłoża wpływało wyraźnie na zawartość oznaczanych<br />

związków. Kabata-Pendias i Pendias [1999] podają, że zwiększony poziom selenu<br />

może stymulować w roślinach sałaty nie tylko zwiększenie zawartości tokoferoli, ale także<br />

spadek aktywności dysmutazy ponadtlenkowej. Nowak i in. [2004] wykazali ponadto,<br />

że selen zastosowany w dawce 0,05 mM ∙ kg -1 gleby zwiększał zdolność systemów antyoksydacyjnych<br />

w roślinach pszenicy i rzepaku, zaś w dawce 0,45 mmol ∙ kg -1 gleby hamował<br />

rozwój badanych roślin, zmniejszając aktywność katalazy, peroksydazy i oksydazy<br />

polifenolowej. Djanaguiraman i in. [2005] zaobserwowali ponadto, że selen hamuje<br />

peroksydację lipidów w błonach komórkowych roślin soi, a także zwiększa aktywność<br />

w nich dysmutazy ponadtlenkowej i peroksydazy glutationowej. Kąklewski i in. [2008]<br />

wykazali także, że wzrost akumulacji selenu w tkankach roślin pszenicy zmniejsza aktywność<br />

peroksydazy askorbinianowej, w tkankach roślin rzepaku natomiast zwiększa<br />

aktywność tego enzymu. Ci sami autorzy stwierdzili również, że aktywność reduktazy<br />

glutationowej w roślinach pszenicy zwiększa się wraz ze wzrostem zawartości w nich<br />

selenu, podczas gdy w roślinach rzepaku zależność ta jest natomiast odwrotna.<br />

Obliczone współczynniki korelacji liniowej Pearsona wskazują na wyraźną istotną dodatnią<br />

korelację między zawartością fenoli i glutationu oraz kwasu askorbinowego w roślinach<br />

kontrolnych. Po wprowadzeniu do pożywek selenu na +IV stopniu utlenienia odnotowano<br />

natomiast istotną dodatnią zależność między zawartością wszystkich oznaczanych<br />

nieenzymatycznych antyutleniaczy w roślinach dwuliściennych. W roślinach rosnących<br />

w pożywce z dodatkiem Se +VI stwierdzono istotną dodatnią korelację jednie pomiędzy zawartością<br />

flawonoidów i fenoli (rys. 1, tab. 2),<br />

376

Zmiany zawartości kwasu askorbinowego, glutationu, flawonoidów oraz związków...<br />

% kontroli<br />

300<br />

250<br />

200<br />

150<br />

100<br />

A<br />

Se +IV<br />

Se +VI D G F K R<br />

% kontroli<br />

300<br />

250<br />

200<br />

150<br />

100<br />

B<br />

Se +IV<br />

Se +VI<br />

50<br />

0<br />

D G F K R<br />

50<br />

0<br />

300<br />

250<br />

C<br />

Se +IV<br />

Se +VI<br />

300<br />

250<br />

D<br />

Se +IV<br />

Se +VI<br />

% kontroli<br />

200<br />

150<br />

100<br />

% kontroli<br />

200<br />

150<br />

100<br />

50<br />

50<br />

0<br />

D G F K R<br />

0<br />

D G F K R<br />

D – dziurawiec zwyczajny, G – groch siewny, F – fasola zwyczajna, K – kolendra siewna, R – rzepik perko<br />

Rys. 1. Procentowe zmiany zawartości flawonoidów (A), fenoli (B), glutationu (C) i kwasu askorbinowego<br />

(D) w różnych gatunkach roślin w zależności od stopnia utlenienia wprowadzonego<br />

do podłoża selenu (kontrola = 100%)<br />

Fig. 1. Percentage changes of flavonoids (A), phenols (B), glutathione (C) and ascorbic acid (D)<br />

content in chosen plant species depending on the valency of the selenium added to the<br />

substrate (control = 100%)<br />

Tabela 2. Współczynniki korelacji liniowej Pearsona pomiędzy zawartością w roślinach dwuliściennych<br />

nieenzymatycznych antyutleniaczy w zależności od stopnia utlenienia dodanego<br />

do podłoża selenu<br />

Tabela 2. Pearson linear correlation coefficients among the nonezymatic antioxidants content<br />

depending on the valency of the selenium added to the substrate<br />

Antyoksydant Flawonoidy Fenole Glutation<br />

Kwas askorbinowy<br />

Flawonoidy -0,143 -0,045 -0,046<br />

Fenole 0,789* 0,813*<br />

Glutation 0,477<br />

Kwas askorbinowy<br />

Flawonoidy 0,968* 0,743* 0,991*<br />

Fenole 0,863* 0,948*<br />

Glutation 0,784*<br />

Kwas askorbinowy<br />

Kontrola<br />

Se +IV<br />

377

Arkadiusz Telesiński, Dariusz Kłódka, Anita Komsta, Justyna Mroczek<br />

Se +VI<br />

Flawonoidy 0,978* 0,454 0,378<br />

Fenole 0,468 0,459<br />

Glutation -0,392<br />

Kwas askorbinowy<br />

* Istotne na poziomie p = 0,05.<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Zawartość flawonoidów, fenoli, glutationu i kwasu askorbinowego w badanych roślinach<br />

dwuliściennych zależna była zarówno od gatunku rośliny, jak i stopnia utlenienia dodanego<br />

do podłoża selenu.<br />

2. Dodatek do podłoża selenu na +IV i +VI stopniu utlenienia w dawce 0,05 mM·dm -3<br />

w znaczący sposób zmieniał zawartość nieenzymatycznych antyutleniaczy, co może<br />

być wynikiem występowania stresu oksydacyjnego w badanych roślinach.<br />

3. Najbardziej wrażliwe na obecność w podłożu selenu wydają się być rośliny grochu, które<br />

charakteryzują największe zmiany zawartości nieenzymatycznych antyutleniaczy.<br />

4. Obecność w podłożu selenu dla niektórych gatunków roślin może być bardzo toksyczna,<br />

co uwidacznia się zahamowaniem kiełkowania nasion.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

BARTOSZ G. 1997. Oxidative stress in plants. Acta Physiol. Plant. 19: 47-64.<br />

BIELAK E., PASTERNAK K. 1999. Biologiczna rola selenu. Biul. Magnezol. 4(3/4): 544-<br />

546.<br />

BORKOWSKI J., DYKI B. 2006. Selen – niedoceniony pierwiastek. Ow. Warz. Kw. 11: 15.<br />

BOROWSKA K. 1994. Selen w glebach i roślinach z wybranych plantacji lucerny. Zesz.<br />

Probl. Post. Nauk Rol. 414: 57-62.<br />

DJANAGUIRAMAN M., DEVI D.D., SHANKER A.K., SHEEBA J.A., BANGARUSAMY U.<br />

2005. Selenium – antioxidative protestant in soybean during senescence. Plant Soil<br />

272: 77-86.<br />

DOUGHERTY J.J., HOEKSTRA W.G. 1982. Stimulation of lipid peroxidation in vivo by injected<br />

selenite and lack of stimulation by selenate. Proc. Soc. Exp. Biol. Med. 169: 209-<br />

215.<br />

FOX J.M. 1992. Selenium: nutritional implications and prospects for therapeutic medicine.<br />

Meth. Find Exp. Clin. Pharmacol. 14: 275-278.<br />

GURI A. 1983. Variation in glutathione and ascorbic acid content among selected cultivars of<br />

Phaseolus vulgaris prior to and after exposure to ozone. Can. J. Plant Sci. 63: 733–737.<br />

JURKOWSKA H. 1996. Selen w glebach i roślinach. Wszechświat 97(2): 29-32.<br />

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biochemia pierwiastków śladowych. Wyd. Nauk.<br />

PWN, Warszawa.<br />

378

Zmiany zawartości kwasu askorbinowego, glutationu, flawonoidów oraz związków...<br />

KĄKLEWSKI K., NOWAK J., LIGOCKI M. 2008. Effects of selenium content in green parts<br />

of plants on the amount of ATP and ascorbate-glutathione cycle enzyme activity at various<br />

growth stages of wheat and oilseed rape. J. Plant. Physiol. 165: 1011-1022.<br />

KOUTNIK V., FLEISCH I. 1998. Mięso jako źródło selenu w żywieniu człowieka. Mięso<br />

Wedl. 5: 90-93.<br />

NOWAK J., KĄKLEWSKI K., LIGOCKI M. 2004. Influence of selenium on oxidoreductive enzymes<br />

activity in soil and in plants. Soil Biol. Biochem. 36: 1553-1558.<br />

PAZURKIEWICZ-KOCOT K., GALAS W. 2002. Zależność pomiędzy akumulacją K, Na i Ca<br />

w tkankach siewek Zea mays L. a stężeniem SeO 2<br />

i NaHSeO 3<br />

w środowisku zewnętrznym.<br />

Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 481: 545-551.<br />

SINGLETON V.L., SAMUEL-RAVENTOS R.M. 1999. Analysis of total phenols and other<br />

oxidation substrates in antiovidants by means of Folin-Ciocalteu reagent. Meth. Enzymol.<br />

299: 213-219.<br />

STRĄCZYK D., DROBNICA L. 2001. Selen w roślinach i jego wpływ na zdrowie. Ekopartner<br />

115(5): 14.<br />

WACHOWICZ B. 1993. Selen w roślinach. Wiad. Bot. 37(1/2): 87-89.<br />

WOISKY R.G., SALATINO A. 1998. Analysis of propolis: Some parameters and procedures<br />

for chemical quality control. J. Agric. Res. 37: 99 -105.<br />

379

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Małgorzata Śliwka*, Mateusz Jakubiak**<br />

WPŁYW ŚWIATŁA SPÓJNEGO NA ZMIANY ZAWARTOŚCI<br />

PIERWIASTKÓW W BIOMASIE ROŚLIN<br />

The influence of the coherent light on change of trace<br />

elements concentration in plants tissues<br />

Słowa kluczowe: stymulacja laserowa, biotechnologia, hydrofity, bioremediacja.<br />

Key words: laser stimulation, biotechnology, hydrophytes, bioremediation.<br />

Research results showed that stimulation of some plant species by coherent laser light<br />

caused changes of trace elements concentration in their tissues in relation to stimulation<br />

parameters (the type of diode, length of wave, time and power of radiation). The experimental<br />

groups of duckweed (Lemna minor) and yellow iris (Iris pseudoacorus) were irradiated<br />

with an argon gas laser (λ=514nm) and laser diodes (λ=660 nm, λ=473 nm). Changes of<br />

some elements concentration (Ni, Zn, Cd, Pb, N, P) were observed in the dry matter during<br />

four grooving seasons. It was found significant differences between biomass from experimental<br />

groups.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Proekologiczne zastosowanie biotechnologii laserowej do optymalizacji naturalnych<br />

procesów zachodzących w środowisku, m.in. do usuwania zanieczyszczeń ze ścieków<br />

i gruntów oraz rekultywacji gleb zdegradowanych i zagospodarowania osadów ściekowych<br />

zaproponował Dobrowolski w drugiej połowie dwudziestego wieku [Dobrowolski, Borkowski,<br />

Szymczyk 1987, Dobrowolski, Sławiński, Laszczka, Różanowski 1999, Dobrowolski<br />

2001]. Prace doświadczalne prowadzone nad różnymi gatunkami roślin wykazały wzrost<br />

* Dr inż. Małgorzata Śliwka – Katedra Geoinformacji, Fotogrametrii i Teledetekcji Środowiska,<br />

Wydział Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska, Akademia Górniczo-Hutnicza,<br />

Al. A. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków; tel.: 12 617 47 39; e-mail: sliwka@agh.edu.pl<br />

** Mgr inż. Mateusz Jakubiak – Katedra Geoinformacji, Fotogrametrii i Teledetekcji Środowiska,<br />

Wydział Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska, Akademia Górniczo-Hutnicza,<br />

Al. A. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków; tel.: 12 617 47 39; e-mail: jakubiak@agh.edu.pl<br />

380

Wpływ światła spójnego na zmiany zawartości pierwiastków w biomasie roślin<br />

ich walencji ekologicznej na niesprzyjające warunki środowiskowe, zwiększenie dynamiki<br />

podziału, szybszy wzrost i energię kiełkowania oraz zmiany w stopniu akumulacji pierwiastków<br />

w tkankach roślin.<br />

W pracach prowadzonych na teranie ZGH Bolesław w Bukownie i Cementowni Chełm<br />

wykazano wpływ stymulacji laserowej na zmianę akumulacji pierwiastków śladowych w różnych<br />

organach wierzb Salix viminalis, Salix acutifolia i Salix odmiany Rapp, który był zależny<br />

od sposobu naświetlania zrzezów [Dobrowolski, Różanowski 1996]. W wyniku stymulacji<br />

laserowej zrzezów wierzby stwierdzono także przyspieszenie wzrostu pędów oraz zwiększenie<br />

powierzchni asymilacyjnej [Zielińska-Loek 2001]. Interesującym zagadnieniem jest<br />

wpływ stymulacji laserowej na zdolności roślin do przyswajania różnych pierwiastków. Na<br />

podstawie wieloletnich prac doświadczalnych stwierdzono, że odpowiednio dobrane parametry<br />

naświetlania mogą powodować w zależności od użytych algorytmów zahamowanie<br />

bądź wzrost kumulacji metali w tkankach roślin [Dobrowolski, Wąchalewski, Smyk, Barabasz,<br />

Różycki 1996, Śliwka 2007].<br />

2. Cel, materiał i metoda badań<br />

Celem przeprowadzonych doświadczeń był dobór odpowiednich parametrów stymulacji<br />

laserowej wybranych gatunków roślin (wykorzystywanych w hydrobotanicznych oczyszczalniach<br />

ścieków), prowadzący do zwiększenia ich wybranych zdolności fitoremediacyjnych.<br />

Jako podstawowy materiał doświadczalny wybrano rzęsę drobną (Lemna minor L.).<br />

Dodatkowo przeprowadzone zostały doświadczenia wstępne z kosaćcem żółtym (Iris pseudoacorus<br />

L.).<br />

Poszczególne grupy roślin doświadczalnych zostały poddane ekspozycji na światło lasera<br />

argonowego oraz diod laserowych emitujących światło o długości fali odpowiadającej<br />

barwie czerwonej i niebieskiej.<br />

W doświadczeniach użyto następujące źródła światła spolaryzowanego:<br />

● diody laserowej emitującej światło o długości fali odpowiadającej barwie czerwonej<br />

(l=660 nm) o mocy 20 mW;<br />

● diody laserowej, produkcji Changchun New Industries Optoelectronics Tech Co, emitującej<br />

światło o długości fali odpowiadającej barwie niebieskiej (l=473 nm) o mocy 20 mW;<br />

● lasera argonowego Ar typu ILA –120 produkcji Carl Zeiss Jena, emitującego światło<br />

o długości fali odpowiadającej barwie seledynowej (l=514 nm) o mocy 21 mW.<br />

Z roślin doświadczalnych wyodrębniono grupy o różnych parametrach naświetlania,<br />

różnicując: rodzaj źródła światła spójnego, czas naświetlania oraz sposób naświetlania (ciągły<br />

lub przerywany).<br />

Parametry stymulacji laserowej zostały dobrane w drodze doświadczalnej, oddzielnie<br />

dla każdego z wybranych gatunków roślin, odpowiednio do ich genotypu oraz właściwości<br />

fizykochemicznych środowiska hodowli doświadczalnej. Optymalne parametry biosty-<br />

381

Małgorzata Śliwka, Mateusz Jakubiak<br />

mulacji laserowej testowanych roślin dobrano na podstawie wstępnych doświadczeń w warunkach<br />

laboratoryjnych, a następnie prowadzono doświadczenia w warunkach polowych.<br />

Optymalne parametry stymulacji laserowej rzęsy drobnej uzyskano dla lasera argonowego<br />

o gęstości energii 4W/m 2 i czasie naświetlania 3 razy po 3 sekundy oraz diody laserowej<br />

o długości fali l=660 nm i mocy 20 mW i czasu naświetlania 3 razy po 3 sekundy.<br />

Kłącza kosaćca żółtego naświetlono diodą laserową oraz laserem argonowym w czasie<br />

3 razy po 30 sekund. Rośliny naświetlano wiązką światła padającą prostopadle na badany<br />

materiał, z odległości 20 cm, a następnie hodowano w warunkach polowych, w stawach<br />

wypełnionych ściekami po wstępnym oczyszczaniu mechanicznym. Pod koniec kolejnych<br />

czterech okresów wegetacyjnych dokonano analizy zawartości wybranych pierwiastków<br />

w biomasie gatunków hydrofitów: rzęsy drobnej (Lemna minor) oraz kosaćca żółtego<br />

(Iris pseudoacorus). W roślinach określono zawartość pierwiastków biogennych: azotu (N og<br />

)<br />

i fosforu (P og<br />

), obecnych w ściekach bytowych, oraz metali: kadmu (Cd), niklu (Ni), ołowiu<br />

(Pb) i cynku (Zn), które są obecne w ściekach bytowych i mogą w nadmiernych ilościach powodować<br />

efekt fitotoksyczny.<br />

Analiza chemiczna materiału roślinnego, pod kątem różnic w zawartości pierwiastków<br />

w grupach kontrolnych oraz doświadczalnych przeprowadzona została metodą spektrometrii<br />

masowej ICP-MS oraz atomowej spektrometrii absorpcyjnej ASA.<br />

3. Wyniki<br />

Na podstawie przeprowadzonej analizy chemicznej materiału roślinnego stwierdzono<br />

zwiększoną w stosunku do grupy kontrolnej zawartość azotu i fosforu w biomasie rzęsy<br />

drobnej po jej naświetleniu laserem argonowym. W grupie naświetlanej diodą laserową<br />

(l=660 nm), również stwierdzono większą zawartość tych pierwiastków w biomasie, w porównaniu<br />

z grupą roślin nienaświetlonych (rys. 1). W biomasie liści kosaćca żółtego nie<br />

stwierdzono istotnych różnic w zawartości pierwiastków biogennych (rys. 2). Otrzymane wyniki<br />

analizy zawartości pierwiastków biogennych były powtarzalne w kolejnych latach trwania<br />

doświadczenia.<br />

Różnice w zdolności do pobierania ze ścieków biogenów wynikać mogą ze swoistych<br />

cech obu gatunków wybranych hydrofitów. Rzęsę drobną (Lemna minor) charakteryzuje<br />

zwiększona zdolność do akumulacji pierwiastków biogennych w porównaniu ze zdolnością<br />

akumulacji tych pierwiastków innych hydrofitów, w przeliczeniu na jednostkę suchej masy<br />

[Landolt, Kandeler 1987, Kufel, Brynda 1995].<br />

Ze względu na zawartość w ściekach bytowych takich metali, jak ołów, nikiel, kadm oraz<br />

cynk, a także ich niekorzystne oddziaływanie na organizmy żywe i ekosystemy, określono<br />

zawartość tych pierwiastków w biomasie roślin doświadczalnych.<br />

Zwiększoną zawartość ołowiu stwierdzono w biomasie rzęsy drobnej w grupie roślin poddanych<br />

stymulacji laserem argonowym oraz w grupie kontrolnej kosaćca żółtego (rys. 3 i 4).<br />

382

akumulacji tych pierwiastków innych hydrofitów, w przeliczeniu na<br />

[Landolt E., Kandeler R. 1987; Kufel L., Brynda Cz. 1995].<br />

Wpływ światła spójnego na zmiany zawartości pierwiastków w biomasie roślin<br />

zawartość w s.m. [%]<br />

2,5<br />

2<br />

1,5<br />

1<br />

0,5<br />

0<br />

Ar DLS ktr<br />

zawartość w s.m. [%]<br />

1,6<br />

1,4<br />

1,2<br />

1<br />

0,8<br />

0,6<br />

0,4<br />

0,2<br />

0<br />

Ar<br />

grupy doświadczalne<br />

P [%] N [%]<br />

gru<br />

P [<br />

Rys. 1. Porównanie zawartości N, P w biomasie rzęsy drobnej (Lemna minor) w poszczególnych grupach<br />

doświadczalnych Rys.1 Porównanie w roku zawartości 2006 (ktr N, – grupa P w biomasie kontrolna, rzęsy Ar – drobnej grupa naświetlona (Lemna Rys.2 laserem Porównanie argonowym<br />

l=514 minor) nm, w DLS poszczególnych grupa naświetlona grupach diodą doświadczalnych laserową l=660 w nm) roku 2006 kosaćca żółtego (Iris pseudoa<br />

zawartości pi<br />

Fig. 1. Comparison (ktr of – grupa biogenic kontrolna, elements Ar – concentration grupa naświetlona in dry laserem mass of argonowym duckweed (Lemna doświadczalnych minor) w roku 2006<br />

in experimental<br />

=514<br />

groups<br />

nm., DLS<br />

in 2006<br />

grupa<br />

(ktr<br />

naświetlona<br />

– control<br />

diodą<br />

group,<br />

laserową<br />

Ar – plants<br />

=660<br />

irradiated<br />

nm)<br />

with<br />

naświetlona<br />

an argon laser<br />

laserem argonowym<br />

l=514 nm, DLS – plants irradiated with a laser diode l=660 nm)<br />

Fig. 1 Comparison of biogenic elements concentration in dry mass of diodą laserową =660 nm)<br />

stków innych hydrofitów, w przeliczeniu na jednostkę suchej masy<br />

987; Kufel L., Brynda Cz. 1995].<br />

LS<br />

świadczalne<br />

N [%]<br />

ktr<br />

duckweed (Lemna minor) in experimental groups in 2006 (ktr –<br />

control group, Ar – plants irradiated with an argon laser =514 nm.,<br />

1,6<br />

DLS - plants irradiated with a laser diode =660 nm)<br />

1,4<br />

1,2<br />

1<br />

0,8<br />

0,6<br />

0,4<br />

0,2<br />

0<br />

Ar DLS ktr<br />

zawartość w s.m. [%]<br />

Fig. 2 Comparison of biogenic<br />

of yellow iris (Iris pseudoacor<br />

(ktr – control group, Ar – pla<br />

=514 nm., DLS - plants irradia<br />

Ze względu na zawartość w ściekach bytowych, takich metali jak<br />

cynk, a także ich niekorzystne oddziaływanie na organizmy żywe i<br />

zawartość tych pierwiastków w biomasie roślin doświadczalnych.<br />

Zwiększoną zawartość ołowiu uzyskano w biomasie rzęsy d<br />

poddanych stymulacji laserem argonowym oraz w grupie kontrolnej k<br />

Rys. 2. Porównanie zawartości pierwiastków biogennych w biomasie kosaćca żółtego (Iris pseudoacorus)<br />

(Lemna w poszczególnych Rys.2 Porównanie grupach zawartości doświadczalnych pierwiastków w roku biogennych 2006 (ktr w – biomasie grupa kontrolna, Ar – grupa<br />

4).<br />

biomasie rzęsy drobnej<br />

doświadczalnych w roku naświetlona 2006 kosaćca laserem żółtego argonowym (Iris l=514 pseudoacorus) nm, DLS w grupa poszczególnych naświetlona diodą grupach laserową l=660 nm)<br />

aświetlona laserem Fig. argonowym 2. Comparison doświadczalnych of biogenic 9 elements w roku concentration 2006 (ktr – grupa in dry kontrolna, mass of yellow Ar – grupa iris (Iris pseudoacorus) 90<br />

8<br />

80<br />

diodą laserową =660 nm) in experimental naświetlona groups laserem in 2006 (ktr – control group, Ar – plants irradiated with an argon laser<br />

7 argonowym =514 nm, DLS grupa naświetlona<br />

70<br />

nts concentration in dry mass l=514 of nm,<br />

diodą<br />

DLS<br />

laserową<br />

– plants 6 irradiated<br />

=660 nm)<br />

with a laser diode l=660 nm)<br />

60<br />

5<br />

imental groups in 2006 (ktr –<br />

50<br />

Fig. 2 Comparison 4 of biogenic elements concentration in dry mass<br />

<strong>40</strong><br />

with an argon laser =514 nm., of yellow iris 3 (Iris pseudoacorus) in experimental groups in 2006<br />

383 30<br />

2<br />

iode =660 nm)<br />

(ktr – control group, Ar – plants irradiated with an argon laser<br />

20<br />

1<br />

10<br />

=514 nm., DLS 0 - plants irradiated with a laser diode =660 nm)<br />

zawartośćmetali w s.m.<br />

grupa doświadczalna<br />

P [%] N [%]<br />

zawartość w s.m.

N [%] P [%] N [%]<br />

omasie rzęsy drobnej (Lemna<br />

świadczalnych w roku 2006<br />

wietlona laserem argonowym<br />

dą laserową =660 nm)<br />

concentration in dry mass of<br />

ental groups in 2006 (ktr –<br />

th an argon laser =514 nm.,<br />

e =660 nm)<br />

poddanych stymulacji laserem argonowym oraz w grupie kontroln<br />

Małgorzata Śliwka, Mateusz Jakubiak<br />

Rys.2 Porównanie zawartości pierwiastków biogennych w biomasie<br />

kosaćca żółtego (Iris pseudoacorus) w poszczególnych grupach<br />

doświadczalnych 9 w roku 2006 (ktr – grupa kontrolna, Ar – grupa<br />

naświetlona laserem 8 argonowym =514 nm, DLS grupa naświetlona<br />

7<br />

diodą laserową 6 =660 nm)<br />

Fig. 2 Comparison 5 of biogenic elements concentration in dry mass<br />

4<br />

of yellow iris (Iris pseudoacorus) in experimental groups in 2006<br />

3<br />

(ktr – control 2 group, Ar – plants irradiated with an argon laser<br />

=514 nm., DLS<br />

1<br />

- plants irradiated with a laser diode =660 nm)<br />

0<br />

Ar DLS ktr<br />

4).<br />

zawartośćmetali w s.m.<br />

grupy doświadczalne<br />

ść w ściekach bytowych, takich metali jak ołów, nikiel, kadm oraz<br />

Cd [µg/g] Zn [mg/g] Ni [µg/g] Pb [µg/g]<br />

ystne oddziaływanie na organizmy żywe i ekosystemy, określono<br />

zawartość w s.m.<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

<strong>40</strong><br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

Cd [µg/g]<br />

Rys. 3. Porównanie Rys. zawartości 3 Porównanie Zn, Ni, zawartości Cd i Pb w Zn, biomasie Ni, Cd rzęsy i Pb drobnej w biomasie (Lemna rzęsy<br />

minor) w poszczególnych<br />

grupach doświadczalnych w roku 2006 (ktr – grupa kontrolna, Ar – grupa naświetlona lase-<br />

Rys. 4 Porównanie zawart<br />

rem argonowym l=514 nm, DLS grupa naświetlona diodą laserową l=660 nm)<br />

Fig. 3. Comparison of trace elements concentration in dry mass of duckweed (Lemna minor) in experimental<br />

groups in 2006 (ktr – control group, Ar – plants irradiated with an argon laser l=514 nm,<br />

DLS – plants irradiated with a laser diode l=660 nm)<br />

w w biomasie roślin doświadczalnych.<br />

ć ołowiu uzyskano w biomasie rzęsy drobnej w grupie roślin<br />

rem argonowym oraz w grupie kontrolnej kosaćca żółtego (rys. 3 i<br />

Ar<br />

Zn<br />

dczalne<br />

[µg/g]<br />

ktr<br />

Pb [µg/g]<br />

zawartość w s.m.<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

<strong>40</strong><br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

Ar DLS ktr<br />

grupy doświadczalna<br />

Cd [µg/g] Zn [µg/g] Ni [µg/g] Pb [µg/g]<br />

, Cd i Pb w biomasie Rys. 4. rzęsy Porównanie Rys. zawartości 4 Porównanie metali zawartości w biomasie metali kosaćca w biomasie żółtego (Iris kosaćca pseudoacorus) żółtego w poszczególnych<br />

grupach doświadczalnych w roku 2006 (ktr – grupa kontrolna, Ar – grupa naświetlona laserem<br />

argonowym l=514 nm, DLS grupa naświetlona diodą laserową l=660 nm)<br />

Fig. 4. Comparison of trace elements concentration in dry mass of yellow iris (Iris pseudoacorus) in<br />

experimental groups in 2006 (ktr – control group, Ar – plants irradiated with an argon laser<br />

l=514 nm, DLS – plants irradiated with a laser diode l=660 nm)<br />

4<br />

384

Wpływ światła spójnego na zmiany zawartości pierwiastków w biomasie roślin<br />

Największe zawartości cynku, kadmu i niklu w kolejnych okresach wegetacyjnych<br />

stwierdzono w grupie kontrolnej rzęsy drobnej oraz w biomasie kosaćca żółtego (tab. 1),<br />

również z grupy nienaświetlonej.<br />

Tabela 1. Zawartości pierwiastków w suchej masie kosaćca żółtego (Iris pseudoacorus) w poszczególnych<br />

grupach doświadczalnych w roku 2006 (ktr – grupa kontrolna, Ar – grupa naświetlona<br />

laserem argonowym l=514 nm, DLS grupa naświetlona diodą laserową l=660 nm)<br />

Table 1. Concentration of trace and biogenic elements in dry mass of yellow iris (Iris pseudoacorus)<br />

in experimental groups in 2006 (ktr – control group, Ar – plants irradiated with<br />

an argon laser l=514 nm, DLS – plants irradiated with a laser diode l=660 nm)<br />

Oznaczany pierwiastek<br />

Grupa doświadczalna<br />

Ar DLS Ktr<br />

Cd [µg/g] 0,150 0,050 1,250<br />

Zn [mg/g] 11,800 18,<strong>40</strong>0 81,600<br />

Ni [µg/g] 1,000 3,000 4,000<br />

Pb [µg/g] 0,300 0,500 10,600<br />

P [%] 0,244 0,322 0,168<br />

N [%] 1,187 1,439 1,551<br />

Ze względu na przeznaczenie oczyszczalni hydrobotanicznych do oczyszczania głównie<br />

ścieków bytowo-gospodarczych celowe jest takie dobranie parametrów stymulacji laserowej,<br />

które powoduje zmniejszenie kumulacji metali w biomasie roślin, a tym samym<br />

zmniejszenie prawdopodobieństwa wystąpienia efektu fitotoksycznego.<br />

Dodatkowo zaobserwowano istotnie większy przyrost biomasy rzęsy drobnej (Lemna<br />

minor) hodowanej w warunkach polowych po ekspozycji na światło diody laserowej o mocy<br />

20 mW i długości fali l=660 nm w porównaniu z grupą kontrolną roślin nienaświetlonych.<br />

Największy zaś przyrost biomasy kosaćca żółtego (Iris pseudoacorus) stwierdzono u roślin<br />

naświetlonych laserem argonowym (czas naświetlania 3 razy 30 sekund). Stwierdzone<br />

różnice były statystycznie istotne (Test Post Hoc Kruskala Wallisa). Wyniki przeprowadzonych<br />

doświadczeń wskazały, że odpowiednia fotostymulacja światłem monochromatycznym,<br />

spolaryzowanym i spójnym wpływa istotnie na zwiększenie przyrostu biomasy, znacznie<br />

przyspieszając podziały komórek i wzrost roślin.<br />

Powtarzalność otrzymanych wyników pozwala sformułować stwierdzenie, że parametry<br />

naświetlania (moc, gęstość, czas i rodzaj ekspozycji) zostały dobrane właściwie.<br />

4. Dyskusja wyników<br />

Otrzymane wyniki doświadczeń potwierdzają założenie, że jest możliwa doświadczalna<br />

optymalizacja algorytmów fotostymulacji laserowej hydrofitów w celu zwiększenia ich zdolności<br />

bioremediacyjnych. Dobór parametrów stymulacji, indywidualnie dla każdego gatunku, po-<br />

385

Małgorzata Śliwka, Mateusz Jakubiak<br />

winien prowadzić do zwiększenia pobierania biogenów z oczyszczanych ścieków nie tylko<br />

w wyniku przyspieszenia przyrostu biomasy, ale także jako następstwo kumulacji tych pierwiastków<br />

w przeliczeniu na jednostkę suchej masy. Zdolność niektórych gatunków roślin do fitoremediacji<br />

zanieczyszczeń uzależniona jest od ich genotypu oraz pewnych właściwości fizykochemicznych<br />

środowiska. Metoda biostymulacji laserowej umożliwia optymalne wykorzystanie<br />

potencjalnych zdolności roślin (optymalnej ekspresji fenotypowej), szczególnie w środowisku<br />

skażonym ksenobiotykami, gdzie zaobserwowano największe różnice między grupami<br />

doświadczalnymi. Doświadczenia nad wpływem stymulacji laserowej na bioakumilację metali<br />

śladowych, ciężkich, oraz niektórych zanieczyszczeń organicznych (fenole), mogą być prowadzone<br />

na materiale roślinnym o szczególnych predyspozycjach do usuwanie tego typu zanieczyszczeń,<br />

jak np. trzcina pospolita Phragmites australis (prace wstępne, niepublikowane).<br />

Zmniejszenie zdolności do fitoremediacji metali może znaleźć zastosowanie szczególnie<br />

w odniesieniu do upraw na terenach silnie skażonych [Dobrowolski, Różanowski 1998,<br />

Dobrowolski, Różanowski, Zielińska-Loek 1999].<br />

Wykorzystanie biostymulacji laserowej umożliwia zoptymalizowanie procesów zachodzących<br />

naturalnie w przyrodzie (np. metabolizmu, a szczególnie fotosyntezy, zwiększenia<br />

fitoakumulacji zanieczyszczeń z wód lub gruntu) i wykorzystanie ich w biotechnologii środowiskowej<br />

[Śliwka 2005, Jakubiak, Śliwka 2006]. Ze względu na założenia ekoinżynierii prace<br />

prowadzono na różnych gatunkach roślin o odmiennych zdolnościach fitoremediacyjnych<br />

i różnej odporności na środowiskowe czynniki stresowe.<br />

Wykonane prace finansowane były w ramach projektu badawczego KBN<br />

18.18.150.833 oraz funduszy na badania statutowe Wydziału GGiIŚ Akademii<br />

Górniczo-Hutniczej nr 11.11.150.949 na rok 2009.<br />

Piśmiennictwo<br />

Dobrowolski J.W., Wąchalewski T., Smyk B., Barabasz W., Różycki E. 1996.<br />

Experiments on the influence of laser light on some biological elements of natural environment.<br />

Environmental Managnemt and Health 8/4.<br />

Dobrowolski J.W., Sławiński J., Laszczka A., Różanowski B. 1999. Bioelektronika<br />

a nieswoiste skutki biologiczne laserów małej mocy. Inżynieria Środowiska. Wyd.<br />

AGH. Kraków.<br />

Dobrowolski J.W. 2001. Perspectives of application of laser biotechnology in management<br />

of the natural environment. Polish Journal of Environmental Studies10. Wyd.<br />

Hard. Olsztyn.<br />

Dobrowolski J.W. Borkowski J. Szymczyk S. 1987. Laser stimulation of cumulation<br />

of selenium in tomato fruit. Photon Emission from Biological Systems. World Scientific<br />

Publishers, Singapore: 212–218.<br />

386

Wpływ światła spójnego na zmiany zawartości pierwiastków w biomasie roślin<br />

Dobrowolski J.W., Różanowski B., Zielińska A. 1996. The influence of low power<br />

lasers light of some trace elements in plants. Biological Buletin of Poznań 33.<br />

Dobrowolski J.W., Różanowski B. 1998. The influence of laser light on accumulation<br />

of selected macro-, trace-and ultra elements by some plants. Menegenund Spurenelemente.<br />

Friedrich-Schiller-Universitat, Jena: 147–156.<br />

Dobrowolski J.W.,Różanowski B., Zielińska-Loek A. 1999. Zastosowanie biostymulacji<br />

laserowej w biotechnologii środowiskowej. Biotechnologia Środowiskowa. Wrocław:<br />

313–320.<br />

Jakubiak M., Śliwka M. 2006. The application of laser biostimulation for more efficient<br />

phytoremediation of soil and waste water. Polish Journal of Environmental Studies 15.<br />

Wyd. Hard., Olsztyn: 176–178.<br />

Kufel L., Brynda Cz. 1995. Wykorzystanie rzęsy wodnej (Lemna Minor L.) w oczyszczaniu<br />

ścieków bytowych. Biotechnologia Środowiskowa. Politechnika Śląska. Gliwice.<br />

Landolt E., Kandeler R. 1987. The family of Lemnaceae – a monographic study. Biosystematic<br />

investigations In the family of dackweeds (Lemnaceae) 4. Zurich.<br />

Śliwka M. 2005. Wykorzystanie biostymulacji laserowej roślin do zwiększenia przyrostu<br />

ich biomasy oraz zdolności bioremediacyjnych. Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia.<br />

Tom 3. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa: 637–6<strong>40</strong>.<br />

Śliwka M. 2007. Wpływ stymulacji laserowej na zwiększenie przyrostu biomasy oraz zdolności<br />

bioremediacyjnych roślin wykorzystywanych w hydrofitowych oczyszczalniach<br />

ścieków. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 33, <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska,<br />

Warszawa: 103–107.<br />

Zielińska-Loek A. 2001.The perspectives of reduction of health hazard of conumers by<br />

use of laser photostimulation of plants for management of regions of main roads. Polish<br />

Journal of Environmental Studies 11, Olsztyn.<br />

387

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Magdalena Gajewska*, Anna Czajkowska*, Beata Bartodziejska*<br />

ZAWARTOŚĆ AZOTANÓW (III) I (V) W WYBRANYCH WARZYWACH<br />

DOSTĘPNYCH W HANDLU DETALICZNYM REGIONU ŁÓDZKIEGO<br />

THE CONTENT OF NITRATES (III) AND (V) IN SELECTED<br />

VEGETABLES ON DETAIL SALE IN LODZ REGION<br />

Słowa kluczowe: azotany (III), azotany (V), warzywa.<br />

Key words: nitrates (III), nitrates (V), vegetables.<br />

This article presents results of research on content of nitrates (III) and (V) in selected vegetables<br />

from independent agrarian production in Lodz region, bought in local market. There<br />

were 215 samples of vegetables researched. The results of research show, that lettuce and<br />

red beet are most dangerous, due to high content of nitrates (III) and (V). It was discovered,<br />

that short period of vegetation of plants and early varieties contain more nitrates (V) than<br />

long vegetation plants, which contain more nitrates (III).<br />

Content of nitrates in vegetables can be dangerous for health, therefore it is important to<br />

control them.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Warzywa, stanowiące niezbędny element diety człowieka, są jednocześnie największym<br />

źródłem azotanów w spożywanej żywności. Jak dowodzą badania prowadzone nad<br />

tym zagadnieniem, 50–80% azotanów w żywności pochodzi od spożywanych warzyw [Rutkowska<br />

1996, Wojciechowska 2005]. Występowanie w roślinach pewnych ilości azotanów<br />

(III) i (V) jest zjawiskiem normalnym, ponieważ stanowi konsekwencję naturalnego obiegu<br />

azotu w przyrodzie. Rośliny pobierają azotany i wykorzystują je do syntezy własnego biał-<br />

* Mgr inż. Magdalena Gajewska, mgr Anna Czajkowska, dr Beata Bartodziejska – <strong>Instytut</strong><br />

Biotechnologii Przemysłu Rolno-Spożywczego w Warszawie, ul. Rakowiecka 36, 02-532<br />

Warszawa, Oddział Chłodnictwa i Jakości Żywności w Łodzi, Al. Marszałka Piłsudskiego 84,<br />

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

388

Zawartość azotanów (iii) i (V) w wybranych warzywach dostępnych w handlu detalicznym...<br />

ka [Niewczas i in. 2006, Malinowska i in. 2007]. Intensyfikacja produkcji roślinnej przez stosowanie<br />

wielu związków chemicznych, takich jak nawozy mineralne, powoduje jednak nadmierne<br />

przenikanie z gleby związków azotowych, w wyniku czego rośliny nie są w stanie<br />

przetworzyć ich na białko i nadmiar tych związków kumuluje się w roślinach [Malinowska<br />

i in. 2007]. Na stopień kumulacji azotanów w warzywach ma także wpływ typ gleby, jej pH,<br />

wilgotność i nasłonecznienie [Rutkowska 1996]. Ważną rolę odgrywają też mikroelementy,<br />

w tym szczególnie molibden, którego niedobór w glebie powoduje wzrost ilości azotanów<br />

w warzywach [Michalik i in. 1994]. Niewłaściwe warunki składowania surowców roślinnych,<br />

w wyższej niż zalecana temperaturze oraz brak dostępu tlenu, mogą być przyczyną niepożądanych<br />

przemian biochemicznych, które mogą wpływać na zmiany zawartości azotanów<br />

[Lisiewska i in. 1991]. Ponadto, uwarunkowania genetyczne roślin warzywnych, zależne<br />

od gatunku, a nawet odmiany roślin, także decydują o ilości nagromadzenia tych związków<br />

[Wojciechowska 2005].<br />

Azotany (V) należą do związków mało toksycznych i nie stanowią bezpośredniego zagrożenia<br />

dla zdrowia konsumenta. Dość szybko są wchłaniane z przewodu pokarmowego<br />

i w postaci niezmienionej wydalane z moczem [Niewczas i in. 2006].<br />

Niebezpieczne dla zdrowia człowieka są azotany (III). Redukcja azotanów (V) do azotanów<br />

(III) może zachodzić przed spożyciem warzyw (niewłaściwe warunki przechowywania)<br />

lub w trakcie ich spożywania. Proces redukcji przebiega pod wpływem działania enzymów<br />

już w jamie ustnej, a także w innych odcinkach przewodu pokarmowego, w wyniku aktywności<br />

enzymatycznej bakterii jelitowych. W organizmie człowieka ok. 5% spożytych azotanów<br />

(V) ulega redukcji do azotanów (III). Zredukowane azotany są od 6 do 10 razy bardziej<br />

toksyczne w porównaniu do formy utlenionej [Gułajski 2002, Wojciechowska 2005].<br />

Bezpośrednim następstwem zatrucia azotanami (III) jest utlenienie hemoglobiny do<br />

methemoglobiny, niezdolnej do przenoszenia tlenu, oraz obniżenie ciśnienia krwi. Azotany<br />

mogą ponadto reagować z mioglobiną, tworząc nitrozylomioglobinę. Najbardziej podatne<br />

na powstanie methemoglobiny są małe dzieci, a zwłaszcza niemowlęta do 10 miesiąca życia,<br />

ponieważ ich krew znaczniej łatwiej ulega utlenieniu [Gułajski 2002].<br />

Azotany (III) mogą także wpływać na destrukcję witamin z grupy A i B oraz karotenoidów,<br />

co powoduje obniżenie wartości odżywczej spożywanych warzyw, zawierających<br />

duże ilości azotanów [Smoczyński, Skibniewska 1996]. Mogą także powodować nieodwracalne<br />

zmiany w mózgu, zaburzać prawidłowe funkcjonowanie tarczycy, upośledzać wchłanianie<br />

białek i tłuszczów. Poza tym, azotany (III) w reakcji z aminami drugo- i trzeciorzędowymi<br />

tworzą N-nitrozoaminy - związki o działaniu rakotwórczym, teratogennym i mutagennym<br />

[Szymczak, Prescha 1999].<br />

Warzywa pochodzące z samodzielnej produkcji rolnej mogą być wytwarzane i wprowadzane<br />

do sprzedaży bez obowiązku kontroli ich produkcji [Rozporządzenie Ministra Zdrowia<br />

2007]. Istnieje zatem możliwość występowania w warzywach nadmiernych ilości azotanów,<br />

mogących mieć negatywny wpływ na zdrowie konsumenta.<br />

389

Magdalena Gajewska, Anna Czajkowska, Beata Bartodziejska<br />

2. cel, MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />

Celem prezentowanej Państwu pracy było badanie zawartości azotanów (III) i (V) w wybranych<br />

gatunkach warzyw, pochodzących z samodzielnej produkcji rolnej, zakupionych na<br />

łódzkich bazarach i targowiskach.<br />

Materiał badawczy stanowiły wybrane gatunki warzyw:<br />

● kapusta biała,<br />

● burak ćwikłowy,<br />

● sałata,<br />

● marchew,<br />

● kalafior,<br />

● pomidor<br />

oraz<br />

● ogórek.<br />

Wszystkie warzywa zostały zakupione na targowiskach z terenu aglomeracji łódzkiej<br />

i charakteryzowały je właściwe cechy konsumpcyjne – próbki były świeże, niezwiędnięte<br />

i nienadpsute. Łącznie przebadano 215 próbek.<br />

Zawartoścć azotanów (V) i (III) badano metodą spektrofotometryczną, opartą na reakcji<br />

Griessa, zgodnie z Polską Normą PN-92/A-75112 – Owoce, warzywa i ich przetwory.<br />

Zasada oznaczania zawartości azotanów i azotynów polega na dwuazowaniu azotynu<br />

z sulfanilamidem (odczynnik Griessa I) i połączeniu z N-1-naftyloetylenodiaminą (odczynnik<br />

Griessa II). W wyniku reakcji powstaje czerwonofioletowy związek dwuazowy, natężenie<br />

barwy którego mierzy się spektrofotometrycznie.<br />

Azotany (V) oznaczono z wykorzystaniem bezpośredniej redukcji kadmem do azotanów<br />

(III). Badania analityczne wykonano w świeżej masie części jadalnej, po wcześniejszym<br />

usunięciu skórki, w czasie nieprzekraczającym 24 godzin po dokonaniu zakupu.<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Wyniki oznaczania zawartości azotanów (V) w badanych warzywach przedstawiono<br />

w tabeli 1. Wykazano, że do warzyw o szczególnie dużej zawartości azotanów (V) należą:<br />

● sałata (średnio: 3034,0 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim, 2877,0 mg∙kg -1 w okresie jesienno-zimowym),<br />

● burak ćwikłowy (średnio: 1038,0 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim, 1295,0 mg∙kg -1<br />

w okresie jesienno-zimowym).<br />

Wśród roślin warzywnych, gromadzących średnie ilości azotanów (V) wyróżnić można:<br />

● kapustę białą (średnio: 522,3 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim, 508,7 mg∙kg -1 w okresie<br />

jesienno-zimowym),<br />

oraz:<br />

390

Zawartość azotanów (iii) i (V) w wybranych warzywach dostępnych w handlu detalicznym...<br />

● kalafiora (średnio: 335,7 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim, 210,6 mg∙kg -1 w okresie jesienno-zimowym).<br />

Warzywa kumulujące małe ilości tych związków, to:<br />

● marchew (średnio: 184,4 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim, 202,2 mg∙kg -1 w okresie<br />

jesienno-zimowym),<br />

● ogórek (średnio: 105,9 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim, 98,4 mg∙kg -1 w okresie jesienno-zimowym),<br />

● pomidor (średnio: 82,3 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim, 62,5 mg∙kg -1 w okresie jesienno-zimowym).<br />

Tabela 1. Zawartość azotanów (V) w wybranych warzywach (mg∙kg -1 )<br />

Table 1. The content of nitrates (V) in selected vegetables (mg∙kg -1 )<br />

Sezon* Liczba próbek<br />

kapusta biała<br />

NaNO 3<br />

(mg∙kg -1 )<br />

minimum maximum średnia<br />

Wiosna-lato 12 75,0 915,2 522,3<br />

Jesień-zima 13 30,5 655,4 508,7<br />

sałata<br />

Wiosna-lato 12 879,8 4690,0 3034,0<br />

Jesień-zima 11 632,5 4520,0 2877,0<br />

burak ćwikłowy<br />

Wiosna-lato 10 422,5 2250,0 1038,0<br />

Jesień-zima 15 461,4 2420,0 1295,0<br />

kalafior<br />

Wiosna-lato 15 58,7 670,5 335,7<br />

Jesień-zima 10 33,2 390,4 210,6<br />

marchew<br />

Wiosna-lato 20 61,8 342,8 184,4<br />

Jesień-zima 17 98,7 455,0 202,2<br />

ogórek<br />

Wiosna-lato 20 44,7 354,7 105,9<br />

Jesień-zima 20 41,2 312,3 98,4<br />

pomidor<br />

Wiosna-lato 17 94,5 191,0 82,3<br />

Jesień-zima 23 41,1 153,8 60,5<br />

*<br />

Sezon wiosna-lato: od 1 kwietnia do 30 września; sezon jesień-zima: od 1 października do 31 marca.<br />

Publikowane przez innych autorów dane dotyczące zawartości azotanów (V) w warzywach<br />

uprawianych w różnych regionach Polski w znacznej części pokrywają się z wynikami<br />

prezentowanymi w niniejszej pracy. W pracach tych również wykazano dużą zawartość azotanów<br />

(V) w sałacie [Rostkowski i in. 1994] i w burakach [Borawska i in. 1994] oraz w sałacie<br />

i burakach [Szymczak, Prescha 1999, Murawa i in. 2008], mniejszą zaś w ogórku i pomidorze<br />

[Borawska i in. 1994, Murawa i in. 2008]. Można zatem wnioskować, że zdolność do<br />

kumulacji tych związków przez warzywa nie jest wyłącznie zależna od regionu ich uprawy.<br />

Rożek [2000] na podstawie wielu przeprowadzonych doświadczeń, wykazał, że zdolność<br />

391

Magdalena Gajewska, Anna Czajkowska, Beata Bartodziejska<br />

do gromadzenia azotanów (V) przez rośliny uprawne, może być determinowana genetycznie<br />

i stanowi cechę charakterystyczną dla danego gatunku lub danej odmiany warzywa.<br />

Analizując wyniki przedstawione w tabeli 1, można stwierdzić, że próbki sałaty, kapusty<br />

białej, kalafiora i pomidora, zakupione do badań w okresie wiosenno-letnim, charakteryzowała<br />

większa zawartość azotanów (V), niż w próbkach zakupionych w okresie jesienno-zimowym.<br />

Wynika to z tego, że gatunki roślin o krótszym okresie wegetacji oraz odmiany wczesne cechuje<br />

duża zdolność kumulowania azotanów (V) w porównaniu do zdolności kumulowania azotanów<br />

przez rośliny odmian o dłuższym okresie uprawy. Wczesne odmiany kapusty głowiastej białej<br />

i innych warzyw gromadzą ponad dwukrotnie więcej azotanów niż odmiany średniowczesne<br />

i prawie pięciokrotnie więcej niż odmiany średniopóźne i późne [Wojciechowska 2004, Wojciechowska<br />

2005]. Jedynie marchew, w odróżnieniu od kalafiora i kapusty białej, kumulowała większe<br />

ilości azotanów (V) w okresie jesienno-zimowym. W próbkach buraka ćwikłowego i ogórka<br />

zawartość azotanów (V) kształtowała się na podobnym poziomie w ciągu całego roku badań.<br />

Określoną w trakcie badań zawartość azotanów (III) w badanych warzywach przedstawiono<br />

w tabeli 2.<br />

Tabela 2. Zawartość azotanów (III) w wybranych warzywach (mg/kg)<br />

Table 2. The content of nitrates (III) in selected vegetables (mg/kg)<br />

Sezon* Liczba próbek<br />

kapusta biała<br />

NaNO 2<br />

(mg∙kg -1 )<br />

minimum maximum średnia<br />

Wiosna-lato 12 0,6 3,5 0,9<br />

Jesień-zima 13 0,8 4,1 1,1<br />

sałata<br />

Wiosna-lato 12 0,9 7,8 2,3<br />

Jesień-zima 11 1,2 10,1 2,9<br />

burak ćwikłowy<br />

Wiosna-lato 10 0,6 8,0 1,5<br />

Jesień-zima 15 1,1 11,2 1,8<br />

kalafior<br />

Wiosna-lato 15 0,6 1,7 0,9<br />

Jesień-zima 10 0,6 1,6 0,8<br />

marchew<br />

Wiosna-lato 20 < 0,5 1,8 0,7<br />

Jesień-zima 17 < 0,5 1,9 0,8<br />

ogórek<br />

Wiosna-lato 20 < 0,5 1,2 0,6<br />

Jesień-zima 20 < 0,5 1,3 0,6<br />

pomidor<br />

Wiosna-lato 17 < 0,5 1,0 0,6<br />

Jesień-zima 23 < 0,5 1,1 0,5<br />

*<br />

Sezon wiosna-lato – od 1 kwietnia do 30 września, sezon jesień-zima – od 1 października do 31 marca.<br />

392

Zawartość azotanów (iii) i (V) w wybranych warzywach dostępnych w handlu detalicznym...<br />

Większą ilość tych związków kumulowały warzywa zakupione do badań w okresie jesienno-zimowym,<br />

w stosunku do ilości azotanów kumulowanych w warzywach badanych<br />

w okresie wiosenno-letnim. Największe ilości azotanów (III) stwierdzono w próbkach sałaty<br />

(średnio: 2,3 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim oraz 2,9 mg∙kg -1 w okresie jesienno-zimowym),<br />

buraka ćwikłowego (średnio: 1,5 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim oraz 1,8 mg∙kg -1<br />

w okresie jesienno-zimowym) i kapusty białej (średnio: 0,9 mg∙kg -1 w okresie wiosenno-letnim<br />

oraz 1,1 mg∙kg -1 w okresie jesienno-zimowym). W próbkach pozostałych badanych warzyw<br />

nie stwierdzono istotnych różnic w zawartości azotanów (III) w zależności od okresu<br />

badań.<br />

Uzyskane wyniki zawartości azotanów (III) kształtują się na podobnym poziomie, jak<br />

wyniki przedstawiane przez innych autorów badań [Nabrzyński i in. 1994, Borawska i in.<br />

1994, Szymczak i Prescha 1999]. Większa zawartość azotanów (III) w warzywach zakupionych<br />

w okresie jesienno-zimowym może być spowodowana niewłaściwymi warunkami magazynowania<br />

i transportu (podwyższona temperatura i brak dostępu tlenu). Następuje wówczas<br />

redukcja azotanów (V) do azotanów (III). Rośliny o dłuższym okresie wegetacji mają<br />

także zdolność redukowania większej ilości azotanów (V) [Wojciechowska 2004].<br />

W celu zapewnienia bezpieczeństwa zdrowotnego konsumentów przed toksycznym<br />

wpływem azotanów w rozporządzeniu Komisji (WE) nr 1881/2006 z dnia 19 grudnia 2006 r.<br />

obowiązującym obecnie w Polsce, ustalono najwyższe dopuszczalne poziomy niektórych<br />

zanieczyszczeń w środkach spożywczych. W rozporządzeniu tym określono najwyższe dopuszczalne<br />

poziomy azotanów (V) jedynie dla sałaty i mrożonego szpinaku.<br />

Z własnych doświadczeń autorów, związanych ze współpracą z sektorem owocowo-<br />

-warzywnym, wynika, że producenci, chcąc potwierdzić jakość i bezpieczeństwo zdrowotne<br />

swoich wyrobów, badają wykorzystywane surowce pod kątem zawartości azotanów, a uzyskane<br />

wyniki odnoszą do wymagań zawartych w nieobowiązującym już rozporządzeniu Ministra<br />

Zdrowia w sprawie dostaw bezpośrednich środków spożywczych [2003], w którym<br />

określono maksymalne dozwolone poziomy azotanów (V) dla szerokiej grupy świeżych warzyw.<br />

Są one zróżnicowane i wynoszą:<br />

● <strong>40</strong>00 mg∙kg -1 dla sałaty zbieranej od 1 października do 31 marca,<br />

● 2500 mg∙kg -1 dla sałaty zbieranej od 1 kwietnia do 30 września,<br />

● 1500 mg∙kg -1 dla buraka,<br />

● 750 mg∙kg -1 dla kapusty,<br />

● <strong>40</strong>0 mg∙kg -1 dla marchwi, ogórka i kalafiora<br />

oraz<br />

● 200 mg∙kg -1 dla pomidora.<br />

Biorąc pod uwagę wskazane kryteria można stwierdzić, że największe zagrożenie<br />

zdrowotne, wśród przebadanej grupy warzyw, stanowi sałata, której 42% próbek przebadanych<br />

w okresie wiosenno-letnim oraz 36% próbek zakupionych do badań w okresie<br />

jesienno-zimowym charakteryzowało przekroczenie dopuszczalnego poziomu azota-<br />

393

Magdalena Gajewska, Anna Czajkowska, Beata Bartodziejska<br />

nów (V). Nadmierną akumulację tych związków wykazano także w <strong>40</strong> procentach próbek<br />

buraka ćwikłowego, przebadanych w okresie wiosenno-letnim, a także w <strong>40</strong> procentach<br />

próbek przebadanych w okresie jesienno-zimowym. Znacznie mniejsze przekroczenia<br />

dopuszczalnych limitów odnotowano w próbkach kalafiora (33% próbek) i kapusty białej<br />

(42% próbek), przy czym występowały one jedynie w próbkach zakupionych do badań<br />

w okresie wiosenno-letnim. Marchew, w odróżnieniu od kalafiora i kapusty białej, kumulowała<br />

największe ilości azotanów (V) w okresie jesienno-zimowym - w 29 procentach próbek<br />

stwierdzono przekroczenie dopuszczalnego poziomu. Wszystkie przebadane próbki<br />

pomidora i ogórka charakteryzowała mała, nieprzekraczającą dozwolonych limitów, zawartość<br />

azotanów (V).<br />

Podsumowując uzyskane wyniki należy stwierdzić, że wiedza na temat stosowania nawozów<br />

mineralnych oraz istniejących sposobów zmniejszenia zawartości azotanów w roślinach<br />

uprawnych jest wciąż niewystarczająca wśród plantatorów, a dążenie do uzyskania<br />

wysokich plonów nadal dominuje nad jakością zdrowotną produktu. Znajomość wpływu<br />

czynników zewnętrznych na metabolizm azotanów pozwoliłaby uzyskać plony o wysokiej<br />

jakości zdrowotnej, przy zachowaniu korzystnych efektów ekonomicznych produkcji.<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Spośród przebadanych warzyw największe ilości azotanów (III) i (V) kumulowały sałata<br />

i burak ćwikłowy.<br />

2. Sałata, kapusta biała, kalafior i pomidor, zakupione do badań w okresie wiosenno-letnim,<br />

charakteryzowała większa zawartość azotanów (V), niż w próbkach zakupionych<br />

i badanych w okresie jesienno-zimowym. Jedynie marchew kumulowała największe ilości<br />

azotanów (V) w okresie jesienno-zimowym.<br />

3. Ponieważ warzywa mogą zawierać nadmierne ilości azotanów, stwarzające zagrożenie<br />

dla zdrowia człowieka, ogromne znaczenie ma kontrola ich bezpieczeństwa zdrowotnego.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

BORAWSKA M., OMIELJANIUK N., ROSTKOWSKI J., OTŁOG T., HAMID F. 1994. Zawartość<br />

azotanów i azotynów w wybranych warzywach i ziemniakach dostępnych w handlu<br />

Białegostoku w latach 1991–1992. Roczn. PZH, 45 (1–2): 89-96.<br />

GUŁAJSKI M. 2002. Jak unikać zatrucia organizmu żywnością. Wiad. Ziel. 6: 16-18.<br />

LISIEWSKA Z., KMIECIK W. 1991. Azotany i azotyny w warzywach. Cz. II. Zmiany zawartości<br />

azotanów i azotynów w warzywach podczas krótko i długoterminowego przechowywania.<br />

Post. Nauk Roln. 3: 25-31.<br />

MALINOWSKA E., GROMKOWSKA A., SZEFER P. 2007. Zawartość azotanów (V) i azotanów<br />

(III) w roślinach strączkowych. Bromat. Chem. Toksykol. XL, 3: 287-291.<br />

394

Zawartość azotanów (iii) i (V) w wybranych warzywach dostępnych w handlu detalicznym...<br />

MICHALIK H., SZWONEK E. 1994. Uwaga na azotany. Zdrowa żywność 1 (23): 27-28.<br />

MURAWA D., BANASZKIEWICZ T., MAJEWSKA E., BŁASZCZUK B., SULIMA J. 2008. Zawartość<br />

azotanów (III) i (V) w wybranych gatunkach warzyw i ziemniakach dostępnych<br />

w handlu w Olsztynie w latach 2003-2004. Bromat. Chem. Toksykol. XLI, 1: 67-71.<br />

NABRZYŃSKI M., GAJEWSKA R. 1994. Zawartość azotanów i azotynów w owocach i w warzywach<br />

i w niektórych innych środkach spożywczych. Roczn. PZH 45 (3): 167-180.<br />

NIEWCZAS J., KAMIONOWSKA M., MITEK M. 2006. Zawartość azotanów (III) i (V) w owocach<br />

nowych odmian dyni olbrzymiej (Cucurbita maxima). Żywność, Nauka, Technologia,<br />

Jakość 2 (47). Supl.: 238-245.<br />

ROSTKOWSKI J., BORAWSKA M., OMIELJANIUK N., OTŁOG K. 1994. Występowanie<br />

azotanów i azotynów we wczesnych warzywach i ziemniakach dostępnych w handlu<br />

Białegostoku w 1992 roku. Roczn. PZH 45 (1-2): 81-87.<br />

ROŻEK S. 2000. Czynniki wpływające na akumulację azotanów w plonie warzyw. Zesz.<br />

Nauk. AR. w Krakowie, seria Sesja Naukowa 71: 19-31.<br />

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 6 czerwca 2007 r. w sprawie dostaw bezpośrednich<br />

środków spożywczych. Dz.U. <strong>Nr</strong> 112, poz. 774.<br />

SMOCZYŃSKI S.S., SKIBNIEWSKA K.A. 1996. Azotany i azotyny jako higieniczny problem<br />

jakości żywności. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 4<strong>40</strong>: 361-364.<br />

SZYMCZAK J., PRESCHA A. 1999. Zawartość azotanów i azotynów w warzywach rynkowych<br />

we Wrocławiu. Roczn. PZH 50 (1) : 17-23.<br />

RUTKOWSKA G. 1996. Jeszcze o azotanach. Chłodnictwo 31 (12): 38-<strong>40</strong>.<br />

WOJCIECHOWSKA R. 2004. Wybrane aspekty metabolizmu azotanów w warzywach ze<br />

szczególnym uwzględnieniem sałaty masłowej Sprinter F 1<br />

. Zesz. Nauk. AR. w Krakowie,<br />

seria Rozprawy 297.<br />

WOJCIECHOWSKA R. 2005. Akumulacja azotanów a jakość produktów ogrodniczych.<br />

Wyd. Coperite, Kraków: 21-27.<br />

WOJCIECHOWSKA R., SMOLEŃ S., PRZYBYŁO J. 2000. Zawartość azotanów w różnych<br />

częściach użytkowych wybranych gatunków warzyw. Zesz. Nauk. AR. w Krakowie, ser.<br />

Sesja Naukowa, 71: 205-208.<br />

395

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Nina Bątorek-Giesa*, Barbara Jagustyn*<br />

Zawartość chloru w biomasie stałej stosowanej<br />

do celów energetycznych<br />

Chlorine content in solid biomass used for power<br />

industry<br />

Słowa kluczowe: biomasa, zawartość chloru, korozja chlorkowa.<br />

Key words: biomass, content of chlorine, chloride corrosion.<br />

Physical and chemical properties makes biomass technologically difficult fuel revealing<br />

many differences from coal combusted in power boilers. Chlorine is one of the elements<br />

present in biomass that has harmful environmental effect as well as corrosive effect on technological<br />

installations used in combustion and co–combustion of solid biomass. Chlorine<br />

appears in its form of soluble chlorides, mainly magnesium, sodium, potassium and calcium<br />

chloride absorbed by plants from the ground.<br />

In Institute for Chemical Processing of Coal in Zabrze, researches concerning determination<br />

of different properties of biomass used in power industry, have been carried out since<br />

many years. This work presents the results of determination of chlorine content in many kind<br />

of biomass as well as chlorine negative influence boilers work during the co-combustion of<br />

biomass and coal.<br />

1. wprowadzenie<br />

Konieczność przeciwdziałania zachodzącym zmianom klimatycznym wymusza podejmowanie<br />

działań zmierzających do ograniczenia emisji gazów cieplarnianych [Borkowska<br />

2007]. Jednym ze sposobów jest zastępowanie kopalnych źródeł energii źródłami odnawialnymi,<br />

między innymi biomasą roślinną. Zastosowanie biomasy jako odnawialnego nośnika<br />

* Mgr inż. Nina Bątorek-Giesa i mgr inż. Barbara Jagustyn – <strong>Instytut</strong> Chemicznej Przeróbki<br />

Węgla, ul. Zamkowa 1, 41–803 Zabrze; tel.: 32 271 00 41 wew. 221, fax: 32 271 08 09;<br />

e–mail: ngiesa@ichpw.zabrze.pl; bjagustyn@ichpw.zabrze.pl<br />

396

Zawartość chloru w biomasie stałej stosowanej do celów energetycznych<br />

energii pierwotnej w energetyce jest procesem, który się już rozpoczął, ale osiągnięcie odpowiedniego<br />

poziomu technologicznego, a w szczególności wiedzy eksploatacyjnej, ciągle<br />

wymaga wielu badań. Stopień wykorzystania biomasy jest uzależniony od wielkości zasobów<br />

oraz technologii przetwarzania.<br />

Obecnie tylko kilka jednostek energetycznych wytwarza energię elektryczną bezpośrednio<br />

spalając jedynie biomasę. Większym zainteresowaniem podmiotów krajowych elektroenergetyki<br />

i ciepłownictwa cieszą się technologie umożliwiające współspalanie biomasy<br />

z węglem w istniejących kotłach energetycznych.<br />

Najczęściej spalana jest biomasa drzewna w postaci zrębków, trocin, peletów i brykietów.<br />

Spalana jest również kora, słoma oraz rośliny z plantacji, np. wierzba energetyczna, miskant<br />

olbrzymi, ślazowiec pensylwański oraz topinambur. Od roku 2008 Minister Gospodarki<br />

rozporządzeniem narzucił obowiązek wprowadzania w całkowitej ilości biomasy współspalanej<br />

z paliwami konwencjonalnymi ściśle określonego udziału biomasy z upraw energetycznych<br />

lub odpadów oraz pozostałości z produkcji rolnej (tzw. biomasa „agro”) i z przemysłu<br />

przetwarzającego jej produkty, a także części pozostałych odpadów, które ulegają biodegradacji,<br />

z wyłączeniem odpadów i pozostałości z produkcji leśnej, a także przemysłu przetwarzającego<br />

jej produkty [Rozporządzenie Ministra Gospodarki 2008].<br />

2. Właściwości fizykochemiczne biomasy<br />

Właściwości fizykochemiczne biomasy powodują, że jest ona paliwem trudnym technologicznie,<br />

znacznie różniącym się od węgla spalanego w kotłach energetycznych. Podstawowe<br />

różnice między tymi paliwami to:<br />

● większa zawartość wilgoci w surowej biomasie, która wpływa negatywnie na efektywność<br />

procesu spalania oraz na wzrost kosztów transportu,<br />

● większa zawartość części lotnych, zmieniająca warunki zapłonu i spalania,<br />

● mniejsza wartość opałowa biomasy,<br />

● zbliżony jakościowo skład pierwiastkowy, lecz różny pod względem ich zawartości.<br />

Na właściwości fizykochemiczne biomasy ma wpływ zarówno pora ścięcia biomasy, jak<br />

i cechy uwarunkowane genetycznie, które w pewnym stopniu są modyfikowane warunkami<br />

środowiskowymi, takimi jak właściwości gleby, jej nawożenie oraz intensywność<br />

opadów.<br />

W Instytucie Chemicznej Przeróbki Węgla (dalej IChPW) w Zabrzu od wielu lat prowadzone<br />

są badania dotyczące oceny właściwości fizykochemicznych różnego rodzaju biomasy<br />

stosowanej w krajowej energetyce. W tym czasie, w związku z brakiem norm krajowych<br />

i europejskich oraz rosnącym zainteresowaniem tego materiału jako paliwa, opracowano<br />

i wdrożono do praktyki laboratoryjnej procedury techniczne, stosowane do oceny parametrów<br />

jakościowych biomasy [Winnicka 2006]. W tabeli 1 przedstawiono podstawowe właściwości<br />

fizykochemiczne węgla i biomasy stałej.<br />

397

Nina Bątorek-Giesa, Barbara Jagustyn<br />

Tabela 1. Właściwości węgli oraz biomasy stałej<br />

Table 1. Properties of coals and solid biomass<br />

Parametr Węgiel kamienny Węgiel brunatny Biomasa drzewna<br />

Biomasa<br />

niedrzewna<br />

r<br />

W t<br />

[%] 3,2 – 19,1 10,9 – 54,6 4,9 – 68,5 6,1 – 41,0<br />

W a [%] 0,8 – 12,1 4,7 – 21,9 2,6 – 11,6 2,5 – 11,1<br />

A a [%] 3,5 – 26,9 3,5 – 26,9 0,3 – 6,9 1,3 – 16,3<br />

V a [%] 29,39 – 35,86 18,71 – 44,6 70,67 – 82,83 52,67 – 80,38<br />

a<br />

S t<br />

[%] 0,32 – 1,17 0,69 – 1,10 < 0,02 – 0,08 0,03 – 0,67<br />

a<br />

Q s<br />

y/g 23 911 – 34 311 19 780 – 22 842 17 921 – 20 702 14 613 – 26 784<br />

r<br />

Q i<br />

y/g 21 079 – 27 656 7 844 – 18 <strong>40</strong>2 4 396 – 18 381 13 192 – 24 791<br />

Cl a [%] 0,020 – 0,159 < 0,005 – 0,029 < 0,005 – 0,057 < 0,005 – 1,002<br />

a<br />

C t<br />

[%] 49,7 – 78,4 41,7 – 56,8 45,2 – 51,7 38,6 – 58,5<br />

a<br />

H t<br />

[%] 3,85 – 5,56 4,12 – 6,00 5,15 – 6,32 4,26 – 7,95<br />

N a [%] 0,54 – 1,51 0,31 – 0,98 0,12 – 0,87 0,23 – 5,82<br />

Objaśnienia: W t<br />

r<br />

– zawartość wilgoci całkowitej, W a – zawartość wilgoci w próbce analitycznej, A a – zawartość<br />

popiołu, V a – zawartość części lotnych, S t<br />

a<br />

– zawartość siarki całkowitej, Q s<br />

a<br />

– ciepło spalania,<br />

Q i<br />

r<br />

– wartość opałowa, Cl a – zawartość chloru, C t<br />

a<br />

– zawartość węgla całkowitego, H t<br />

a<br />

– zawartość wodoru,<br />

N a – zawartość azotu.<br />

3. Zawartość chloru w biomasie stałej<br />

Jednym z pierwiastków zawartych w biomasie, który oddziałuje szkodliwie zarówno na<br />

środowisko naturalne, jak i na instalacje technologiczne, stosowane do spalania lub współspalania<br />

biomasy stałej, jest chlor. Chlor występuje głównie w postaci rozpuszczalnych chlorków,<br />

głównie sodu, potasu, magnezu i wapnia, zaabsorbowanych przez rośliny z gleby.<br />

Spośród wielu metod oznaczania zawartości chloru należy wymienić następujące metody:<br />

● wagowe,<br />

● miareczkowe,<br />

● spektrometryczne,<br />

● elektroanalityczne,<br />

● chromatografii gazowej i jonowej,<br />

● fluorescencji rentgenowskiej.<br />

Wybór metody oznaczania zawartości chloru zależy od poziomu jego zawartości<br />

w próbce, pożądanej precyzji i dokładności, rodzaju innych współwystępujących składników<br />

oraz dostępności wyposażenia.<br />

Jedną z najprostszych metod oznaczania chloru jest metoda polegająca na:<br />

● całkowitym spaleniu próbki w obecności mieszaniny Eschki w bombie kalorymetrycznej<br />

w atmosferze tlenu,<br />

● oznaczaniu zawartości chloru w roztworze zawierającym produkty spalania metodą<br />

miareczkowania.<br />

398

Zawartość chloru w biomasie stałej stosowanej do celów energetycznych<br />

W chwili obecnej nie ma norm dotyczących oznaczania zawartości chloru w biomasie.<br />

W IChPW opracowano Procedurę Techniczną Q/ZK/P/15/26/A:2006 „Biomasa do celów<br />

energetycznych. Oznaczanie zawartości chloru z zastosowaniem metody miareczkowania<br />

potencjometrycznego”. Metodę tą można stosować do oznaczania zawartości chloru występującego<br />

w ilościach nie mniejszych niż 0,005%. Na podstawie wyników badań stwierdzono,<br />

że w zależności od rodzaju biomasy chlor występuje w ilości stanowiącej od mniej<br />

niż 0,005% do 0,05% w biomasie drzewnej, a w biomasie z roślin jednorocznych (trawy, słoma<br />

zbożowa i rzepakowa itp.) nawet do ponad 1,0%. Wysoka zawartość chloru w roślinach<br />

jednorocznych jest między innymi związana z zastosowaniem potasowego środka nawożącego,<br />

którym najczęściej jest chlorek potasu (KCl). Zastąpienie chlorku potasu siarczanem<br />

(K 2<br />

SO 4<br />

) może spowodować niemal pięciokrotne zmniejszenie zawartości chloru w uprawianej<br />

biomasie. Świadczą o tym badania przeprowadzone na ślazowcu pensylwańskim [Borkowska<br />

2007].<br />

W tabeli 2 przedstawiono zawartości chloru dla różnych rodzajów biomasy stałej. Przedstawione<br />

wyniki pochodzą z bazy danych IChPW [Świeca, Wilk 2008].<br />

Tabela 2. Zawartość chloru dla różnych rodzajów biomasy stałej<br />

Table 2. Chlorine content of different kinds of the solid biomass<br />

Rodzaj biomasy Zawartość chloru (Cl a ), %<br />

Drewno pochodzenia leśnego < 0,005 – 0,019<br />

Wierzba energetyczna

Nina Bątorek-Giesa, Barbara Jagustyn<br />

● rosnące zagrożenie tworzenia się osadów w palenisku oraz na konwekcyjnych powierzchniach<br />

ogrzewalnych,<br />

● szybszą korozję wysokotemperaturową po stronie spalin,<br />

● redukcję sprawności układów odpylania,<br />

● problemy z wykorzystaniem odpadów paleniskowych ze względu na zmieniający się ich<br />

skład,<br />

● emisję aromatycznych związków chloroorganicznych, w tym dioksyn i furanów (w razie<br />

spalania biomasy o dużej zawartości chloru).<br />

Współspalanie niektórych rodzajów biomasy (np. słomy, liści, kory drzew) może spowodować<br />

między innymi wzrost zagrożenia korozją chlorkową przegrzewaczy pary,<br />

związaną ze wzrostem udziału Cl w paliwie. Korozja ta jest nierozerwalnie związana<br />

z osadami popiołowymi pokrywającymi rury [Ściążko, Zuwała, Sobolewski 2007; Ściążko,<br />

Zuwała, Pronobis 2007].<br />

Szczególnie korozyjny względem stali w wysokiej temperaturze jest chlor molekularny (Cl 2<br />

).<br />

Powoduje on tzw. aktywne utlenianie metalu, niszczące ochronną warstwę tlenków.<br />

Źródłem chloru molekularnego (Cl 2<br />

) przy powierzchni metalu może być powstający<br />

w spalinach chlorowodór (reakcja Deacona – utlenianie HCl) oraz występujące<br />

w osadach chlorki metali alkalicznych (K i Na). Korozja chlorkowa jest szczególnie<br />

intensywna, jeżeli KCl i NaCl występują w fazie ciekłej. Chociaż temperatura<br />

topnienia tych chlorków jest wysoka (KCl – 774 o C, NaCl – 802 o C), to ich eutektyki<br />

z chlorkami innych metali mają znacznie niższą temperaturę topnienia. Na skutek<br />

tego w kotłach, w których spala się paliwa zawierające chlor, alkalia i metale ciężkie,<br />

zagrożenie korozją występuje już w temperaturze 250°C, eutektyk ZnCl 2<br />

– KCl<br />

[http://www.spalanie.pwr.wroc.pl/].<br />

Chlor obecny w biomasie oraz w spalanych mieszankach paliwowych ma wpływ na<br />

skłonność do żużlowania. W zależności od zawartości chloru w paliwie skłonność ta<br />

określona jest następującymi zależnościami [Ściążko, Zuwała, Sobolewski 2007]:<br />

Cl < 0,2% – mała skłonność paliwa do żużlowania,<br />

Cl ∈ (0,2–0,3)% – średnia skłonność paliwa do żużlowania,<br />

Cl ∈ (0,3–0,5)% – duża skłonność paliwa do żużlowania,<br />

Cl > 0,5% – bardzo duża skłonność paliwa do żużlowania.<br />

5. Podsumowanie<br />

Duża zawartość chloru, zwłaszcza w słomie rzepakowej oraz trawach może stwarzać<br />

zagrożenie korozją chlorkową oraz zwiększyć skłonność paliwa do żużlowania. W związku<br />

z wprowadzeniem do procesu współspalania nowych rodzajów biomasy, zawierających<br />

znacznie większe ilości chloru niż biomasa drzewna, celowe jest prowadzenie w odniesieniu<br />

do nich kontroli zawartości tego pierwiastka.<br />

<strong>40</strong>0

Zawartość chloru w biomasie stałej stosowanej do celów energetycznych<br />

Mając na uwadze wymogi legislacyjne, narzucające systematyczny wzrost udziału<br />

w całkowitej masie spalanej biomasy – biomasy pochodzenia „agro” – należy zwracać<br />

szczególną uwagę na jej odpowiedni dobór zarówno ilościowy, jak i jakościowy.<br />

Piśmiennictwo<br />

Borkowska H., Lipieński W. 2007. Zawartość wybranych pierwiastków w biomasie kilku<br />

gatunków roślin energetycznych. Acta Agrophysica 10(2): 287–292.<br />

Rozporządzenie Ministra Gospodarki z dnia 14 sierpnia 2008 r. w sprawie szczegółowego<br />

zakresu obowiązków uzyskania i przedstawienia do umorzenia świadectw<br />

pochodzenia, uiszczenia opłaty zastępczej, zakupu energii elektrycznej i ciepła<br />

wytworzonych w odnawialnych źródłach energii oraz obowiązku potwierdzania<br />

danych dotyczących ilości energii elektrycznej wytworzonej w odnawialnym źródle<br />

energii. Dz.U. <strong>Nr</strong> 156, poz. 969.<br />

http://www.spalanie.pwr.wroc.pl/badania/korozja/korozja.htm<br />

Ściążko M., Zuwała J., Pronobis M. 2007. Współspalanie biomasy i paliw alternatywnych<br />

w energetyce. Wydawnictwo <strong>Instytut</strong>u Chemicznej Przeróbki Węgla i Politechniki<br />

Śląskiej. Zabrze–Gliwice.<br />

Ściążko M., Zuwała J., Sobolewski A. 2007. Przewodnik metodyczny procedury bilansowania<br />

i rozliczania energii wytwarzanej w procesach półspalania. Wydawnictwo<br />

<strong>Instytut</strong>u Chemicznej Przeróbki Węgla i Politechniki Śląskiej, Warszawa–Zabrze.<br />

Świeca G., Wilk B. 2008. Baza danych statystycznych węgla, biomasy, paliw alternatywnych<br />

i polskiego przemysłu koksowniczego jako instrument upowszechniania wyników<br />

działalności badawczo–rozwojowej ChPWiPŚ. Zabrze–Gliwice.<br />

Winnicka G., Jagustyn B. 2006. Procedury analityczne dla oceny właściwości biomasy<br />

i paliw alternatywnych. Przemysł chemiczny 8–9: 1324–1327.<br />

<strong>40</strong>1

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Magdalena Komorowicz*, Hanna Wróblewska**, Jacek Pawłowski***<br />

Skład chemiczny i właściwości energetyczne biomasy<br />

z wybranych surowców odnawialnych<br />

Chemical composition and energetic properties of<br />

biomass from selected renewable resources<br />

Słowa kluczowe: biomasa, wierzba krzewiasta (Salix viminalis L.), topinambur (Helianthus<br />

tuberosus L.), miskant olbrzymi (Miscanthus giganteus), rdest sachaliński (Reynoutria sachalinensis<br />

F.Schmidt), skład chemiczny, właściwości energetyczne.<br />

Key words: biomass, basket willow (Salix viminalis L.), woodland sunflower (Helianthus tuberosus<br />

L.), miscanthus (Miscanthus giganteus), giant knotweed (Reynoutria sachalinensis<br />

F.Schmidt), chemical composition, energetic properties.<br />

Evolution of civilization and exhaustion of fossil resources/raw materials is connected with<br />

increase of demand for energy from renewable sources. Renewable sources are mainly<br />

plant raw materials – biomass, which can be used as energetic or industrial raw material. In<br />

which way we use that sources, it depends on chemical composition and energetic properties<br />

of these raw materials. Estimation of these properties were made for shoots of basket<br />

willow (Salix viminalis L.), stems of woodland sunflower (Helianthus tuberosus L.), straw of<br />

perennial grass of miscanthus (Miscanthus giganteus) and stems of giant knotweed (Reynoutria<br />

sachalinensis F.Schmidt). Chemical composition (soluble substances, content of<br />

cellulose, lignin, pentosans), elemental composition (carbon, nitrogen, hydrogen and sulfur<br />

content), ash content (550°C), heat of combustion and calorific value of tested materials<br />

were determined. Tests showed diversity of content of main (cellulose, lignin, pentosans)<br />

and secondary components (substances soluble in water, 1% solution of NaOH, extraction<br />

* Mgr inż. Magdalena Komorowicz – Zakład <strong>Ochrony</strong> Środowiska i Konserwacji Drewna,<br />

<strong>Instytut</strong> Technologii Drewna, ul. Winiarska 1, 60-654 Poznań; tel.: 61 849 24 26;<br />

e-mail: m_ciesiolka@itd.poznan.pl<br />

** Doc. dr Hanna Wróblewska – <strong>Instytut</strong> Technologii Drewna, ul. Winiarska 1, 60-654 Poznań;<br />

tel.: 61 849 24 80; e-mail: h_wroblewska@itd.poznan.pl<br />

*** Mgr Jacek Pawłowski – <strong>Instytut</strong> Technologii Drewna, ul. Winiarska 1, 60-654 Poznań;<br />

tel.: 61 849 24 82<br />

<strong>40</strong>2

Skład chemiczny i właściwości energetyczne biomasy z wybranych surowców odnawialnych<br />

substances) and of calorific values of tested samples in dry, ash-free state. High ash content<br />

was characteristic of all lignocellulosic raw materials (2.10% – 5.50%).<br />

1. WPROWADZNIE<br />

Głównym elementem polityki oszczędzania zasobów kopalnych surowców energetycznych<br />

jest uzyskiwanie energii ze źródeł odnawialnych: wiatru, wody, słońca i biomasy.<br />

Udział tej energii w światowym bilansie energetycznym powinien być z każdym rokiem<br />

większy. Polska jako członek Unii Europejskiej zobowiązała się do zwiększenia udziału<br />

energii cieplnej i elektrycznej ze źródeł odnawialnych do poziomu 12,9% w 2017 r. [Dyrektywa<br />

2001/77/WE, Rozporządzenie Ministra Gospodarki 2008]. Oznacza to, że nasz<br />

kraj musi przeznaczyć na cele energetyczne znaczne ilości biomasy, która w polskich warunkach<br />

geograficznych jest jedynym liczącym się źródłem energii odnawialnej. Biomasa<br />

może pochodzić z upraw energetycznych, drewna opałowego oraz odpadów rolniczych,<br />

przemysłowych i leśnych. Niewystarczająca podaż biomasy z tych źródeł sprawia, że<br />

energetyka sięga po sortymenty drewna (papierówka) i odpady drzewne (trociny), które<br />

były dotychczas wykorzystywane do produkcji celulozy, papieru i płyt drewnopochodnych.<br />

Spodziewane niedobory przemysłowego surowca drzewnego uzupełniane mogą być biomasą<br />

z konwencjonalnych i specjalnych upraw roślin przemysłowych i żywnościowych na<br />

gruntach rolniczych. W celu zwiększenia zainteresowania rolników uprawami energetycznymi<br />

są wprowadzane dopłaty do upraw tych roślin z budżetu Unii Europejskiej. Do otrzymania<br />

dotacji upoważnia m.in. uprawa roślin jednorocznych (jak: rzepak, rzepik, żyto, kukurydza<br />

i len włóknisty), buraków cukrowych, soi, roślin wieloletnich (jak: róża bezkolcowa,<br />

śluzowiec pensylwański, miskant olbrzymi, topinambur, rdest sachaliński, mozga<br />

trzcinowata) oraz zagajników drzew leśnych o krótkim okresie rotacji, np. wierzby energetycznej<br />

[Rozporządzenie Komisji WE 2004].<br />

Surowce niedrzewne, jak: słoma zbożowa, trzcina, bambus, bagassa, konopie, len,<br />

juta, od lat są wykorzystywane w przemyśle celulozowo-papierniczym [Surmiński 1989].<br />

Również przemysł tworzyw drzewnych jest zainteresowany surowcami lignocelulozowymi,<br />

które mogą zastąpić drewno [Frąckowiak 2007, Kowaluk i in. 2008, Danecki i in.<br />

2008].<br />

Największe zainteresowanie jako surowiec energetyczny budziła dotychczas wierzba,<br />

głównie ze względu na szybki przyrost i małe wymagania glebowe. Wydajność plonów<br />

wierzby krzewiastej według Szczukowskiego [2006] wynosi od 11,0 do 26,4 ton z hektara<br />

rocznie, przy czym zbiór roślin co 3 lata daje najkorzystniejsze rezultaty – średnio<br />

21,6 t/ha·rok.<br />

W polskich warunkach klimatycznych można w celach energetycznych uprawiać m.in.<br />

słonecznik bulwiasty (topinambur), trawy wieloletnie z rodziny Miscanthus i rdest sachaliński<br />

[Majtkowski 2007, Piskier 2007].<br />

<strong>40</strong>3

Magdalena Komorowicz, Hanna Wróblewska, Jacek Pawłowski<br />

Przydatność niedrzewnych roślin jednorocznych i wieloletnich do wykorzystania energetycznego<br />

bądź przemysłowego zależy od właściwości chemicznych i fizycznych pozyskanej<br />

z nich biomasy.<br />

2. Cel, materiały i metody badań<br />

Celem omawianych w tym artykule badań było określenie składu chemicznego i właściwości<br />

energetycznych biomasy pozyskanej z wybranych surowców lignocelulozowych.<br />

Badaniami objęto:<br />

● jednoroczne pędy wierzby krzewiastej (Salix viminalis L.),<br />

● czteroletnie pędy wierzby krzewiastej (Salix viminalis L.) w trzech wariantach: w korze,<br />

bez kory i sama kora,<br />

● łodygi topinambura, czyli słonecznika bulwiastego (Helianthus tuberosus L.),<br />

● słomę wieloletniej trawy miskanta olbrzymiego (Miscanthus giganteus),<br />

● łodygi rdestu sachalińskiego (Reynoutria sachalinensis F. Schmidt).<br />

Materiał do badań pozyskano z upraw doświadczalnych Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego<br />

w Olsztynie. Próby biomasy suszono na powietrzu do osiągnięcia stanu powietrznosuchego,<br />

po czym pocięto na 5-centymetrowe odcinki, które rozdrobniono w młynie nożowym<br />

lub udarowym do odpowiedniej wielkości ziarna.<br />

W próbkach o uziarnieniu 0,5–1,0 mm oznaczono według Prosińskiego [1984]:<br />

● wilgotność metodą suszarkowo-wagową,<br />

● zawartość substancji ekstrakcyjnych metodą Soxhleta (mieszanina etanol:benzen 1:1),<br />

● zawartość substancji rozpuszczalnych w zimnej i gorącej wodzie,<br />

● zawartość substancji rozpuszczalnych w 1-procentowym NaOH,<br />

● zawartość celulozy metodą Seiferta,<br />

● zawartość ligniny Klasona metodą Tappi,<br />

● zawartość pentozanów metodą Tollensa,<br />

● zawartość popiołu oznaczono w temperaturze 550°C.<br />

W próbkach o uziarnieniu

Skład chemiczny i właściwości energetyczne biomasy z wybranych surowców odnawialnych<br />

liński – 2,43%, miskant olbrzymi – 2,28%, czteroletnie pędy wierzby krzewiastej w korze<br />

– 1,91% i bez kory – 1,94% (tab. 1). Prosiński [1984] podaje, że dojrzałe drewno sosny,<br />

wierzby i topoli zawiera średnio od 2,2% do 5,7% substancji ekstrakcyjnych (tab. 2). Zawartość<br />

substancji rozpuszczalnych w zimnej i gorącej wodzie (garbniki, barwniki, cukry)<br />

była najwyższa w jednorocznych pędach (6,60% – zimna woda, 10,37% – gorąca woda)<br />

i w korze wierzby krzewiastej (6,16% – zimna woda, 12,02% – gorąca woda). W miskancie<br />

olbrzymim (2,86% – zimna woda, 4,99% – gorąca woda), w topinamburze (2,12% i 4,68%)<br />

i w czteroletnich pędach wierzby (2,04% i 4,36%) była na podobnym poziomie, co w dojrzałym<br />

drewnie sosny (średnio 2,1% i 6,4%). Mniej substancji rozpuszczalnych w wodzie<br />

zawierały łodygi rdestu sachalińskiego (1,78% i 4,26%), a najmniej drewno czteroletnich<br />

pędów wierzbowych (1,52% i 2,97%). Jeszcze mniej substancji rozpuszczalnych w wodzie<br />

odnotowano [Prosiński 1984] w dojrzałym drewnie wierzby białej – 1,3% i 2,7% (tab.<br />

2). Substancje rozpuszczalne w 1-procentowym roztworze wodorotlenku sodu stanowiły aż<br />

48,20% kory wierzbowej, 34,47% jednorocznych pędów wierzbowych i tylko 20,16% drewna<br />

czteroletnich pędów wierzbowych.<br />

W badanych surowcach niedrzewnych najmniej substancji rozpuszczalnych w 1%<br />

NaOH stwierdzono u topinambura – 25,66%.<br />

Roztwór 1-procentowego NaOH rozpuszcza w drewnie dojrzałym głównie hemicelulozy,<br />

a w młodocianym również częściowo celulozę i ligninę. Wysoka zawartość substancji rozpuszczalnych<br />

w 1-procentowym NaOH cechuje drewno niedojrzałe, słabo zdrewniałe, młode.<br />

Główny składnik materiałów lignocelulozowych – celuloza oznaczona metodą Seiferta<br />

– stanowił w badanych surowcach od nieco ponad 39% absolutnie suchej masy w jednorocznych<br />

pędach i korze wierzby krzewiastej do 47,47% w miskancie olbrzymim (tab. 1).<br />

Pędy i drewno czteroletniej wierzby krzewiastej zawierały 45,97% i 45,25% celulozy (odpowiednio),<br />

a łodygi topinamburu i rdestu sachalińskiego kolejno <strong>40</strong>,69% i <strong>40</strong>,65%. Prosiński<br />

[1984] podaje, że w dojrzałym drewnie wierzby i sosny występuje średnio 43,6%<br />

i 48,1% celulozy (tab. 2). Zawartość pentozanów w badanych surowcach lignocelulozowych<br />

– w miskancie olbrzymim i topinamburze – wynosiła kolejno 23,57 i 22,65% (tab. 1)<br />

i była większa niż w dojrzałym drewnie wierzby białej, średnio 21,5% i topoli białej, 21,8%<br />

(tab. 2). Wierzba krzewiasta (10,22% – kora oraz od 17,05 do 18,32% – pędy) i rdest<br />

sachaliński (19,17%) zawierały mniej pentozanów niż dojrzałe drewno wierzby białej –<br />

21,5% (tab. 1 i 2).<br />

Najwyższą zawartość ligniny stwierdzono w korze czteroletnich pędów wierzby –<br />

36,05%. Zawartość ligniny w łodygach rdestu sachalińskiego – 27,81%, nieokorowanych<br />

jednorocznych pędach wierzby krzewiastej – 26,04% oraz w słomie miskanta olbrzymiego<br />

– 24,62% była porównywalna z średnią zawartością tego składnika w dojrzałym drewnie<br />

wierzby białej – 25,0% (tab. 1 i 2). Łodygi topinamburu, czteroletnie pędy wierzby i drewno<br />

pędów wierzby krzewiastej zawierały natomiast odpowiednio: 20,48%, 20,04% i 17,53% ligniny,<br />

podobnie jak dojrzałe drewno topoli białej zawierające 20,4% ligniny (tab. 2).<br />

<strong>40</strong>5

Magdalena Komorowicz, Hanna Wróblewska, Jacek Pawłowski<br />

Tabela 1. Skład chemiczny badanych surowców lignocelulozowych<br />

Table 1. Chemical composition of tested lignocelluloses raw materials<br />

Składniki<br />

Topinambur<br />

Miskant<br />

olbrzymi<br />

Wierzba krzewiasta<br />

Rdest<br />

pędy czteroletnie<br />

sachaliński pędy<br />

jednoroczne drewno<br />

drewno kora<br />

w korze<br />

% absolutnie suchej masy<br />

Wilgotność 8,11 7,05 7,30 6,22 5,90 5,89 7,96<br />

zimna<br />

woda<br />

gorąca<br />

woda<br />

1%<br />

NaOH<br />

3,00 2,28 2,43 5,34 1,91 1,94 4,93<br />

2,12 2,86 1,78 6,60 2,04 1,52 6,16<br />

4,68 4,99 4,26 10,37 4,36 2,97 12,02<br />

25,66 29,24 29,71 34,47 24,80 20,16 48,20<br />

Celuloza Seiferta <strong>40</strong>,95 47,47 <strong>40</strong>,65 39,29 45,97 45,25 39,76<br />

Pentozany 22,65 23,57 19,17 17,05 17,53 18,32 10,22<br />

Lignina Klasona 20,48 24,62 27,81 26,04 20,04 17,53 36,05<br />

Tabela 2. Skład chemiczny wybranych gatunków drewna – dane literaturowe [Prosiński 1984]<br />

Table 2. Chemical composition of selected wood species – literature data [Prosiński 1984]<br />

Substancje rozpuszczalne<br />

etanolbenzen<br />

Wierzba biała Sosna zwyczajna Topola biała<br />

Składniki<br />

% absolutnie suchej masy<br />

etanolbenzen<br />

2,2* 4,6* 5,7<br />

Substancje zimna<br />

1,3* 2,1* 1,2<br />

rozpuszczalne woda<br />

gorąca<br />

2,7<br />

woda<br />

6,4* 2,0<br />

Celuloza Seiferta 43,6* 48,1* 52,4<br />

Pentozany 21,5* 9,8* 21,8<br />

Lignina Klasona 25,0* 28,8* 20,4<br />

* Wartości średnie.<br />

Analiza elementarna wykazała, że zawartość węgla w badanych surowcach wahała<br />

się od 44,29% w czteroletnich pędach wierzby do 48,15% w słomie miskanta olbrzymiego<br />

i była mniejsza od przeciętnej zawartości tego pierwiastka (~49%) w biopaliwach<br />

stałych (CEN/TS 14961:2007). Zawartość wodoru (5,62%–6,09%) w niedrzewnych surowcach<br />

była natomiast zbliżona do zawartości tego pierwiastka w biopaliwach stałych<br />

(6,3%; tab. 3).<br />

<strong>40</strong>6

Skład chemiczny i właściwości energetyczne biomasy z wybranych surowców odnawialnych<br />

Tabela 3. Skład elementarny oraz właściwości energetyczne badanych surowców lignocelulozowych<br />

w zestawieniu z dojrzałym drewnem sosny i wierzby oraz węglem brunatnym<br />

Table 3. Elementary composition and energetic values of the studied lignocellulosic raw materials<br />

in comparison with mature wood of pine and willow, and brown coal<br />

Surowiec<br />

Ciepło<br />

spalania<br />

Wartość opałowa<br />

w stanie<br />

suchym<br />

analitycznym roboczym<br />

bezpopiołowym<br />

Skład elementarny<br />

C H N S<br />

Popiół<br />

MJ/kg MJ/kg % absolutnie suchego surowca<br />

Topinambur 16,128 14,588 14,699 16,653 45,77 6,08 0,31 0 2,51<br />

Miskant olbrzymi 17,975 16,478 16,450 18,300 48,15 6,09 0,23 0 2,10<br />

Rdest sachaliński 15,376 14,435 14,394 15,558 46,81 5,69 0,38 0 2,67<br />

pędy<br />

jednoroczne<br />

18,150 16,715 16,876 18,489 44,96 5,79 0,70 0 1,77<br />

pędy<br />

czteroletnie<br />

17,867 16,437 16,688 18,095 44,29 5,75 0,37 0 1,23<br />

drewno pędów<br />

czteroletnich<br />

18,376 16,956 17,094 18,422 44,44 5,77 0,24 0 0,62<br />

kora pędów<br />

czteroletnich<br />

17,016 16,300 16,345 17,695 44,67 5,62 1,28 0 5,69<br />

Sosna – – – 18,800 49,7 6,3 0,13 0,02 0,60<br />

Wierzba krzewiasta<br />

Buk – – – 18,<strong>40</strong>0 47,9 6,2 0,22 0,02 0,50<br />

Węgiel<br />

brunatny<br />

– – – 27,000 68,4 5,5 1,8 1,3 7,60<br />

Zawartość azotu w badanych surowcach była zróżnicowana od 0,23% w miskancie<br />

i 0,31% w topinamburze do 0,70% w jednorocznych pędach wierzby i 1,28% w korze wierzby<br />

(tab. 3). Według literatury zawartość azotu w biopaliwach stałych waha się od 0,5 do<br />

1,4% (CEN/TS 14961:2007).<br />

Przeciętna zawartość popiołu w biopaliwach stałych niedrzewnych kształtuje się na poziomie<br />

od 4 do 7%. W drewnie liściastym i iglastym wynosi 0,3%, w korze drzew liściastych<br />

5%, a w drewnie wierzby 2% (CEN/TS 14961:2007). Zawartość popiołu w badanych próbkach<br />

biomasy nie przekraczała tych typowych wartości dla surowców roślinnych i wynosiła<br />

od 0,62% w drewnie wierzby do 5,69% w korze wierzby, a zatem była mniejsza niż zawartość<br />

popiołu w węglu brunatnym – 7,60% (tab. 3).<br />

Ciepło spalania badanych surowców wahało się od 16,128 MJ/kg topinamburu do<br />

18,376 MJ/kg drewna wierzby krzewiastej (tab. 3). Wartość opałową badanych materiałów<br />

obliczono na podstawie ciepła spalania, wilgotności, zawartości wodoru i popiołu w stanie<br />

analitycznym (wilgotność materiału po przygotowaniu próbki do analizy) oraz w stanie<br />

roboczym (wilgotność produktu/materiału jako gotowego paliwa) i w stanie suchym bezpopiołowym<br />

(tab. 3). Wartość opałowa paliwa zależy od zawartości wilgoci i popiołu – im wyż-<br />

<strong>40</strong>7

Magdalena Komorowicz, Hanna Wróblewska, Jacek Pawłowski<br />

sza zawartość wody i substancji niepalnych w paliwie, tym niższa jego wartość opałowa.<br />

W praktyce ważna jest wilgotność i zawartość popiołu w chwili dozowania paliwa do kotła,<br />

jednakże do celów porównawczych przyjęto podawanie wartości opałowej w stanie suchym<br />

i bezpopiołowym (wartość teoretyczna).<br />

Porównanie wartości opałowej badanych surowców wykazało, że wartość tego parametru<br />

jest najniższa dla materiału w stanie roboczym, wyższa dla materiału w stanie analitycznym<br />

a najwyższa dla materiału w stanie suchym i bezpopiołowym (tab. 3).<br />

Wartość opałowa badanych próbek miskanta i ślazowca wynosiła w stanie suchym i bezpopiołowym<br />

kolejno: 18,272 MJ/kg i 18,300 MJ/kg; wierzby 18,489 MJ/kg, a topinamburu 16,653<br />

MJ/kg (tab. 3). Topinambur odznaczała zatem najniższa a wierzbę krzewiastą najwyższa wartość<br />

opałowa. Przeciętna wartość opałowa w stanie suchym i bezpopiołowym dla roślin jednoliściennych<br />

(traw, słomy zbóż i trzciny) według Specyfikacji Technicznej (CEN/TS 14961:2007)<br />

wynosi 18,4–18,5 MJ/kg drewna liściastego i 19,0–19,2 MJ/kg drewna iglastego, a dla wierzby<br />

18,4–18,8 MJ/kg (tab. 3). Z badanych roślin tylko topinambur miał mniejszą wartość opałową<br />

niż zakresy podane w specyfikacji, a także od wymagań normy DIN 51731 w odniesieniu do<br />

sprasowanych paliw z cząstek drzewnych (17,500–19,500 MJ/kg). Wartość opałowa pozostałych<br />

badanych surowców, a w szczególności wierzby (18,489 MJ/kg) spełniała wymagania normy<br />

DIN 51731 dotyczącej drewna. Zawartość azotu (0,70%) i popiołu (1,77%) w wierzbie przekraczała<br />

natomiast limity podane w tej normie (

Skład chemiczny i właściwości energetyczne biomasy z wybranych surowców odnawialnych<br />

Skład chemiczny badanej biomasy wierzbowej – charakterystyczny dla drewna młodego<br />

– był zróżnicowany w zależności od badanego surowca wierzbowego: pędy jednoroczne,<br />

pędy czteroletnie, drewno, kora.<br />

Najkorzystniejsze dla praktyki właściwości energetyczne miało drewno czteroletnich<br />

pędów wierzby krzewiastej: niska zawartość popiołu – 0,62% i wysoka wartość opałowa<br />

– 18,4 MJ/kg.<br />

Na podstawie składu chemicznego i właściwości energetycznych biomasy z miskanta<br />

olbrzymiego, słonecznika bulwiastego, rdestu sachalińskiego i wierzby krzewiastej stwierdzono,<br />

że gatunki te są potencjalnym źródłem odnawialnego surowca lignocelulozowego,<br />

który przy wprowadzeniu odpowiednich technologii może być wykorzystany w energetyce<br />

i w przemyśle.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Danecki L., Nicewicz D., Klimczewski M. 2008: Straw as a Raw Material for Production<br />

of Fibreboards. In: Proceedings of the International Panel Products Symposium<br />

2008, Espoo, Finland 24 – 26 October 2008: 255–259.<br />

Dyrektywa 2001/77/WE z dnia 27 września 2001 r. w sprawie wspierania produkcji<br />

na rynku wewnętrznym energii elektrycznej wytwarzanej ze źródeł odnawialnych<br />

(Dz.Urz. WE L 283 z 27.10.2001 r.)<br />

Frąckowiak I. 2007: Z badań nad wykorzystaniem alternatywnych surowców lignocelulozowych<br />

do produkcji płyt wiórowych. W: Technologia drewna wczoraj, dziś, jutro. Studia<br />

i szkice na Jubileusz Profesora Ryszarda Babickiego. ITD, Poznań.<br />

Kalembasa D. 2006: Ilość i skład chemiczny popiołu z biomasy roślin energetycznych.<br />

Acta Agrophysica 7(4): 909–914.<br />

Kowaluk G., Sandak J., Palubicki B. 2008. Wettability of Chosen Alternative Lignocellulose<br />

Raw Materials for Particleboards Production. In: Proceedings of the International<br />

Panel Products Symposium, Espoo, Finland 24–26 October 2008: 279–283.<br />

Majtkowski W. 2007. Wartościowe rośliny energetyczne. W: Materiały z IV Konferencji<br />

„Biopaliwa szansą dla Polski, Dni Ślazowca”, SGGW, Warszawa, 27–28 września 2007.<br />

Oznaczanie ciepła spalania i obliczanie wartości opałowej. PN-81/G-04513 Paliwa stałe.<br />

Piskier T. 2007: Topinambur – alternatywne źródło energii. W: Materiały z IV Konferencji<br />

„Biopaliwa szansą dla Polski, Dni Ślazowca”, SGGW, Warszawa, 27–28 września 2007.<br />

Preßlinge aus Naturbelassenem Holz. Anforderungen und Prüfung. DIN 51731<br />

Prüfung fester Brennstoffe.<br />

Prosiński S. 1984. Chemia drewna. PWRiL, Warszawa.<br />

Rozporządzenie Komisji (WE) nr 1973/2004 z dnia 29 października 2004 r. ustanawiające<br />

szczegółowe zasady stosowania rozporządzenia Rady (WE) nr 1782/2003<br />

w odniesieniu do systemów wsparcia przewidzianych w tytułach IV i IVa tego roz-<br />

<strong>40</strong>9

Magdalena Komorowicz, Hanna Wróblewska, Jacek Pawłowski<br />

porządzenia oraz wykorzystania odłogowanych gruntów do produkcji surowców<br />

Dz.U. L 345 z 20.11.2004 r.<br />

Rozporządzenie Ministra Gospodarki z dnia 14 sierpnia 2008 r. w sprawie szczegółowego<br />

zakresu obowiązków uzyskania i przedstawienia do umorzenia świadectw pochodzenia,<br />

uiszczenia opłaty zastępczej, zakupu energii elektrycznej i ciepła wytworzonych<br />

w odnawialnych źródłach energii oraz obowiązku potwierdzania danych dotyczących<br />

ilości energii elektrycznej wytworzonej w odnawialnym źródle energii. Dz.U.<br />

<strong>Nr</strong> 156, poz. 969.<br />

Specyfikacja Techniczna. Biopaliwa stałe. Wymagania techniczne i klasy. CEN/TS<br />

14961:2007.<br />

Szczukowski S. (2006): Zwiększenie produkcji biomasy z wieloletnich upraw wierzby<br />

krzewiastej. W: Paliwa i Energia XXI wieku szansą rozwoju wsi i miast. W. Ciechanowicz,<br />

S. Szczukowski (red.) WIT, Warszawa: 171–181.<br />

Surmiński J. 1989. Budowa i morfologia surowców i mas włóknistych. Wyd. AR, Poznań.<br />

410

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Mateusz Jakubiak*, Małgorzata Śliwka**<br />

Wpływ fotostymulacji na zawartość wybranych<br />

pierwiastków w liściach wierzb energetycznych<br />

The photostimulation influence on the content of<br />

selected elements in the energetic willow leaves<br />

Słowa kluczowe: fotostymulacja, światło lasera, Salix viminalis, rekultywacja, biomasa.<br />

Key words: photostimulation, laser light, Salix viminalis, reclamation, biomass.<br />

Interdisciplinary researches demonstrate usefulness and numerous application possibilities<br />

of laser biostimulation in environmental engineering. Experiments on plants prove that appropriate<br />

stimulation of seeds or seedlings with coherent light may effect in faster growth,<br />

amplified resistance to contamination, or change in the degree of accumulation of certain<br />

elements in the tissues. These features may be particularly important for land management<br />

of areas affected by industrial pollution.<br />

The article presents research on differences in accumulation of selected elements in leaves<br />

of the following species of willow: Salix viminalis DuoTur and Salix viminalis Turbo. The<br />

comparative analysis included a control group and experimental groups of plants with cuttings<br />

subjected to coherent light stimulation using different irradiation parameters. Cuttings<br />

of all groups were cultivated on the soil with increased level of salinity. Chemical analysis<br />

of biomass of leaves was carried out at the end of the first vegetation season. During the<br />

year of vegetation the gain in biomass was also measured and the condition of plants was<br />

observed.<br />

* Mgr inż. Mateusz Jakubiak – Katedra Biotechnologii Środowiskowej i Ekologii, Wydział<br />

Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska, Akademia Górniczo-Hutnicza w Krakowie,<br />

Al. A. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków; tel.: 696 771 285; e-mail: jakubiak@agh.edu.pl<br />

** Dr inż. Małgorzata Śliwka – Katedra Biotechnologii Środowiskowej i Ekologii, Wydział<br />

Geodezji Górniczej i Inżynierii Środowiska, Akademia Górniczo-Hutnicza w Krakowie,<br />

Al. A. Mickiewicza 30, 30-059 Kraków; tel.: 12 617 47 39; e-mail: sliwka@agh.edu.pl<br />

411

Mateusz Jakubiak, Małgorzata Śliwka<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Wieloletnie, interdyscyplinarne badania potwierdzają wiele możliwości zastosowania biostymulacji<br />

laserowej w inżynierii środowiska. Z doświadczeń prowadzonych na roślinach wynika, że<br />

efektem zastosowania stymulacji nasion lub sadzonek światłem spójnym emitowanym przez lasery<br />

małej mocy może być przyspieszenie wzrostu oraz zwiększenie odporności na zanieczyszczenia.<br />

Badania dowiodły, że odpowiednio dobrane do materiału roślinnego parametry fotostymulacji,<br />

takie jak: długość fali światła, gęstość energii, czas naświetlania i sposób ekspozycji,<br />

mogą wywołać zmianę stopnia kumulacji niektórych pierwiastków w tkankach [Dobrowolski 1999<br />

i 2001, Zielińska-Loek 2001]. Przy zastosowania algorytmów naświetlania powodujących wzrost<br />

fitoremediacyjnych zdolności roślin w odniesieniu do niektórych zanieczyszczeń metoda ta może<br />

znaleźć zastosowanie w biologicznym zagospodarowaniu gruntów skażonych przemysłowo [Jakubiak,<br />

Śliwka 2006 i 2008]. Wykorzystanie tej metody może również znaleźć zastosowanie<br />

w roślinnych oczyszczalniach ścieków [Dobrowolski i in. 2002, Śliwka 2007].<br />

Celem obecnie prowadzonych badań na wierzbach energetycznych jest opracowanie<br />

na drodze doświadczalnej algorytmów stymulacji zrzezów wierzb światłem laserów małych<br />

mocy, które będą wpływały na przyspieszenie i zwiększenie przyrostu biomasy a także<br />

ograniczenie negatywnego wpływu stresu solnego na wzrost i rozwój roślin. Badania przedstawione<br />

w niniejszym artykule miały na celu sprawdzenie różnic w akumulacji wybranych<br />

pierwiastków śladowych w liściach wierzb Salix viminalis DuoTur oraz Salix viminalis Turbo,<br />

których zrzezy były przed posadzeniem poddane fotostymulacji, a następnie uprawiane na<br />

glebie o podwyższonym zasoleniu.<br />

2. MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ<br />

Przedstawione badania prowadzone nad wpływem spójnego światła laserów małej<br />

mocy na różnych gatunków wierzb energetycznych są rozwinięciem wstępnych badań laboratoryjnych<br />

prowadzonych jako uprawa hydroponiczna zrzezów wierzb [Jakubiak 2005].<br />

Opierając się na wynikach uzyskanych podczas wstępnych doświadczeń ustalono najbardziej<br />

optymalne źródła i parametry światła, którego działaniu zostały poddane zrzezy dwóch<br />

polskich odmian wierzby wiciowej: Salix viminalis Turbo i Salix viminalis DuoTur.<br />

Wybrane parametry stymulacji zrzezów dawały w doświadczeniach laboratoryjnych<br />

najlepsze wyniki w przyspieszeniu wzrostu roślin i zmniejszeniu ich wrażliwości na zasolenie<br />

roztworów hydroponicznych.<br />

Światło emitowane przez wykorzystane do stymulacji lasery małych mocy to bardzo<br />

skupiona wiązka, równoległa do osi rezonatora. Spójne światło laserów charakteryzuje bardzo<br />

duża intensywność, a także jest monochromatyczne – emitowane światło o ściśle określonej<br />

długości fali odpowiadającej barwie światła. Zastosowane do fotostymulacji materiału<br />

roślinnego promieniowanie laserowe jest promieniowaniem optycznym, czyli falą elektro-<br />

412

Wpływ fotostymulacji na zawartość wybranych pierwiastków w liściach wierzb energetycznych<br />

magnetyczną niosącą ze sobą energię. Efekt wywołany biostymulacją jest związany głównie<br />

z absorpcją kwantów energii promieniowania przez określone fotoreceptory, którymi<br />

mogą być związki aktywne biologicznie lub organelle komórkowe [Karu 1990].<br />

Jako źródeł światła laserowego wykorzystanego w opisywanym doświadczeniu do naświetlenia<br />

zrzezów wierzb przed ich posadzeniem użyto:<br />

● medycznego aplikatora laserowego „Laser D68-1” produkcji Marp Electronic o mocy 20 mW,<br />

emitującego pulsacyjne światło o długości fali λ=670 nm, odpowiadającej barwie czerwonej,<br />

● diody laserowej produkcji Changchun New Industries Optoelectronics Tech Co. o mocy<br />

20 mW, emitującej stałe światło o długości fali λ=473 nm, odpowiadającej barwie niebieskiej.<br />

W doświadczeniu użyto po 60 zrzezów odmiany Salix viminalis Turbo oraz 60 zrzezów<br />

Salix viminalis DuoTur. Zrzezy podzielono na 6 grup jednakowej liczebności:<br />

● grupa Turbo K – zrzezy Salix viminalis Turbo, niepoddane stymulacji przed posadzeniem<br />

(grupa kontrolna),<br />

● grupa Turbo LM – zrzezy Salix viminalis Turbo, przed posadzeniem poddane stymulacji<br />

światłem medycznego aplikatora laserowego, naświetlane 3 razy po 30 sekund,<br />

● grupa Turbo DN – zrzezy Salix viminalis Turbo, przed posadzeniem poddane stymulacji<br />

światłem diody laserowej, naświetlane 3 razy po 30 sekund,<br />

● grupa DuoTur K – zrzezy Salix viminalis DuoTur, niepoddane stymulacji przed posadzeniem<br />

(grupa kontrolna),<br />

● grupa DuoTur LM – zrzezy Salix viminalis DuoTur, przed posadzeniem poddane stymulacji<br />

światłem medycznego aplikatora laserowego, naświetlane 3 razy po 30 sekund,<br />

● grupa DuoTur DN – zrzezy Salix viminalis DuoTur, przed posadzeniem poddane stymulacji<br />

światłem diody laserowej, naświetlane 3 razy po 30 sekund.<br />

Zrzezy zostały wysadzone na teren doświadczalny z glebą o podwyższonym zasoleniu,<br />

którą stanowiła glina pylasta. Pod koniec okresu wegetacyjnego, w październiku, dokonano<br />

ostatnich obserwacji i pomiarów wzrostu roślin oraz zebrano biomasę liści, którą następnie<br />

wysuszono, rozdrobniono w młynku laboratoryjnym i poddano analizie chemicznej. Zawartość<br />

kadmu, ołowiu, cynku oraz miedzi w materiale roślinnym oznaczono po suchej mineralizacji<br />

i roztworzeniu popiołu w HNO 3<br />

(1:3). Stężenie pierwiastków w uzyskanych ekstraktach<br />

oznaczono metodą atomowej spektrometrii emisyjnej, opartej na palniku indukcyjnie<br />

wzbudzonej plazmy (ISP-AES) w aparacie JY 238 ULTRACE Jobin Von Emission.<br />

3. WYNIKI I OMÓWIENIE<br />

Zebrana biomasa liści po pierwszym okresie wegetacyjnym różniła się pomiędzy poszczególnymi<br />

grupami. Zarówno w odmianie Salix viminalis Turbo, jak i Salix viminalis<br />

DuoTur największą ilość biomasy liści uzyskano z grup, których zrzezy zostały przed posadzeniem<br />

poddane działaniu światła diody laserowej. Sucha masa liści wynosiła w tych grupach<br />

odpowiednio 226,6 g i 244,2 g, biomasa liści zebranych z grup kontrolnych wynosiła<br />

413

Mateusz Jakubiak, Małgorzata Śliwka<br />

natomiast po wysuszeniu 137,2 g (Salix viminalis Turbo) i 120,8 g (Salix viminalis DuoTur).<br />

Porównania wyników analizy chemicznej dokonano pomiędzy grupami kontrolnymi<br />

a grupami doświadczalnymi, a także pomiędzy obiema odmianami wierzb. W biomasie liści<br />

odmiany Salix viminalis DuoTur odnotowano mniejszą zawartość kadmu niż u Salix viminalis<br />

Turbo, przy czym najniższą zawartość Cd wynoszącą 5,94 mg/kg s.m. oznaczono w grupie<br />

DuoTur DN. Zawartość kadmu w częściach naziemnych roślin może być bardzo zróżnicowana<br />

jednak koncentracje określane są jako fitotoksyczne dla roślin wrażliwych na poziomie<br />

5–10 mg/kg oraz dla odpornych na poziomie 10–30 mg/kg [Kabata-Pendias, Pendias<br />

1999]. Stosunkowo duża zawartość kadmu w liściach mogła być spowodowana obecnością<br />

w glebie chloru, który stymuluje pobieranie kadmu przez rośliny.<br />

Przyczyną braku widocznych objawów zwiększonej zawartości kadmu w liściach wierzb mogła<br />

być duża zawartość cynku, który jako ważny pierwiastek antagonistyczny dla kadmu, ma przy zwiększonej<br />

zawartości istotny wpływ na ograniczenie jego toksyczności. [Kabata-Pendias, Pendias 1999]<br />

Pobieranie ołowiu przez korzenie roślin jest procesem biernym i proporcjonalnym do<br />

występowania jego rozpuszczalnych form w glebie. Oznacza to, że wraz ze zwiększeniem<br />

się zawartości ołowiu w roztworze glebowym rośnie jego koncentracja w tkankach<br />

roślinnych. Intensywność pobierania ołowiu zależy zarówno od właściwości roślin jak<br />

i od warunków glebowych, jednak zawartość ołowiu w biomasie z wszystkich grup wierzb<br />

nie odbiegała od danych literaturowych podawanych dla liści innych roślin uprawianych<br />

na glebach nieskażonych [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. W biomasie liści obu odmian<br />

wierzb oznaczono nieznacznie mniejszą zawartość ołowiu w grupach doświadczalnych.<br />

Porównując zawartość ołowiu między odmianami wyraźnie zaznacza się o ponad 30%<br />

mniejsze stężenie tego pierwiastka w biomasie liści odmiany Salix viminalis DuoTur.<br />

mg Cd/kg s.m.<br />

12<br />

10<br />

8<br />

6<br />

4<br />

Turbo K Turbo LM Turbo DN DuoTur K DuoTur LM DuoTur DN<br />

2<br />

Rys.1. Porównanie zawartości Cd [mg/kg s.m.] w biomasie liści w poszczególnych grupach doświadczalnych na koniec pierwszego okresu<br />

0<br />

Rys. 1. Porównanie zawartości Cd [mg/kg s.m.] w biomasie liści w poszczególnych grupach doświadczalnych<br />

na koniec pierwszego okresu wegetacyjnego<br />

wegetacyjnego<br />

Fig. 1. Fig. Comparison 1. of Cd of [mg/kg Cd d.m.] [mg/kg contamination d.m.] in biomass contamination of leaves experimental in biomass groups after first of growth leaves season in experimental<br />

groups after first growth season<br />

mg Pb/kg s.m.<br />

414 3,00<br />

2,50

Rys.1. Porównanie zawartości Cd [mg/kg s.m.] w biomasie liści w poszczególnych grupach doświadczalnych na koniec pierwszego okresu<br />

wegetacyjnego<br />

Wpływ fotostymulacji na zawartość wybranych pierwiastków w liściach wierzb energetycznych<br />

Fig. 1. Comparison of Cd [mg/kg d.m.] contamination in biomass of leaves in experimental groups after first growth season<br />

mg Pb/kg s.m.<br />

3,00<br />

2,50<br />

2,00<br />

1,50<br />

1,00<br />

0,50<br />

Turbo K Turbo LM Turbo DN DuoTur K DuoTur LM DuoTur DN<br />

0,00<br />

wegetacyjnego<br />

Rys. 2. Porównanie Rys.2. zawartości Pb [mg/kg Pb s.m.] [mg/kg w biomasie s.m.] liści w poszczególnych w biomasie grupach liści doświadczalnych w poszczególnych na koniec pierwszego grupach okresu doświadczalnych<br />

na koniec pierwszego okresu wegetacyjnego<br />

Fig. 2. Comparison of Pb [mg/kg d.m.] contamination in biomass of leaves in experimental groups after first growth season<br />

Fig. 2. Comparison of Pb [mg/kg d.m.] contamination in biomass of leaves in experimental<br />

groups Pobieranie after ołowiu first growth przez season korzenie roślin jest procesem biernym i proporcjonalnym do<br />

występowania jego rozpuszczalnych form w glebie. Oznacza to, że wraz ze zwiększeniem się<br />

Średnia zawartość cynku w nadziemnych częściach roślin uprawianych na glebach<br />

nieskażonych zawiera się między 10–70 mg/kg [Kabata-Pendias, Pendias 1999], jednak<br />

wiele analiz przeprowadzonych na wierzbach wiciowych wykazało, że rośliny 5te mają<br />

znacznie większe stężenie cynku w swoich tkankach, które nie powoduje efektu fitotoksyczności.<br />

Wśród pierwiastków śladowych najwięcej w biomasie wierzb energetycznych<br />

jest właśnie cynku, przy czym jego kumulacja w tkankach wierzby jest znacznie większa<br />

niż u innych roślin energetycznych [Kalembasa 2006]. W analizowanych grupach Salix viminalis<br />

DuoTur zaznacza się mniejsza zawartość Zn w biomasie liści niż w grupach Salix<br />

viminalis Turbo. W porównaniu z grupą kontrolną w grupach doświadczalnych odmiany<br />

Turbo zaznacza się mniejsza o 28% (Turbo LM) i 15% (Turbo DN) koncentracja cynku<br />

w biomasie liści.<br />

Miedź jest niezbędna do normalnego rozwoju i wzrostu roślin jednak, ale tylko jej niedobór,<br />

ale również nadmiar powoduje zaburzenia różnych procesów. Zawartość miedzi<br />

w roślinach jest bardzo zróżnicowana w zależności od części rośliny, stadium rozwojowego,<br />

odmiany, gatunku oraz stężenia w glebie. Średnia zawartość miedzi w nadziemnych<br />

częściach roślin waha się od 5 do 20 mg/kg [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Zawartość<br />

miedzi w biomasie liści obu odmian mieści się w średniej dla roślin uprawianych na glebach<br />

nieskażonych.<br />

Podobnie jak w przypadku wcześniej analizowanych pierwiastków również zawartość<br />

miedzi jest mniejsza u roślin odmiany Salix viminalis DuoTur. W naświetlanych grupach<br />

wierzb odmiany Salix viminalis Turbo oznaczono jednak większą o ok. 10% koncentrację<br />

w grupach doświadczalnych w porównaniu z grupą kontrolną.<br />

415

cynku, przy czym jego kumulacja w tkankach wierzby jest znacznie większa niż u innych<br />

roślin energetycznych [Kalembasa 2006]. W analizowanych grupach Salix viminalis DuoTur<br />

zaznacza się mniejsza zawartość Mateusz Zn Jakubiak, w biomasie Małgorzata liści niż w grupach ŚliwkaSalix viminalis Turbo.<br />

W porównaniu z grupą kontrolną w grupach doświadczalnych odmiany Turbo zaznacza się<br />

mniejsza o 28% (Turbo LM) i 15% (Turbo DN) koncentracja cynku w biomasie liści.<br />

mg Zn/kg s.m.<br />

700<br />

600<br />

500<br />

<strong>40</strong>0<br />

300<br />

200<br />

Turbo K Turbo LM Turbo DN DuoTur K DuoTur LM DuoTur DN<br />

Rys.3. Porównanie zawartości Zn [mg/kg s.m.] w biomasie liści w poszczególnych grupach doświadczalnych na koniec pierwszego okresu<br />

100<br />

0<br />

Rys. 3. Porównanie zawartości Zn [mg/kg s.m.] w biomasie liści w poszczególnych grupach doświadczalnych<br />

na koniec pierwszego okresu wegetacyjnego<br />

wegetacyjnego<br />

Fig. 3. Fig. Comparison 3. of Zn [mg/kg of Zn d.m.] [mg/kg contamination d.m.] in biomass contamination of leaves experimental in groups biomass after first growth of leaves season in experimental<br />

groups after first growth season<br />

6<br />

Rys. 4. Porównanie zawartości Cu [mg/kg s.m.] w biomasie liści w poszczególnych grupach doświadczalnych<br />

na koniec pierwszego okresu wegetacyjnego<br />

Fig. 4. Comparison of Cu [mg/kg d.m.] contamination in biomass of leaves in experimental<br />

groups after first growth season<br />

Wcześniejsze doświadczenia prowadzone na innych odmianach wierzby wiciowej wykazały,<br />

że przy zastosowaniu odpowiedniej stymulacji światłem lasera argonowego można<br />

uzyskać prawie dwukrotne zwiększenie kumulacji miedzi [Zielińska-Loek, Różanowski, Dobrowolski<br />

2002].<br />

416

Wpływ fotostymulacji na zawartość wybranych pierwiastków w liściach wierzb energetycznych<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Dla obu odmian wierzb największy przyrost biomasy liści uzyskano w grupach naświetlanych<br />

diodą laserową emitującą światło o długości fali λ=473 nm odpowiadającej barwie<br />

niebieskiej.<br />

2. We wszystkich analizowanych pierwiastkach śladowych (Cd, Pb, Zn, Cu) zaobserwowano<br />

mniejszą ich zawartość w liściach wierzby odmiany Salix viminalis DuoTur w porównaniu<br />

do zawartości w liściach wierzby z odmiany Salix viminalis Turbo.<br />

3. Zaobserwowano zmniejszenie kumulacji Cd i PB w biomasie liści u naświetlanych grup<br />

doświadczalnych obu odmian wierzb.<br />

4. Zaobserwowano zmniejszenie kumulacji Zn w biomasie liści w naświetlanych grupach<br />

doświadczalnych Turbo LM, Turbo DN oraz DuoTur DN, kumulacja Zn natomiast w grupie<br />

DuoTur LM była większa w porównaniu z kumulacją w grupie kontrolnej.<br />

5. W porównaniu z grupami kontrolnymi zawartość Cu zwiększała się w liściach grup Turbo<br />

LM, Turbo DN oraz DuoTur LM.<br />

Badania wykonane w ramach grantu badawczego KBN 18.18.150.892 (N305 035<br />

32/1398).<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Dobrowolski J.W. 1999. Ocena możliwości zastosowań biotechnologii laserowej<br />

w działaniach proekologicznych. Biotechnologia Środowiskowa, Wrocław.<br />

Dobrowolski J.W. 2001. Biotechnologia proekologiczna kluczem do unowocześnienia<br />

inżynierii środowiska. Inżynieria Środowiska t.6. AGH, Kraków.<br />

Dobrowolski J.W., Różanowski B., Śliwka M. 2002. Perspectives of application of laser<br />

biostimulation for more efficient bioremediation of soil and waste water. International Conference<br />

on Bioremediation of Soil and Groundwater. Wyd. Politechnika Śląska, Gliwice.<br />

Jakubiak M. 2005. Wykorzystanie biostymulacji laserowej w celu zwiększenia możliwości<br />

zastosowania wierzby energetycznej (Salix sp.) do rekultywacji gleb zasolonych. Obieg<br />

Pierwiastków w Przyrodzie. Monografia t. III. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa.<br />

Jakubiak M., Śliwka M. 2006. The application of laser biostimulation for more efficient<br />

phytoremediation of soil and waste water. Polish Journal of Environmental Studies vol.<br />

15. Wyd. Hard., Olsztyn.<br />

Jakubiak M., Śliwka M. 2008. Zagospodarowanie i rekultywacja terenów o podwyższonym<br />

zasoleniu zdegradowanych w wyniku działalności górniczej. Gospodarka Surowcami<br />

Mineralnymi t. 24, z. 3/3. Wydawnictwo IGSMiE PAN, Kraków.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo<br />

Naukowe PWN SA, Warszawa.<br />

417

Mateusz Jakubiak, Małgorzata Śliwka<br />

Kalembasa D. 2006. Ilość i skład chemiczny popiołu z biomasy roślin energetycznych.<br />

Acta Agrophysica 7(4).<br />

Karu T.J. 1990. Effects of visible radiation on cultured cells. Photochemistry Photobiology<br />

vol 52.<br />

Śliwka M. 2007. Wpływ stymulacji laserowej na zwiększenie przyrostu biomasy oraz zdolności<br />

bioremediacyjnych roślin wykorzystywanych w hydrofitowych oczyszczalniach<br />

ścieków. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska.<br />

Warszawa.<br />

Zielińska-Loek A. 2001. The perspectives of reduction of health hazard of conumers by<br />

use of laser photostimulation of plants for management of regions of main roads. Polish<br />

Journal of Environmental Studies vol.11. Supplemant I. Wyd. Hard., Olsztyn.<br />

Zielińska-Loek A., Różanowski B., Dobrowolski J.W. 2002. Perspektywy zwiększenia<br />

skuteczności fitoremediacji poprzez stymulację laserową roślin. Bioremediacja<br />

gruntów. III Ogólnopolskie Sympozjum Naukowo-Techniczne, Wisła-Jarzębata.<br />

418

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Małgorzata Anna Jóźwiak*, Marek Jóźwiak**<br />

ZASTOSOWANIE MIKROSKOPII ELEKTRONOWEJ<br />

W BIOINDYKACJI ŚRODOWISKA<br />

USING ELECTRON MICROSCOPY<br />

IN ENVIRONMENTAL BIOINDICATION<br />

Słowa kluczowe: Transmisyjny Mikroskop Elektronowy, Skaningowy Mikroskop Elektronowy,<br />

bioindykacja, EDX (detektor energii dyspersji promieniowania rentgena).<br />

Key words: Transmission Elektron Microscope, Skaning Elektron Microscope, bioindication,<br />

EDX (Energy Dispersive X Ray Spectroscopy).<br />

In research aiming at evaluation of environmental condition and assessment of the reasons<br />

for changes in the environment, precise analytical methods are more and more frequently<br />

used. The electron microscopy is one of the tools used there among others.<br />

Using a scanning electron microscope with Energy Dispersive X-ray Spectroscopy (EDS)<br />

enables to obtain information on quality concerning morphology and elementary composition<br />

of a sample as well as information on quantity concerning concentration of particular elements<br />

in a sample during one analysis stage.<br />

Such researches are carried out in Environmental Protection and Development Section<br />

of The Jan Kochanowski University of Humanities and Sciences in Kielce. In bioaccumulators<br />

(Hypogymnia physodes (L.) Nyl. lichen) transferred to the city, the rate of accumulation<br />

of PAH and heavy metals is determined in relation to anthropopressure and<br />

the changes in cellular level are analysed with scanning and transmission electron microscope.<br />

The tests that have been performed so far make it possible to conclude that us-<br />

* Dr Małgorzata Anna Jóźwiak – Samodzielny Zakład <strong>Ochrony</strong> i Kształtowania Środowiska,<br />

Uniwersytet Humanistyczno-Przyrodniczy Jana Kochanowskiego w Kielcach,<br />

ul. Świętokrzyska 15, 25-<strong>40</strong>6 Kielce; tel.: 41 349 64 27; e-mail: malgorzata.jozwiak@vp.pl<br />

** Dr hab. prof. Marek Jóźwiak – Samodzielny Zakład <strong>Ochrony</strong> i Kształtowania Środowiska,<br />

Uniwersytet Humanistyczno-Przyrodniczy Jana Kochanowskiego w Kielcach,<br />

ul. Świętokrzyska 15, 25-<strong>40</strong>6 Kielce; tel.: 41 349 64 27; e-mail: marjo@ujk.kielce.pl<br />

419

Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak<br />

ing transmission and scanning electron microscope allows to obtain good assessment of<br />

micro changes on the surface of thalli of analysed lichen, and inside the thalli in relation<br />

to fungus – photobiont. The analysis of mutual location of algae and fungus in cross-section<br />

of thalli after exposure in the city in relation to control sample revealed a tendency for<br />

translocation of algae cells towards the top layer and outside of the thalli surface depending<br />

on the concentration of pollutants. The algae cells showed shape changes from round<br />

into plank shape, cell wall damages like cracks, numerous fungi and algae haustoria, and<br />

destruction of tylacoidal membranes in chloroplasts as well as dispersion of pyrenoglobuli<br />

occur inside the cells.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Nauka dążąca do uporządkowania i pogłębiania wiedzy opierać się musi na racjonalnej<br />

i rzetelnej analizie różnorodnych procesów, zjawisk i doświadczeń. Elementarnym źródłem<br />

danych są przede wszystkim obserwacje. Ich wnikliwość jest podstawą wszelkiego poznania.<br />

Cechą dobrych obserwacji naukowych prowadzonych na różnorodnych formach życia<br />

jest możliwość powtarzalności, przy jednoczesnym zachowaniu dobrej kondycji zdrowotnej<br />

badanego organizmu. Inną istotną cechą metody obserwacji jest brak ingerencji obserwatora<br />

w przebieg badanego zjawiska lub procesu. Prowadzenie tak rozumianych badań jest<br />

możliwe przy użyciu narzędzia, jakim jest mikroskop.<br />

Rozwój mikroskopii i jej wykorzystanie w badaniach laboratoryjnych określa dynamikę<br />

ewolucji metod analitycznych i jednocześnie wskazuje na postęp w badaniach nauk biologicznych<br />

i nauk o Ziemi.<br />

Od roku 1590, kiedy bracia A.J. Jansen skonstruowali pierwszy mikroskop, roli tego<br />

urządzenia badawczego trudno nie doceniać. Ulepszając go bowiem w niespełna 90 lat<br />

później (1680 r.) A. Leeuwenhoeck obserwował życie w kropli wody, a pod koniec XIX w.<br />

mikroskop stał się podstawowym narzędziem w badaniach biologicznych, co zaowocowało<br />

m.in. odkryciem membran białkowych wewnątrz komórek przez C. Golgiego. Ważnymi<br />

datami w rozwoju mikroskopii elektronowej był rok 1904 – nagroda Nobla dla E. Abb’ego<br />

i W. Strutta, za rozwój teorii zdolności rozdzielczej przyrządów optycznych, i rok 1906 – odkrycie<br />

elektronu przez Sir Josepha J. Thomsona.<br />

2. WYKORZYSTANIE TRANSMISYJNEGO MIKROSKOPU ELEKTRONOWEGO<br />

Od II połowy XX w. nieocenioną rolę w poznawaniu tkanek i komórek ze wszystkimi<br />

szczegółami ich budowy odgrywa transmisyjny mikroskop elektronowy, który został skonstruowany<br />

w 1935 r., przez M. Knolla i E. Ruska.<br />

W transmisyjnym mikroskopie elektronowym – TEM (Transmission Elektron Microscope)<br />

wykorzystuje się pierwotną wiązkę elektronów, która przechodzi przez cienki skrawek<br />

420

Zastosowanie mikroskopii elektronowej w bioindykacji środowiska<br />

preparatu. Obraz powstaje w wyniku ugięcia, pochłonięcia i odbicia fali elektronów od różnych<br />

jego części. Powstałe obrazy są dwuwymiarowe. Możliwości badawcze mikroskopu<br />

pozwalają na uzyskiwanie informacji o położeniu atomów i uzyskanie obrazu dyfrakcyjnego,<br />

umożliwiającego identyfikację struktur krystalicznych. W mikroskopie wyposażonym<br />

w mikroanalizator rentgenowskiej dyspersji energii (EDS) dodatkowo można dokonać analizy<br />

chemicznej składników budowy obserwowanego materiału.<br />

Badania z wykorzystaniem transmisyjnego mikroskopu elektronowego analitycznego,<br />

CM-20 f-my Philips (200 kV), autorzy niniejszego artykułu przeprowadzili w Centrum<br />

Analitycznym SGGW w Warszawie. Materiałem badawczym były komórki glonu Trebouxia<br />

sp. oraz grzybów klasy Ascomycetes, stanowiące komponenty plechy porostu Hypogymnia<br />

physodes. Prowadzone obserwacje miały na celu wykazanie różnic w strukturze badanych<br />

komórek i w strukturze ich organelli komórkowych w plechach pozyskanych z obszarów<br />

wskaźnikowo czystych i transplantowanych w obszary wysokiej antropopresji – skrzyżowania<br />

ulic o dużym natężeniu ruchu samochodowego.<br />

Hypogymnia physodes jest listkowatym porostem epifitycznym, bioakumulatorem<br />

zanieczyszczeń atmosferycznych [Fałtynowicz 1995, Sawicka-Kapusta 2002].<br />

W porostach grzyb i glon, które stanowią plechę, tworzą pod względem fizjologicznym<br />

i morfologicznym jednolitą całość (fot. 1–3). Komórki glonów są otoczone ścianą komórkową<br />

(fot. 1:10). Odgrywa ona istotną rolę w procesie powstawania haustoriów grzybowo-glonowych<br />

(fot. 2:11A, 11B). W miejscu kontaktu ściany komórkowej grzyba ze ścianą komórek<br />

glonu (fot. 3:2) może dochodzić do przebicia ściany glonowej (11B) lub też jedynie zetknięcia<br />

i oplecenia komórek glonowych przez grzyba (11A). Tak powstałe miejsca styku grzyb –<br />

glon zapewniają transport i wymianę wody, minerałów i asymilatów między komponentami<br />

[Frey, Scheidegger 2002]. W okresach pogarszających się warunków środowiska obszary<br />

ściany komórkowej glonu, tworzące haustoria, mogą grubieć i izolować w ten sposób grzyba<br />

lub też grzyb może wnikać do wnętrza protoplastu glonowego.<br />

Fot. 1. Komórka glonu Trebouxia sp. ze strefy glonowej Hypogymnia physodes (fot. M.A. Jóźwiak)<br />

Phot. 1. A cell algal cell from the algal zone of the lichen Hypogymnia physodes (phot. M. A.<br />

Jóźwiak)<br />

421

Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak<br />

Fot. 2. Komórki glonu i grzyba ze strefy glonowej Hypogymnia physodes (fot. M.A. Jóźwiak)<br />

Phot. 2. A algal cell and fungal cells in the algal zone of the lichen Hypogymnia physodes (phot.<br />

M.A. Jóźwiak)<br />

Fot. 3. Komórka grzyba (A) otaczająca glon (B) porostu Hypogymnia physodes (fot. M.A.<br />

Jóźwiak)<br />

Phot. 3. One mycobiont cell (A) is closely apparssed to the alga (B) in the lichen Hypogymnia physodes<br />

(phot. M. A.Jóźwiak)<br />

W porostach heteromerycznych o budowie grzbietobrzusznej – dorsowentralnej, glony<br />

są położone pod warstwą pseudoparenchymatyczną komórek grzybowych – kory górnej, które<br />

są grubościenne i tworzą zwartą masę (fot. 4, 5 i 6).Przejawem przystosowania glonów<br />

do niedoborów światła jest wykształcenie ogromnego, zajmującego większość obszaru komórkowego,<br />

chloroplastu (1). W jego wnętrzu znajdują się tylakoidy (3). Błony tylakoidów<br />

chloroplastowych (3) tworzą regularnie układające się stosy, ściśle do siebie przylegające, co<br />

w istotny sposób zwiększa powierzchnię asymilacji [Armitage, Howe 2007]. Na powierzchni<br />

chloroplastu powstają obszarowe pirenoidy (8), w których są gromadzone związki organiczne.<br />

Są nimi najczęściej ciała tłuszczowe, ale również węglowodanowe i białkowe, zwane<br />

pirenoglobulami (7). Rodzaj pirenoglobuli zależy od warunków ekologicznych, w jakich znajduje<br />

się porost. Nie ma absolutnej pewności dotyczącej funkcji pirenoglobuli w porostach.<br />

422

Zastosowanie mikroskopii elektronowej w bioindykacji środowiska<br />

Służą one prawdopodobnie najczęściej jako centrum przechowywania lipidów, są zapasami<br />

energii i wody dla grzyba [Armitage, Howe 2007, za Paveling 1973]. Zostały w nich również<br />

znalezione karotenoidy, które prawdopodobnie są przystosowaniem glonu do życia<br />

w warunkach niedoboru światła [Jacobs, Ahmadjian 1969]. Przypuszcza się również że pirenoglobule<br />

pomagają w powstawaniu tylakoidów chloroplastowych [Brown, Wilson 1968].<br />

Wielkość chloroplastu powoduje, że obszar cytozolu komórkowego jest niewielki i ułożony<br />

peryferycznie (4), między zewnętrzną otoczką chloroplastu (5) a warstwą cytoplazmatycznej<br />

błony, zwanej plazmalemmą (6). Cytozol charakteryzuje obecność dwóch obszarów:<br />

● zewnętrznego (12), określanego jako strefa magazynowania,<br />

oraz<br />

● wewnętrznego – cytoplazmatycznego (4), w którym lokują się mitochondria (13);<br />

obszar ten obfituje również w pęcherzyki przejrzyste, elektronowo jasne (9) i obszary<br />

z gęstym elektronowo materiałem (18).<br />

Fot. 4. Komórka grzyba z warstwy kory górnej Hypogymnia physodes (fot. M.A. Jóźwiak)<br />

Phot. 4. A cell of the fungal from the upper cortex in the lichen Hypogymnia physodes (phot. M.A.<br />

Jóźwiak)<br />

Fot. 5. Grubościenna komórka grzyba z warstwy kory górnej Hypogymnia physodes (fot. M.A.<br />

Jóźwiak)<br />

Phot. 5. Multilayered cell wall from the upper cortex in the lichen Hypogymnia physodes (phot.<br />

M.A. Jóźwiak)<br />

423

Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak<br />

Fot. 6. Grubościenne komórki pseudoparenchymatycznej kory górnej Hypogymnia physodes<br />

(fot. M.A. Jóźwiak)<br />

Phot. 6. Multilayered cell wall from the pseudoparenchyme upper cortex in the lichen Hypogymnia<br />

physodes (phot. M.A. Jóźwiak)<br />

Dorsowentralna, heteromeryczna plecha Hypogymnia physodes składa się z dwóch<br />

różnych pod względem budowy strzępek grzybowych (fot. 4–6):<br />

● cienkościennych komórek grzyba występujących w warstwie algowej,<br />

oraz<br />

● zbudowanych z grubych warstwowych ścian (2) strzępek warstwy korowej.<br />

Warstwowa ściana komórkowa strzępek chroni protoplast (fot. 4:14). Zwarte, ścisłe<br />

przyleganie grubościennych komórek jest nie tylko warstwą izolującą wnętrze plechy od<br />

środowiska zewnętrznego, ale także stanowi apoplastyczną drogę transportu wody grzyb–<br />

–grzyb oraz grzyb–glon [Fray, Scheidegger 2002]. Wydaje się zatem, że grubościenność<br />

komórek grzybni chroni plechę, ale jest jednocześnie szerokimi wrotami zakażenia, zważywszy,<br />

że wraz z wodą, w postaci rozpuszczonych kationów, przez całą powierzchnię plechy<br />

wnikają do jej wnętrza zanieczyszczenia pochodzące z powietrza [Garty 2002, Garty<br />

i in. 2004].<br />

Strukturę błony otaczającej obszar cytozolu charakteryzują liczne wpuklenia (fot. 6:16).<br />

Obszar cytoplazmatyczny w komórkach grzybowych zajmują zwykle duże mitochondria<br />

(fot. 6:15) oraz jądro z jąderkiem (fot. 5:18). Wielu autorów [Armitage, Howe 2007, Jacobs,<br />

Ahmadjian 1969] stwierdza w preparatach mikroskopowych komórek grzybowych obecność<br />

warstwowo zbudowanych ciałek o strukturze podobnej do warstw układającej się mieliny.<br />

Te wielowarstwowe ciała, przypominające mielinę zwierzęcych neuronów, wspominani<br />

autorzy stwierdzają w komórkach grzybowych porostu Xanthoria sp. Obraz mikroskopowy<br />

grzybów porostu Hypogymnia physodes ujawnia obecność tych ciał także w komórkach<br />

grzybowych Hypogymnia physodes (fot. 4:17).<br />

424

Zastosowanie mikroskopii elektronowej w bioindykacji środowiska<br />

Fot. 7. Szczelina pseudocyfeli na powierzchni Hypogymnia physodes z widocznymi strzępkami<br />

grzyba i glonami (pow. <strong>40</strong>0x) (fot. M.A. Jóźwiak)<br />

Phot. 7. Crack on surface the lichen Hypogymnia physodes from fungal and alge. Magnification,<br />

x<strong>40</strong>0 (phot. M.A. Jóźwiak)<br />

Obserwacje przy użyciu transmisyjnego mikroskopu elektronowego pozwoliły na ocenę<br />

tempa powstawania uszkodzeń w komórkach i ich diagnozowanie. Interpretacja tych uszkodzeń,<br />

ich wpływu na funkcjonowanie komórek w plechach porostowych to system wczesnego<br />

ostrzegania przed zagrożeniami spowodowanymi zanieczyszczeniami w bezpośrednim<br />

przełożeniu na zdrowie i życie ludzi.<br />

3. WYKORZYSTANIE SKANINGOWEGO MIKROSKOPU ELEKTRONOWEGO<br />

Skaningowy mikroskop elektronowy (SEM – Skaning Elektron Microscope) emituje<br />

wiązkę elektronów, która nie przechodząc przez preparat, odbija się od jego powierzchni.<br />

Powierzchnia ta, pokryta najczęściej złotem, emituje sygnały, które są rejestrowane za<br />

pomocą detektorów, a następnie przetwarzane na obraz próbki lub widmo promieniowania<br />

rentgenowskiego. Stosowanie różnych detektorów powoduje, że uzyskane informacje,<br />

mogą dotyczyć zarówno próbek materii stałej – mineralnej, jak i biologicznej.<br />

Pozyskanie materiału z dużych obiektów biologicznych odbywa się przez tworzenie repliki<br />

powierzchni, czyli napylanie w warunkach próżni materiałem o niskiej masie cząsteczkowej,<br />

łatwo przylegającym, np. węglem, który następnie na zdjęciu nakłada się na siatkę<br />

mikroskopową. Wykonanie natomiast cienkich skrawków, po wcześniejszym utrwaleniu materiału,<br />

poddaje się kontrastowaniu.<br />

Pozyskanie materiału biologicznego z małych obiektów, np. wirusów, można badać po<br />

zastosowaniu cieniowania lub barwienia negatywnego.<br />

425

Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak<br />

Cieniowanie pokrywa badaną próbę wyparowującym metalem ciężkim, pochodzącym<br />

z punktowego źródła, podczas gdy barwienie negatywne uwidacznia obrys cząsteczek<br />

przez ich zatapianie w materiale gęstym elektronowo.<br />

Prędkość skanowania jest dobierana przez operatora, zależy od rozdzielczości obrazu<br />

i może wynosić od kilku sekund do kilkudziesięciu minut. Uzyskany obraz oglądanego<br />

obiektu widziany jest jako trójwymiarowy.<br />

Mikroskop może być dodatkowo wyposażony w EDX (Energy Dispersive X Ray Spectroscopy),<br />

który służy do oznaczania składu chemicznego w badanym mikroobszarze. Uzyskana<br />

analiza może być analizą punktową, przedstawiać rozkład pierwiastków wzdłuż<br />

zadanej linii lub też przyjmować postać mapy rozkładu pierwiastków w analizowanym mikroobszarze.<br />

Przedstawione w niniejszym opracowaniu obrazy zostały wykonane na powierzchni<br />

i wewnątrz plech Hypogymnia physodes, skaningowym mikroskopem elektronowym FEI<br />

QUANTA 200, z mikroanalizatorem typu EDS, w Centrum Analitycznym SGGW.<br />

Do badania przygotowano skrawki plechy porostu po ekspozycji na skrzyżowaniu o dużym<br />

natężeniu ruchu (3200 pojazdów/godz.), wykazujące zmiany barwne (obszary wybielenia<br />

lub zbrązowienia) oraz z plechy kontrolnej (bez zmian barwnych).<br />

Analizę chemiczną punktową i obszarową wykonano na powierzchni i wewnątrz plech<br />

Hypogymnia physodes.<br />

Obserwacje plech eksponowanych w warunkach zanieczyszczonego powietrza wskazują,<br />

że na całej powierzchni gromadzą się zanieczyszczenia. Przyjmują one formy kuliste (fot.8)<br />

i wielościennych brył różnej wielkości i różnych kształtów (fot. 9 i 10).<br />

Fot. 8. Struktura kulista na powierzchnia plechy Hypogymnia physodes eksponowanej na<br />

skrzyżowaniu (pow. 10 000x) (fot. M.A. Jóźwiak)<br />

Phot. 8. Structure spherical on tallus surface the lichen Hypogymnia physodes on street crossing<br />

transplantation. Magnification, x 10 000 (phot. M.A. Jóźwiak)<br />

426

Zastosowanie mikroskopii elektronowej w bioindykacji środowiska<br />

Fot. 9. Struktura sferoidalna na powierzchni plechy Hypogymnia physodes (L.) Nyl. eksponowanej<br />

na skrzyżowaniu (pow. 10 000x) (fot. M.A.Jóźwiak)<br />

Phot. 9. Soild figure structure on tallus surface the lichen Hypogymnia physodes on street crossing<br />

transplantation. Magnification, x 10 000 (phot. M.A. Jóźwiak)<br />

Fot. 10. Wielościenna bryła („róża”) z powierzchni plechy Hypogymnia physodes (L.) Nyl. eksponowanej<br />

na skrzyżowaniu w I kwartale 2006 r. (pow. 2500x) (fot. M.A. Jóźwiak)<br />

Phot. 10. Multilateral clod („rose”) on tallus surface the lichen Hypogymnia physodes on street<br />

crossing transplantation. Magnification, x 2500 (phot. M.A. Jóźwiak)<br />

W składzie chemicznym plech stwierdzono Si, Al, Fe i Cu (rys.1) oraz P, Al, Si, Cu<br />

i Fe (rys. 2 i 3). W obszarach naturalnych pęknięć plechy (pseudocyfeli) zanieczyszczenia<br />

stwierdzono zarówno na strzępkach grzybni, na komórkach glonowych, jak i w przestrzeniach<br />

międzykomórkowych. Wnikają one wraz z wilgocią przez naturalne szczeliny plechy<br />

(fot. 7). Rolę pseudocyfeli w depozycji i dystrybucji zanieczyszczeń potwierdzają badania<br />

eksperymentalne Freya i Scheideggera [2002] z porostem Lobaria pulmonaria.<br />

427

Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak<br />

Rys. 1. Analiza chemiczna struktury kulistej z powierzchni plechy Hypogymnia physodes Nyl.<br />

eksponowanej na skrzyżowaniu<br />

Fig. 1. Chemical analysis of spherical structure from tallus surface the lichen Hypogymnia physodes<br />

on street crossing transplantation<br />

Rys. 2. Analiza chemiczna struktury sferoidalnej z powierzchni plechy Hypogymnia physodes<br />

(L.) Nyl. eksponowanej na skrzyżowaniu<br />

Fig. 2. Chemical analysis of soild figure structure on tallus surface the lichen Hypogymnia physodes<br />

on street crossing transplantation<br />

428

Zastosowanie mikroskopii elektronowej w bioindykacji środowiska<br />

Z punktu widzenia analiz preparatów biologicznych skaningowy mikroskop elektronowy<br />

obarczony jest wadą. Każda przygotowana próba, która zachowuje własności kleiste, płynne<br />

lub jest żelem, musi wcześniej podlegać zamrożeniu w ciekłym azocie, liofilizacji i napyleniu<br />

złotem lub platyną. Obecnie problemy te rozwiązuje skaningowy mikroskop elektronowy<br />

środowiskowy ESEM – (Environmental Skaning Electrone Microscope). Skaningowy<br />

mikroskop elektronowy środowiskowy jest przeznaczony do badań komórek roślinnych<br />

i zwierzęcych, bakterii, żywności, polimerów, włókien naturalnych i syntetycznych oraz<br />

leków. Innowacyjność ESEM polega na możliwości oglądu mikroskopowego w obecności<br />

pary wodnej, CO 2<br />

lub azotu, w warunkach ciśnienia zbliżonego do ciśnienia atmosferycznego,<br />

co zapewnia system próżniowy w ESEM, bez konieczności uprzedniego suszenia i napylania<br />

próbek.<br />

Rys. 3. Analiza chemiczna wielościennej bryły („róża”) z powierzchni plechy Hypogymnia physodes<br />

(L.) Nyl. eksponowanej na skrzyżowaniu<br />

Fig. 3. Chemical analysis of Multilateral clod („rose”) on tallus surface the lichen Hypogymnia<br />

physodes on street crossing transplantation<br />

4. ZAKOŃCZENIE<br />

Mikroskopy elektronowe znalazły zastosowanie w różnych dziedzinach nauki i techniki.<br />

Zbudowano wiele ich typów, m.in. takie, które pozwalają wizualizować rozkład pola elektrycznego<br />

i magnetycznego na powierzchni ciał stałych w obszarach o wymiarach kilku mikrometrów<br />

oraz mikroskop jonowy, w którym wiązkę elektronów zastąpiono wiązką jonów.<br />

429

Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak<br />

W badaniach środowiskowych dzięki mikroskopii elektronowej można badać budowę<br />

wewnętrzną elementów składowych komórki roślinnej, zwierzęcej i bakterii, otrzymywać obrazy<br />

bakteriofagów i wirusów, dużych molekuł, a nawet obraz ułożenia atomów w sieci krystalicznej.<br />

Możliwe jest także badanie pyłów respirabilnych pochodzenia antropogenicznego<br />

wraz z zdeponowanymi na ich powierzchni wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycznymi<br />

i metalami ciężkimi, co pozwala na coraz dokładniejszą ocenę stopnia zanieczyszczenia<br />

środowiska.<br />

Wobec tak dużych możliwości wykorzystywania mikroskopów elektronowych bardzo<br />

ważne jest opracowanie metod i technik obserwacji.<br />

Pozanaukowym, ale nie mniej ważnym powodem wykorzystania mikroskopu elektronowego,<br />

jest kształcenie studentów. Posiadanie przez studentów umiejętności wykorzystywania<br />

nowoczesnego sprzętu zwiększa ich konkurencyjność na rynku pracy, stanowi również<br />

istotny element kształtowania postaw innowacyjnych potrzebnych we współczesnej nauce.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Armitage M.H., Howe G.F. 2007. The ultrastucture of lichen cells supports creation, not<br />

macroevolution, CRSQ vol. 44, No 1: <strong>40</strong>–53.<br />

Brown R.M., Wilson R. 1968: Electron mikroscopy of lichen Physcia aipolia (Ehrh.).<br />

J. of Phytology 4: 230–2<strong>40</strong>.<br />

Fałtynowicz W.1995. Wykorzystanie prorostów do oceny zanieczyszczenia powietrza.<br />

Centrum Edukacji Ekologicznej Wsi, Krosno: 141.<br />

Frey B., Scheidegger Ch. 2002. Preparative techniques for low temperature scanning<br />

electron microscopy of lichens, I. Kranner, R. Beckett, A. Varma (eds.) Protocols in Lichenology<br />

– culturing, biochemistry, ecophysiology and use in biomonitoring, Springer,<br />

Berlin: 118–132.<br />

Garty J. 2002. Biomonitoring heavy metal pollution with Lichens, W: I. Kranner, R.P. Beckett,<br />

A.K. Varma (Eds.) Protocols in Lichenology, Springer, Berlin: 458–482.<br />

Garty J., Levin T., Lehr H., Tomer S., Hochman A. 2004. Interactive Effects of UV-B<br />

Radiation and Chemical Contamination on Physiological Parameters in the Lichen Ramalina<br />

lacer, J. Atmos. Chem. 49: 267–289.<br />

Jacobs J.B., Ahmadjian V. 1969. The ultrastructure of lichens. I. A general survey. Journal<br />

of Phycology 5: 227–2<strong>40</strong>.<br />

Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M. 2002. Zanieczyszczenie powietrza w Świętokrzyskim<br />

Parku Narodowym w latach 1991–2001 na podstawie biowskaźnika Hypogymnia<br />

physodes. Regionalny Monitoring Środowiska Przyrodniczego, 3/02: 83–86.<br />

430

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Wojciech Dmuchowski*, Aneta Helena Baczewska**,<br />

Dariusz Gozdowski***<br />

Evaluation of the lead environmental pollution<br />

in Warsaw on the basis of bioindicative methods<br />

Ocena zanieczyszczenia środowiska ołowiem<br />

w Warszawie na podstawie metod bioindykacyjnych<br />

Słowa kluczowe: biomonitoring, mech, drzewa liściaste, metale ciężkie, zanieczyszczenie<br />

powietrza, obszary miejskie.<br />

Key words: biomonitoring, moss, tree foliage, heavy metals, air contamination, urban area.<br />

Zanieczyszczenie powietrza ołowiem w Warszawie w latach 1992–2004 oceniono bioindykacyjną<br />

metodą moss-bag, polegającą na określeniu akumulacji w eksponowanym mchu torfowcu<br />

(Sphagnum fallax). Wyniki badań przedstawiono w formie map imisji wykreślonych za<br />

pomocą programu MapInfo, na podstawie 230 punktów pomiarowych. W całym cyklu badań<br />

największe zanieczyszczenie wystąpiło w pobliżu huty stali w północnym rejonie miasta. Poziom<br />

zanieczyszczenia zmniejszał się wyraźnie w miarę upływu czasu, w związku ze stosowaniem<br />

benzyn bezołowiowych do napędu samochodów. Tendencja ta występowała we wszystkich<br />

rejonach Warszawy. Zanieczyszczenie środowiska ołowiem określono również na podstawie<br />

akumulacji w liściach lip krymskich (Tilia ‘Euchlora’), rosnących w pasie międzyjezdniowym<br />

w al. Żwirki i Wigury i w Lasku Bielańskim. Zmniejszenie zawartości ołowiu w liściach było<br />

znacznie większe w drzewach ulicznych niż na terenie leśnym, co potwierdza, że głównym<br />

źródłem emisji ołowiu w Warszawie były i są zanieczyszczenia związane z ruchem drogowym.<br />

* Doc. dr hab. Wojciech Dmuchowski – Pracownia Ekologii Roślin; Ogród Botaniczny-<br />

CZRB PAN, ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; tel.: 22 754 14 26; e-mail: dmuchowski@<br />

ob.neostrada.pl oraz Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Wydział Rolnictwa<br />

i Biologii, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel.: 22 593 26 89;<br />

e-mail: wojciech_dmuchowski@sggw.pl<br />

** Mgr Aneta Helena Baczewska – Pracownia Ekologii Roślin, Ogród Botaniczny-CZRB PAN,<br />

ul. Prawdziwka 2, 02-973 Warszawa; tel.: 22 648 38 56; e-mail: a.h.baczewska@wp.pl<br />

*** Dr inż. Dariusz Gozdowski – Wydział Rolnictwa i Biologii, Szkoła Główna Gospodarstwa<br />

Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159, 02-776 Warszawa; tel.: 22 593 27 30;<br />

e-mail: darek12345@gfmail.com<br />

431

Wojciech Dmuchowski, Aneta Helena Baczewska, Dariusz Gozdowski<br />

1. Introduction<br />

Monitoring of air pollution in Warsaw is conducted by the Provincial Inspection of Environmental<br />

Protection. The scope of air pollution concentration monitoring, conform to the<br />

Regulation of the Minister of Environment of 6 June 2002 [DZ.U. No. 87] and includes the<br />

following substances: sulphur dioxide, nitrogen oxides, ozone, suspended dust – PM10,<br />

carbon oxide, benzene, and lead. Concentration limits of these substances are legally defined<br />

In accordance with the CAFE programme (Clean Air for Europe) and the directives of<br />

the European Union the measurement program concerning other heavy metals: arsenic,<br />

cadmium, mercury and nickel should get implemented in the coming years [Sałata et al.<br />

2005].<br />

In 2004, the National Environmental Monitoring system in Warsaw included only six<br />

points, in which lead (Pb) measurements were made [Sałata et al. 2005]. The annual averages<br />

ranged, depending upon the measurement point, between 0.009 and 0.039 µg/m 3 and<br />

in no case exceeded the legally allowed maximum concentration of 0.5 µg/m 3 [DZ.U. No.<br />

87, item 798, 2002]. In 2003 in Poland the admissible concentration of Pb in the air was exceeded<br />

in only one region of the country, namely the Legnica country, where copper foundries<br />

are located [Ochrona Środowiska 2004]. Such an optimistic image, though, is not confirmed<br />

by other studies, which indicate also other areas of the country experience high air<br />

pollution with Pb. It should also be remembered that from the human health’s point of view<br />

any quantity of Pb is undesired in the environment.<br />

Application of the bio-indication methods in air pollution monitoring, owing to the possibility<br />

of making use of a large number of measurement points and a broad range of the<br />

heavy metals considered, may complement the direct measurements of air pollution within<br />

the State Environmental Monitoring.<br />

2. Materials and methods<br />

2.1. Moss bag<br />

Mosses absorb pollutants mainly in a passive manner through free ion exchange<br />

[Polokainen et al. 2004]. Naturally growing mosses have been widely used as effective bioindicators<br />

of heavy-metal air pollution [Harmens et al. 2008]. However, there are limitations<br />

in using mosses as in situ bioindicators, such as the difficulties of finding a single species<br />

spanning a large study area; the influence of varying climatic conditions on accumulation of<br />

metals; and the integration of accumulation over long or imprecisely determined exposure<br />

periods [Sucharová and Suchara 2004].<br />

Transplantation methods involving transfer of mosses from the areas of their natural<br />

occurrence to the areas where information on heavy-metal contamination is needed have<br />

been developed to avoid at least some of these problems. Goodman and Roberts [1971]<br />

432

Evaluation of the lead environmental pollution in Warsaw...<br />

were the first who transplanted moss (Hypnum cupressiforme) from a clean forest area<br />

outside of major emissions to the urbanized industrial region of Swansea in Wales, United<br />

Kingdom, to evaluate contamination of air with heavy metals. Uncontaminated moss was<br />

placed in nylon hair nets and exposed in areas where information on metal contamination<br />

was needed [Roberts 1972].<br />

The moss-bag method was further developed by Martin and Coughtrey [1982]. The<br />

moss-bag method is based on two principles: (1) dead dried moss thallus preserves the<br />

capacity of absorbing metals [Tavares and Vasconcelos 1996], and (2) concentrations of<br />

heavy metals in the moss bags correlate well with their atmospheric levels [Anicic et al.<br />

2009; Vasconcelos and Tavares 1998; Zechmeister et al. 2003]. Examples of recent investigations<br />

with moss bags are a study in Naples, Italy, [Giordano et al. 2005] and Shanghai,<br />

China [Cao et al. 2009] where evaluations of spatial distribution of heavy metals were performed.<br />

The study was conducted in Warsaw between 1992 and 2004 (with no measurements<br />

made in 1994). Investigations were conducted at 230 selected randomly measurement<br />

points. The precise location of moss bags was selected in the field, observing<br />

the principle that the exposure point should be distanced sufficiently from the streets<br />

with high traffic intensity, i.e. by at least 100 m. Location of the measurement points<br />

was in the majority of cases the same in the consecutive years of the study. Moss was<br />

exposed during 12 weeks, between 15 June and 15 September of each consecutive<br />

year.<br />

Moss Sphagnum fallax (H.Klinggr.) H.Klinggr., former name: Sphagnum recurvum<br />

P. Beauv., was used in the study. The moss was collected in the Augustów Primeval Forest,<br />

considered to be an area of relatively low air pollution in Poland [Dmuchowski, Bytnerowicz<br />

1995]. After having been brought to the laboratory the moss was cleaned by hand<br />

from grass, leaves and litter. Then, the moss was washed with distilled water and dried at<br />

50°C. Until the exposure the moss was stored in an exicator.<br />

Preparation for the exposures consisted of weighing about 1 g of air dry moss, putting<br />

it to a plastic net with a small mesh, and then dipping it in the distilled water to a complete<br />

saturation and formation of sphere-shaped bags of about 4–5 cm diameter.<br />

Such prepared moss bags were exposed for a duration of 12 weeks in the summer<br />

season. The moss bags were placed at the height of about 3 m. After the exposures, the<br />

moss bags were brought into the laboratory and were dried in the temperature of 70°C.<br />

The dried moss was taken out of the bag, weighed and ground to powder in an impact<br />

mill. Chemical analyses of the samples of moss from the measurement plots and from the<br />

“zero” samples, not exposed in the field were carried out.<br />

The powdered samples moss, were dry-mineralized in the muffle oven [Allen et al.<br />

1974]. These analyses were performed with the atomic absorption spectrophotometry using<br />

the Perkin Elmer 1100A instrument [Perkin Elmer 1990].<br />

433

Wojciech Dmuchowski, Aneta Helena Baczewska, Dariusz Gozdowski<br />

2.2. Cimean linden trees<br />

Foliage of Crimean linden trees (Tilia ‘Euchlora’, a cross between T. cordata Mill. & T.<br />

dasystyla Steven), which were about 60 years old in 1994, was used in the study. Samples<br />

from 113 trees growing along Żwirki i Wigury Avenue (hereafter “<br />

the avenue”), one of the<br />

main city transportation routes, and from 13 trees in the Lasek Bielański Park (hereafter<br />

the park”), a recreational area near the city center (Fig. 1), were collected in late July 1994,<br />

“<br />

1996, 1998, 2000, 2002 and 2004. Six small branches were cut from the outer part of the<br />

crown between 2 to 4 m aboveground. Samples of unrinsed foliage were dried for 24 h at<br />

60°C, ground to a fine powder, and stored in plastic vials until chemically analyzed. Concentrations<br />

of Pb were determined the same way as for the moss samples (see section 2.1).<br />

3. Results<br />

Atmospheric Pb pollution in Warsaw was diversified (Fig. 1 and 2). The maximum<br />

measurement of 49.4 mg/kg was recorded for the moss exposed in 1992 in the vicinity of<br />

the ArcelorMittal steel mill in Bielany, while the minimum concentration, 4.0 mg/kg – in 2000<br />

was determined in Kabacki Forest-South Warsaw (with the Pb content in the reference<br />

moss being at 2.5 mg/kg). It can generally be said that the Pb contamination decreased considerably,<br />

due to the increased use of the unleaded gasoline.<br />

The highest level of contamination with Pb occurred, in the years 1992 and 1993. In<br />

the consecutive years a tendency of a decrease contamination was observed, with temporary<br />

exceptions from in this tendency in the years 1997 and 2002. This might have<br />

been linked to different weather conditions and higher emission caused by traffic jams.<br />

The territory of Warsaw was divided into six categories from the point of view of the nature<br />

of land use: the centre of Warsaw, the industrial areas, the areas outside of the centre with<br />

high-rise housing blocks, simple family housing area, the area of the metallurgic plant (the<br />

ArcelorMittal steel mill), and the agricultural and forested areas. The diagrams (Fig. 3) show<br />

the changes in air pollution in the years 1992–2004 with the breakdown into the mentioned<br />

land use categories.<br />

Foliage of Crimean linden trees (Tilia „Euchlora”, a cross between T. cordata Mill. & T.<br />

dasystyla Steven), which were about 60 years old in 1994, was used in the study. Generally,<br />

at both the park and the avenue, there was a significant decrease of metal concentrations between<br />

1994 and 2004. Decrease of Pb contamination was most pronounced among the three<br />

monitored metals, with a much higher decline along the avenue than in the park (Fig. 4).<br />

434

Evaluation of the lead environmental pollution in Warsaw...<br />

Fig. 1. Air contamination with Pb in Warsaw based on its accumulation in moss bags<br />

Fig. 1. Air<br />

Rys.1.<br />

contamination<br />

Zanieczyszczenie<br />

with<br />

powietrza<br />

Pb in Warsaw<br />

ołowiem w<br />

based<br />

Warszawie<br />

on its<br />

na<br />

accumulation<br />

podstawie określenia<br />

in moss<br />

akumulacji<br />

bags<br />

w eksponowanym mchu (metoda moss bag)<br />

Atmospheric Pb pollution in Warsaw was diversified (Fig. 1 and 2). The maximum<br />

435<br />

measurement of 49.4 mg/kg was recorded for the moss exposed in 1992 in the vicinity of the

the changes in air pollution in the years 1992–2004 with the breakdown into the mentioned<br />

land use categories.<br />

Wojciech Dmuchowski, Aneta Helena Baczewska, Dariusz Gozdowski<br />

18<br />

mg/kg<br />

16<br />

14<br />

12<br />

10<br />

8<br />

d<br />

e<br />

bc<br />

a<br />

bc bc bc<br />

a<br />

b<br />

c<br />

a<br />

a<br />

6<br />

4<br />

2<br />

0<br />

1992 1993 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004<br />

Fig. 2. Contamination of the air with lead in Warsaw, determinated on the basis of measure-<br />

Fig. 2. Contamination of the air with lead in Warsaw, determinated on the basis of<br />

ment accumulation in exposed moss. Subsequent alphabet letters indicate homogenous<br />

measurement<br />

groups<br />

accumulation<br />

of means for<br />

in<br />

years<br />

exposed<br />

on the<br />

moss,<br />

base of<br />

depending<br />

multiple comparisons<br />

upon the<br />

according<br />

land use<br />

Tukey’s<br />

category<br />

method<br />

at level letters of significance indicate α=0.05 homogenous groups of means for years on the base of<br />

(mg/kg).<br />

Subsequent alphabet<br />

multiple comparisons according Tukey’s method at level of significance α=0,05<br />

Rys.2. Zanieczyszczenie powietrza ołowiem w Warszawie na podstawie określenia akumulacji<br />

w eksponowanym mchu. Kolejne litery alfabetu oznaczają wydzielone grupy jednorodne<br />

średnich z poszczególnych lat na podstawie porównań wielokrotnych według procedury<br />

Tukey’a, przy poziomie istotności α=0,05<br />

25<br />

20<br />

15<br />

10<br />

5<br />

0<br />

1992 1993 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004<br />

metalurgig plant<br />

center of Warsaw<br />

industrial<br />

high-rise housing blocs<br />

single family housing<br />

forest end agricultural<br />

Fig. Fig. 3. 3. Contamination of of the the air with air lead with in Warsaw, lead in determinated Warsaw, determinated on the basis of on measurement the basis of<br />

measurement accumulation accumulation in exposed in exposed moss (mg/kg), moss (mg/kg), depending depending upon the upon land use the land category use category<br />

Rys. 3. Zanieczyszczenie powietrza ołowiem w Warszawie na podstawie określenia akumulacji<br />

w eksponowanym mchu, w zależności od kategorii użytkowania terenu<br />

Foliage of Crimean linden trees (Tilia Euchlora, a cross between T. cordata Mill. & T.<br />

dasystyla 436 Steven), which were about 60 years old in 1994, was used in the study. Generally, at<br />

both the park and the avenue, there was a significant decrease of metal concentrations

th the park and the avenue, there was a significant decrease of metal concentration<br />

tween 1994 and 2004. Decrease of Pb contamination was most pronounced among the thre<br />

Evaluation of the lead environmental pollution in Warsaw...<br />

nitored metals, with a much higher decline along the avenue than in the park. (Fig. 4).<br />

mg/kg<br />

14,0<br />

12,0<br />

10,0<br />

8,0<br />

6,0<br />

4,0<br />

2,0<br />

0,0<br />

e<br />

d<br />

d<br />

c c<br />

c bc<br />

b<br />

b<br />

a<br />

a a<br />

1994 1996 1998 2000 2002 2004<br />

Fig. 4. Lead concentration in Tilia „Euchlora” leaves (mg/kg in d.m.) in two localities in Warsaw.<br />

g. 4. Lead concentration Subsequent alphabet in Tilia letters 'Euchlora' indicate homogenous leaves groups (mg/kg of means in d.m.) for years in on two the localities<br />

arsaw. Subsequent base alphabet of multiple comparisons letters indicate according homogenous Tukey’s method at groups level of significance of means α=0.05 for years on th<br />

se of multiple<br />

Rys. 4.<br />

comparisons<br />

Zawartość ołowiu<br />

according<br />

w liściach Tilia<br />

Tukey’s<br />

„Euchlora”<br />

method<br />

w dwóch<br />

at<br />

lokalizacjach<br />

level of<br />

na<br />

significance<br />

terenie Warsza-<br />

α=0,05<br />

wy. Kolejne litery alfabetu oznaczają wydzielone grupy jednorodne średnich z poszczególnych<br />

lat na podstawie porównań<br />

4. CONCLUSIONS<br />

wielokrotnych według procedury Tukey’a, przy poziomie<br />

istotności α=0,05<br />

Trends of heavy metal changes determined throughout Warsaw with the moss-ba<br />

4. Conclusions<br />

thodology were confirmed by the analyses of linden foliage from the city park and alon<br />

Trends of heavy metal changes determined throughout Warsaw with the moss-bag<br />

e major avenue. There was a significant decrease in concentrations of the studied meta<br />

methodology were confirmed by the analyses of linden foliage from the city park and along<br />

er time, with the major the avenue. strongest There was decrease a significant for decrease Pb found in concentrations along the of avenue the studied characterized met-<br />

b<br />

als over time, with the strongest decrease for Pb found along the avenue characterized by<br />

intensive motor vehicle traffic, indicating that the observed decline was mostly caused by<br />

the gradual elimination of leaded gasoline. During the study period, air contamination with<br />

heavy metals was the highest in the vicinity of the ArcelorMittal steel mill. Consequently, the<br />

western, northern, and central parts of Warsaw were more polluted than its southern and<br />

eastern areas.<br />

References<br />

Allen S.E., Grishaw H.M., Parkinson J.A., Quarmby C. 1974. Chemical analysis of<br />

Ecological materials. Blackwell Scientific Publications, Osney Mead, Oxford, England.<br />

Anicic M., Tasic M., Frontasyeva M.V., Tomasevic M., Raisic S., Mijic Z., Popovic<br />

A. 2009. Active moss biomonitoring of trace elements with Sph. girgensohnii moss<br />

bags in relation to atmospheric bulk deposition in Belgrade, Serbia. Environ. Pollut. 157:<br />

673–679.<br />

437

Wojciech Dmuchowski, Aneta Helena Baczewska, Dariusz Gozdowski<br />

Cao T., Wang M., An L., Yu Y., Lou Y., Gou S., Zuo B., Liu Y., Wu J., Cao Y., Zhu Z.<br />

2009. Air quality for metals and sulfur in Shanghai, China, determined with moss bags.<br />

Environ. Pollut. 157: 1270–1278.<br />

Dmuchowski W., Bytnerowicz A. 1995. Biomonitoring of the environmental pollution<br />

in Poland using chemical analysis of Scots pine (Pinus silvestris L.) needles. Environmental<br />

Pollution 87, 87–104.<br />

Giorgdano S., Adamo P., Sorbo S., Vingiani S. 2005. Atmospheric trace metal pollution<br />

in the Naples urban area based on results from moss and lichen bags. Environ.<br />

Pollut. 136: 431–442.<br />

Goodman G.T., Roberts T.M. 1971. Plants and soil as indicators of metals in the air.<br />

Nature 231: 287–292.<br />

Harmens H., Norris D.A., Koerber G.R., Buse A., Steinnes E., Ruhling A.<br />

2008. Temporal trends (1990–2000) in the concentration of cadmium, lead and mercury<br />

in mosses across Europe. Environ. Pollut. 151: 368–376.<br />

Informacje i opracowanie statystyczne 2004. Ochrona Środowiska. 2004. Główny Urząd<br />

Statystyczny. Warszawa.<br />

Martin M.H., Coughtrey P.J. 1982. Biological monitoring of heavy metal pollution.<br />

Land and air. Applied Science Publishers London, New York.<br />

Perkin Elmer. 1990. Analytical methods for atomic absorption spectrophotometry. Bodenseewerk,<br />

Publication B: 233 i 353.<br />

Polokainen J., Kubin E., Piispanen J., Karhu J. 2004. Atmospheric heavy metal deposition<br />

in Finland during 1985–2000 using mosses as bioindicators. Sci. Total Environ.<br />

318: 171–185.<br />

Roberts T.M. 1972. Plants as monitors of airborne metal pollution. J. Environ. Plann. Pollut.<br />

Cont. 1: 92–97.<br />

Sałata M., Barańska K., Trębińska E. 2005. Roczna ocena jakości powietrza w województwie<br />

mazowieckim – Raport za rok 2004. Wojewódzki Inspektorat <strong>Ochrony</strong> Środowiska<br />

w Warszawie.<br />

Sucharová J., Suchara I. 2004. Bio-monitoring the atmospheric deposition of elements and<br />

their compounds using moss analysis in the Czech Republic. Acta Průhoniciana 77: 1–135.<br />

Tavares H.M.C.F., Vasconcelos M.T.S.D. 1996. Comparison of lead levels collected<br />

by Sphagnum auriculatum and by a low-volume aerosol sampler in the urban atmosphere<br />

of Oporto. Toxicological Environmental Chemistry 54: 195–209.<br />

Vasconcelos M.T.S.D., Tavares H.M.F. 1998. Atmospheric metal pollution (Cr, Cu, Fe,<br />

Mn, Ni, Pb and Zn) in Oporto city derived from results for low-volume aerosol samplers<br />

and for the moss Sphagnum auriculatum bioindicator. Sci. Total Environ. 212: 11–20.<br />

Zechmeister H.G., Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G. 2003. Bryophytes.<br />

In: Markert B.A., Breure H.G., Zechmeister H.G. (Eds). Bioindicators and Biomonitors.<br />

Elsevier Science Ltd. Amsterdam: 329–375.<br />

438

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Elżbieta Malzahn*<br />

BIOMONITORING ŚRODOWISKA LEŚNEGO<br />

PUSZCZY BIAŁOWIESKIEJ<br />

BIO-MONITORING OF THE FOREST ENVIRONMENT<br />

OF THE BIAŁOWIEŻA PRIMEVAL FOREST<br />

Słowa kluczowe: Puszcza Białowieska, monitoring biologiczny, bioindykator, metale ciężkie.<br />

Key words: Białowieża Primeval Forest, bio-monitoring, bioindicator, heavy metals.<br />

The paper contains results of monitoring research carried out in the whole of the<br />

Białowieża Primeval Forest, the last fragment of the natural lowland-forest of Europe.<br />

The level, direction of changes and spatial distribution of the content of heavy metals<br />

(Fe, Mn, Zn, Cu, Cr, Ni, Pb, Cd) in plant bioindicator – the moss Pleurozium schreberi<br />

were studied. The level of the forest-environmental pollution was typical of the areas of<br />

low pollution in the country and other states of Europe. The heavy metals contents in the<br />

moss did not exceed the values tolerable for plants. While the cumulation of pollution<br />

in bioindicator was significantly decreasing in the late 80s, in the years 1994–2008 the<br />

upward tendencies were noticed. The relation between air pollution deposition changes<br />

and bioindicators’ chemism were found. The paper presents the prognosis for the<br />

Białowieża Primeval Forest and the threat to its forest environment caused by air pollution<br />

and climate changes.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Przyroda północno-wschodniej Polski stanowi bogactwo narodowe, a dla całej Europy<br />

dziedzictwo przyrodnicze. Obszar ten stanowi środkowo-europejską ostoję różnorodności<br />

biologicznej na wszystkich poziomach jej organizacji:<br />

* Dr hab. Elżbieta Malzahn, prof. nadzw. – Zakład Lasów Naturalnych <strong>Instytut</strong>u Badawczego<br />

Leśnictwa w Białowieży; Zamiejscowy Wydział Zarządzania Środowiskiem Politechniki<br />

Białostockiej w Hajnówce, ul. Park Dyrekcyjny 6, 17-230 Białowieża; tel.: 85 681 23 96;<br />

e-mail: emalzahn@las.ibl.bialowieza.pl<br />

439

Elżbieta Malzahn<br />

● krajobrazowym,<br />

● ekosystemowym,<br />

● gatunkowym,<br />

● genetycznym.<br />

Znajdują się tu największe w Polsce i nieliczne już w Europie obszary z roślinnością<br />

naturalną, w tym ze zbiorowiskami pochodzenia pierwotnego. Jednym z nich jest Puszcza<br />

Białowieska, ostatni fragment naturalnego lasu niżowego Europy.<br />

Lasy znajdują się nieustannie pod wpływem efektów zmian globalnych, głównie zmian<br />

klimatu i zanieczyszczeń powietrza. Działają na nie z różną intensywnością czynniki stresogenne,<br />

które są ze sobą w różnym stopniu skorelowane, a dynamika ich zmian na ogół<br />

nie ma charakterystyki liniowej. Oprócz czynników klimatycznych za najbardziej groźne dla<br />

europejskich lasów są uznawane:<br />

● w Europie wschodniej – eutrofizacja powodowana przez nadmiar azotu,<br />

● w Europie centralnej – dwutlenek siarki i zakwaszenie gleb powodowane przez zbyt wysoką<br />

depozycję siarki i azotu,<br />

● w Europie południowej – ozon [De Vries i in. 2000].<br />

W sposób obiektywny można ocenić warunki środowiska metodami biologicznymi.<br />

W badaniach zanieczyszczenia środowiska leśnego w Polsce i Europie wykorzystuje się<br />

głównie pospolity gatunek mchu – rokietnik pospolity Pleurozium schreberi [m.in. Grodzińska<br />

i in. 1994 i 2003, Suchara i in. 2007].<br />

Wyniki badań monitoringowych metodą bioindykacyjną mogą służyć poznawaniu reakcji<br />

naturalnego środowiska leśnego na wzrastające działanie czynników abiotycznych.<br />

Monitoring biologiczny stanu środowiska leśnego jest prowadzony w Puszczy Białowieskiej<br />

przez Zakład Lasów Naturalnych <strong>Instytut</strong>u Badawczego Leśnictwa w Białowieży od roku<br />

1988 [Malzahn 1999].<br />

2. METODYKA BADAŃ<br />

Mech rokietnik pospolity Pleurozium schrebri, zbierano jesienią każdego roku na 25 powierzchniach<br />

bioindykacyjnych (rys. 2). Próbki mchu po oczyszczeniu suszono, rozdrobniono<br />

i mineralizowano „na mokro” w mieszaninie stężonych kwasów azotowego (V) – (HNO 3<br />

)<br />

i chlorowego (VII) – (HClO 4<br />

), zmieszanych w stosunku 4:1. Zawartość 8 metali ciężkich<br />

(Fe, Mn, Zn, Cu, Cr, Ni, Pb i Cd) oznaczano metodą emisyjnej spektrometrii atomowej (ICP<br />

AOES). Wszystkie analizy chemiczne wykonano w laboratoriach Pracowni Chemii Środowiska<br />

Leśnego Zakładu Siedliskoznawstwa IBL w Sękocinie.<br />

Do oceny rozkładu przestrzennego kumulacji metali przez mech na obszarze Puszczy<br />

obliczano sumaryczny indeks zawartości metali ciężkich – S j<br />

[Godzik 1991]) według wzoru:<br />

4<strong>40</strong>

Chemii Środowiska Leśnego Zakładu Siedliskoznawstwa IBL w Sękocinie.<br />

Do oceny rozkładu przestrzennego kumulacji metali przez mech na obsz<br />

Biomonitoring środowiska leśnego Puszczy Białowieskiej<br />

obliczano sumaryczny indeks zawartości metali ciężkich – S j [Godzik 1991]) w<br />

S<br />

x ij - x i<br />

S j = Σ y ij ; y ij = _____________<br />

i =1<br />

x i<br />

gdzie: S j<br />

– indeks zawartości metali ciężkich,<br />

gdzie: S j – indeks zawartości metali ciężkich,<br />

x ij<br />

– stężenie i-tego pierwiastka w danym bioindykatorze na j-tej powierzchni,<br />

x ij – stężenie i-tego pierwiastka w danym bioindykatorze na j-tej pow<br />

x i<br />

– średnia zawartość i-tego pierwiastka na wszystkich powierzchniach.<br />

x i – średnia zawartość i-tego pierwiastka na wszystkich powierzchni<br />

3. ANALIZA WYNIKÓW BADAŃ<br />

3. ANALIZA WYNIKÓW BADAŃ<br />

W mchu rokietniku pospolitym Pleurozium schreberi w Puszczy Białowieskiej w latach<br />

1994–2008 średnie zawartości metali ciężkich mieściły się w granicach zawartości<br />

normalnych we wszystkich latach badań, na żadnej powierzchni nie przekraczając wartości<br />

uznawanych za toksyczne, pomimo stosunkowo dużej zmienności zawartości poszczególnych<br />

metali – od 27% (Cu) do 54% (Cr), tworząc następujący szereg malejący:<br />

Fe > Mn > Zn > Cr > Pb > Ni > Cu > Cd (tab. 1).<br />

2<br />

Tabela 1. Zawartość metali ciężkich (ppm = mg·kg -1 ) w mchu Pleurozium schreberi w Puszczy<br />

Białowieskiej, w Polsce i krajach grupy Wyszehradzkiej według danych literaturowych<br />

Table 1. Heavy metals contents (ppm = mg·kg -1 ) in moss Pleurozium schreberi in the Białowieża<br />

Primeval Forest, Poland and the Visegrad countries according to literature references<br />

Obiekt Rok Fe Mn Zn Cr Pb Ni Cu Cd<br />

Puszcza Białowieska 1994–<br />

2008<br />

Puszcza Białowieska<br />

1 1988–<br />

1996<br />

Min 4<strong>40</strong> 3<strong>40</strong> 45,7 9,89 7,57 6,82 5,<strong>40</strong> 0,357<br />

średnia 4<strong>40</strong> 3<strong>40</strong> 46,0 9,90 7,57 6,80 5,<strong>40</strong> 0,357<br />

Max 1249 1339 225,0 34,00 20,25 21,00 11,00 0,920<br />

Min 231 . 30,4 . 2,3 . 1,5 0,200<br />

średnia 565 . 49,8 . 9,4 . 4,4 0,390<br />

Max 1249 . 82,6 . 19 . 8,4 1,000<br />

Min 87 . 19 0,2 4,2 0,53 3,5 0,050<br />

Polska 2 1995 średnia 450 . 48 1,8 17,3 1,72 10,7 0,5<strong>40</strong><br />

Max 5170 . 208 9,2 270 4,75 650 6,290<br />

Polska<br />

Min 898 752 68,0 . 6,43 4,6 12,0 0,4<strong>40</strong><br />

środkowo-wschodnia<br />

1997 średnia 1571 1221 80,0 . 20,28 35,1 20,0 0,6<strong>40</strong><br />

3 Max 2628 1835 97,0 . 26,21 97,2 33,0 0,880<br />

Min 249 . 28,4 0,37 3,94 0,72 4,53 0,228<br />

Polska<br />

północno-wschodnia 2000 średnia 442 . 36,4 0,75 6,4 1,34 6,59 0,317<br />

4<br />

Max 911 . 57,5 1,52 13,3 2,07 9,1 0,420<br />

Min 216 . 28,4 0,34 3,94 0,72 4,53 0,216<br />

Polska 4 2000 średnia 550 . 61,6 1,18 13,90 1,62 10,70 0,684<br />

Max 4243 . 590,0 10,54 65,60 2,89 39,60 7,167<br />

Kraje grupy<br />

Wyszehradzkiej (V4) 4 2000<br />

Min 176 . 19,4 0,30 1,81 0.56 3,69 0,090<br />

średnia 938 . 49,0 3,11 13,70 2,68 8,63 0,486<br />

Max 13750 . 590,0 42,70 104,00 23,4 70,00 7,167<br />

Źródła: 1 Malzahn 1999; 2 Dećkowska i in. 2008; 3 Mikos-Bielak, Tujaka 1999; 4 Suchara i in. 2007.<br />

441

Cr, Ni i Cd), w 2002 r. (Mn) oraz w latach 2006–2007 (Zn, Cu i Pb). Podobnie najwięks<br />

średnie zawartości metali ciężkich w mchu występowały w większości metali w 1994 r. Pi<br />

Elżbieta Malzahn<br />

metali wykazywało istotne liniowe trendy malejące zawartości Fe, Cr, Ni, Pb i Cd, jed<br />

metal – Cu – trend rosnący i dwa – (Mn, Zn) – nie zmieniały istotnie zawartości w mc<br />

Maksymalne zawartości metali ciężkich w próbkach mchu stwierdzono w 1994 r. (Fe,<br />

Cr, Ni (Rys. i Cd), 1). w Bardzo 2002 r. (Mn) wyraźny oraz w obraz latach zmienności 2006–2007 zawartości (Zn, Cu i Pb). metali Podobnie ciężkich największe w mchu przedstaw<br />

średnie<br />

sumaryczny<br />

zawartości<br />

indeks<br />

metali ciężkich<br />

zawartości<br />

w mchu<br />

metali<br />

występowały<br />

Sj. Oscylował<br />

w większości<br />

on w<br />

metali<br />

granicach<br />

w 1994<br />

wartości<br />

r. Pięć<br />

średnich (-0<br />

metali wykazywało istotne liniowe trendy malejące zawartości Fe, Cr, Ni, Pb i Cd, jeden metal<br />

– do Cu +0,5) – trend tylko rosnący w pięciu i dwa – latach, (Mn, Zn) cztery – nie lata zmieniały charakteryzował istotnie zawartości wysoki w mchu indeks (rys. dodatni: 1994<br />

1). Bardzo (4,07), wyraźny 1995 r. obraz (0,85), zmienności 1997 r. (1,28), zawartości 2002 metali r. (0,59) ciężkich oraz w sześć mchu lat przedstawił – wysoki sumaryczny<br />

indeks zawartości metali Sj. Oscylował on w granicach wartości średnich (-0,5<br />

indeks ujemny<br />

2000 r. (-0,81), 2001 r. (-1,32), 2004 r. (-1,09), 2005 r. (-0,78), 2007 r. (-1,61) i 2008 r.<br />

do +0,5) tylko w pięciu latach, cztery lata charakteryzował wysoki indeks dodatni: 1994 r.<br />

(4,07), 1,47). 1995 Taka r. (0,85), zmienność 1997 r. (1,28), Sj wykazała 2002 r. (0,59) istotny oraz liniowy sześć lat trend – wysoki obniżania indeks się ujemny: poziomu kumula<br />

2000 metali r. (-0,81), w mchu 2001 r. w (-1,32), latach 2004 1994–2008. r. (-1,09), 2005 r. (-0,78), 2007 r. (-1,61) i 2008 r. (-1,47).<br />

Taka zmienność Sj wykazała istotny liniowy trend obniżania się poziomu kumulacji metali<br />

w mchu w latach 1994–2008.<br />

ppm Zn, Cr, Ni, Cu, Pb, Cd*10, Fe:10,<br />

80<br />

Fe** Mn Zn<br />

Fe<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

Zn<br />

Mn<br />

20<br />

20 Pb *** Cr * Ni *<br />

14<br />

8<br />

Cr<br />

Pb<br />

Ni<br />

2<br />

8<br />

Cu ** Cd ***<br />

6<br />

4<br />

2<br />

1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008<br />

Rys. 1. Trendy zmian zawartości metali ciężkich (ppm) w mchu Pleurozium schreberi w Puszczy Białowieskiej<br />

w latach 1994–2008. Trend liniowy istotny przy P

Biomonitoring środowiska leśnego Puszczy Białowieskiej<br />

Rozkład przestrzenny zawartości poszczególnych metali ciężkich w mchu Pleurozium<br />

schreberi na obszarze Puszczy Białowieskiej był bardzo zróżnicowany. Powierzchnią o największej<br />

zawartości metali w mchu według indeksu Sj jest jedna z powierzchni zlokalizowanych<br />

w silniej obciążonej, zachodniej części Puszczy Białowieskiej – Puszczy Ladzkiej,<br />

a najmniejszą – powierzchnia na obszarze obrębu ochronnego Orłówka w Białowieskim<br />

Parku Narodowym (rys. 2).<br />

Rys. 2. Rozkład przestrzenny indeksu zawartości metali ciężkich (Sj) w mchu Pleurozium schreberi<br />

na obszarze Puszczy Białowieskiej w latach 1994–2006<br />

Fig. 2. Spatial distribution of heavy metals contents index (Sj) in moss Pleurozium schreberi in<br />

the Białowieża Primeval Forest in the years 1994–2006<br />

443

Elżbieta Malzahn<br />

Porównano poziom zawartości metali w mchu z wybranymi kilkoma danymi literaturowymi<br />

(tab. 1). Na podstawie analiz zawartości metali w mchu zebranym w pierwszej połowie<br />

lat 90-tych cały obszar Puszczy Białowieskiej spełniał kryteria obszarów uznanych jako<br />

strefy A – relatywnie czyste [Grodzińska i in. 1999]. W stosunku do średnich zawartości metali<br />

ciężkich dla Polski w 1995 r., mchy w Puszczy Białowieskiej kumulowały mniej Fe, Zn,<br />

Cu, Pb i Cd, natomiast więcej Cr i Ni. Mech w Puszczy zawierał zdecydowanie mniej metali<br />

niż w Polsce środkowo-wschodniej w 1997 r.<br />

Wyniki międzynarodowych badań w krajach grupy Wyszehradzkiej (V4) (Polska, Słowacja,<br />

Węgry i Republika Czeska) w 2000 r. wskazywały podobny do poziomu w Puszczy<br />

poziom kumulacji metali przez mech w północno-wschodniej Polsce, niższy natomiast od<br />

wartości średnich dla Polski i krajów grupy Wyszehradzkiej, z wyjątkiem Cr i Ni, których kumulacja<br />

jest istotnie większa [Suchara i in. 2007]. Jednak w porównaniu z kumulacją metali<br />

przez mech na najmniej skażonych obszarach Europy, np. w Norwegii, gdzie w 1995 r.<br />

mech zawierał 170 ppm Fe; 26 ppm Zn; 2,4 ppm Cu; 2,3 ppm Pb i 0,19 ppm Cd [Berg, Steinnes<br />

1997], w Puszczy Białowieskiej w latach 1994–2008 było kumulowane ponad dwukrotnie<br />

więcej metali ciężkich. Zanieczyszczenie tego regionu Europy jest dobrym punktem<br />

odniesienia, ponieważ w ostatnim dwudziestoleciu ulegało tylko niewielkim zmianom. Należy<br />

przy tym pamiętać, że potencjalne skażenie środowiska przez poszczególne metale nie<br />

oznacza ich szkodliwości dla organizmów. Porównanie toksyczności analizowanych metali<br />

dla roślin i zwierząt wskazuje, że najmniej niebezpieczne dla środowiska przyrodniczego<br />

jest Fe, a najbardziej: Cd i Pb.<br />

Na poziom kumulacji metali ciężkich przez środowisko przyrodnicze mają wpływ warunki<br />

klimatyczne Puszczy, które mogą być analizowane na podstawie pomiarów ze stacji IM-<br />

GiW w Białowieży (52 o 42’N, 23 o 51’E, wysokość 163 m n.p.m.). Diagram klimatyczny ostatnich<br />

15 lat różnił się niższą sumą opadów atmosferycznych i wyższą średnią temperaturą<br />

roczną niż w diagramie z lat 1949–1983 (rys. 3) [Olszewski 1986]. Powodowało to coraz<br />

wcześniejsze odpływy wody, co jest jednym z warunków meteorologicznych mogących niekorzystnie<br />

wpływać na warunki wodne Puszczy oraz na stan i stabilność siedlisk puszczańskich,<br />

zwłaszcza hydrogenicznych [Pierzgalski i in. 2002].<br />

Specyficznym zagrożeniem dla środowiska przyrodniczego są zanieczyszczenia<br />

powietrza. Podczas monitorowania dwóch najgroźniejszych dla środowiska leśnego<br />

zanieczyszczeń: związków siarki i azotu, od 1986 r. jest rejestrowana stopniowa poprawa<br />

jakości powietrza w Puszczy Białowieskiej, głównie z przyczyny istotnych trendów<br />

malejących depozycji całkowitej (suchej i mokrej) siarki [Malzahn 1999; 2004], która<br />

w ostatnich 15 latach wynosiła średnio w roku 11 kg S/ha, ale w roku 2008 już tylko<br />

5 kg S/ha. Średnie obciążenie Puszczy siarką od 2002 r. nie przekraczało wartości<br />

krytycznej dla lasów północno-wschodniej Europy (5–10 kg S/ha·rok) [Manninen i in.<br />

1997]. Roczna natomiast depozycja całkowita azotu utrzymywała się na podobnym poziomie<br />

i nie wykazywała istotnego trendu zmian – w latach 1994–2008 wynosiła śred-<br />

444

Biomonitoring środowiska leśnego Puszczy Białowieskiej<br />

nio w roku 11 kg N/ha i tyle samo wynosiła w 2008 r., w tym 76% stanowiła depozycja<br />

mokra. Średnie obciążenie Puszczy Białowieskiej azotem od lat zdecydowanie przekracza<br />

wartość krytyczną dla lasów zbliżonych do naturalnych – 2–5 kg N/ha·rok [Grodzińska,<br />

Szarek 1995].<br />

Ryc. 3. Porównanie diagramów klimatycznych Białowieży z lat 1949–1983 [Olszewski 1986] i 1994–<br />

2008: o C – średnia miesięczna temperatura; mm – średnia miesięczna suma opadów<br />

Fig. 3. Comparison between climate-diagrams in Białowieża in the years 1949–1983 [Olszewski<br />

1986] and 1994–2008: o C – mean monthly temperature; mm – mean monthly precipitation<br />

4. PODSUMOWANIE<br />

Wyniki badań monitoringowych zanieczyszczenia środowiska leśnego Puszczy Białowieskiej<br />

w latach 1994–2008 metodą bioindykacyjną z zastosowaniem mchu rokietnika<br />

pospolitego Pleurozium schreberi wykazały zmniejszenie kumulacji metali ciężkich w bioindykatorze,<br />

co świadczy o istotnie zmniejszającym się poziomie zanieczyszczenia środowiska<br />

leśnego. W 2008 r. Puszczę Białowieską można było zaliczyć do strefy obszarów<br />

relatywnie czystych, chociaż silniej obciążona zachodnia i północna granica Puszczy<br />

wskazuje na możliwe wpływy lokalnych źródeł emisji zanieczyszczeń powietrza.<br />

Zarejestrowano jednocześnie poprawę jakości powietrza na całym obszarze województwa<br />

podlaskiego, na co miały wpływ sukcesywne wymiany tradycyjnych dużych kotłowni<br />

węglowych na nowocześniejsze instalacje olejowe lub gazowe, realizowane po roku<br />

2000 we wszystkich miejscowościach przylegających do Puszczy Białowieskiej. Zanotowano<br />

natomiast niekorzystny trend zwiększania się ilości zanieczyszczeń powietrza, głównie<br />

445

Elżbieta Malzahn<br />

związków azotu, pochodzących z dynamicznie rozwijającej się bazy turystycznej (transport,<br />

hotele, kwatery). Dlatego depozycja azotu może być uznawana za jeden z czynników powodujących<br />

obserwowaną w ostatnich <strong>40</strong> latach eutrofizację siedlisk w Puszczy.<br />

Należy też wziąć pod uwagę, że depozycja zanieczyszczeń powietrza na obszarach<br />

oddalonych od silnych źródeł emisji uwarunkowana jest głównie zmiennością warunków<br />

meteorologicznych. Przedstawione zmiany czynników klimatycznych i antropogenicznych<br />

będą powodowały w następnych latach przyspieszenie procesu wysuszania, zakwaszenia<br />

i eutrofizacji siedlisk leśnych.<br />

Reasumując, można stwierdzić, że zagrożenie środowiska przyrodniczego w rejonie<br />

Puszczy Białowieskiej nie zmniejsza się, zmieniają się tylko proporcje udziału różnych czynników<br />

zagrażających środowisku przyrodniczemu i wynikających z nich zanieczyszczeń<br />

tego środowiska.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Berg T., Steinnes E. 1997. Use of mosses (Hylocomium splendens and Pleurozium<br />

schreberi) as biomonitors of heavy metal deposition: from relative to absolute deposition<br />

values. Environ. Pollut. 98, 1: 61–71.<br />

Dećkowska A., Pierścieniak M., GWorek B., Maciaszek D. 2008. Wybrane gatunki<br />

roślin jako wskaźniki zmian w środowisku. Ochrona środowiska i Zasobów Naturalnych<br />

37: 128–138.<br />

De Vries W., Klapp J.M., Erisman J.W. 2000. Effects of environmental stress on forest<br />

crown condition in Europe. Part I: Hypotheses and approach to the study. Water, Air.<br />

Godzik B. 1991. Zanieczyszczenie mchów Gorczańskiego Parku Narodowego metalami<br />

ciężkimi. Ochr. Przyr. 49, 1: 87–92.<br />

Grodzińska K., Szarek G., Godzik B., Braniewski S., Chrzanowska E. 1994.<br />

Mapping air pollution in Poland by measuring heavy metal concentration in mosses.<br />

W: Climate and Atmospheric Deposition Studies in Forests. (eds: J.Solon, E.Roo-<br />

Zielińska, A. Bytnerowicz). Conference Papers IGSO PAS 19, Warszawa: 197–209.<br />

Grodzińska K., Frontasyeva M,. Szarek-Łukaszewska G., Klich M.,<br />

Kucharska-Fabiś A., Gundorina S., Ostrovnaya T.M. 2003. Trace element<br />

contamination in industrial regions of Poland studied by moss monitoring. Evironmental<br />

and Assessment 87: 255–270.<br />

Grodzińska K., Szarek, G. 1995. Skażenie środowiska Polski na tle Europy. Wiad. Bot.<br />

39, (1/2): 31–38.<br />

Malzahn E. 1999. Ocena zagrożeń i zanieczyszczenia środowiska leśnego Puszczy Białowieskiej.<br />

Prace Inst. Bad. Leśn. 885: 1–177.<br />

Malzahn E. 2000. Kwaśne deszcze w Puszczy Białowieskiej jako kryterium zagrożenia<br />

środowiska leśnego. Prace Inst. Bad. Leśn. 4, 906: 53–72.<br />

446

Biomonitoring środowiska leśnego Puszczy Białowieskiej<br />

Malzahn E. 2004. Kierunek zmian poziomu zanieczyszczeń powietrza i czynników klimatycznych<br />

w Puszczy Białowieskiej. Leśne Prace Badawcze 1: 55–85.<br />

Manninen S., Huttunen S., Kontio M. 1997. Accumulation of sulphur in and on Scots<br />

pine needles in the subarctic. Water, Air Soil Pollut. 95: 147–164.<br />

Mikos-Bielak M., Tujaka A. 1999. Akumulacja metali ciężkich w glebach i roślinach<br />

z przygranicznego pasa środkowowschodniej Polski. Ochrona Środowiska i Zasobów<br />

Naturalnych 18: 213–223.<br />

Olszewski J. L. 1986. Rola ekosystemów leśnych w modyfikacji klimatu lokalnego Puszczy<br />

Białowieskiej. Prace habilitacyjne. Wyd. Ossolineum, Wrocław: 1–222.<br />

Pierzgalski E., Boczoń A., Tyszka J. 2002. Zmienność opadów i położenia wód<br />

gruntowych w Białowieskim Parku Narodowym, Kosmos 51, 4: 415–425.<br />

Suchara I., Florek M., Godzik B., Mankovska B., Rabnecz G., Sucharowa<br />

J., Tuba Z., Kapusta P. 2007. Mapping of main sources of pollutants and their transport<br />

In the Visegrad Space. Part I. Eight toxic metals. Expert group on bio-monitoring<br />

the atmospheric deposition loads in the Visegrad countries. Pruhonice, KLEMO Zvolen:<br />

1–127.<br />

447

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Marta Matusiewicz*, Helena Kubicka**, Teresa Skrajna***<br />

ZRÓŻNICOWANIE WYBRANYCH GATUNKÓW POLYGONUM<br />

DIFFERENTIATION IN CHOSEN SPECIES OF POLYGONUM<br />

Słowa kluczowe: agrofitocenozy, cechy biometryczne, chwasty segetalne, Polygonum sp.,<br />

Wigierski Park Narodowy.<br />

Key words: agrophytocoenoses, biometric features, segetal weeds, Polygonum sp., Wigry<br />

National Park.<br />

In this paper, preliminary research into the appearance and variability of morphological features<br />

of three common species of segetal weeds from the Polygonum type: Polygonum persicaria,<br />

Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium oraz Polygonum lapathifolium subsp. pallidum<br />

was carried out. The choice of weeds was dictated by a large morphological variability and wide<br />

spectrum of occupied habitats. The plants studied were chosen from different places randomly<br />

in order to be representative.<br />

They derived from the following cultivations potato and unploughed stubble-field located in the<br />

Wigierski National Park. In potato cultivations, most frequently two species were met: Polygonum<br />

persicaria and Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium. In turn a frequient appearance<br />

of Polygonum persicaria and Polygonum lapathifolium subsp. pallidum were observed in stubble-fields.<br />

Specimen the following species: Polygonum persicaria and Polygonum lapathifolium<br />

subsp. lapathifolium, which grew in potato plantations were far more widespread and productive.<br />

However, the last species, which was characterized by the longest main stem of the plant,<br />

created more heads and seeds and had higher weight mass of 1000 seeds.<br />

* Mgr Marta Matusiewicz – <strong>Instytut</strong> Technologiczno-Przyrodniczy, Państwowa Wyższa Szkoła<br />

Zawodowa w Suwałkach, ul. T. Noniewicza 10, 16-<strong>40</strong>0 Suwałki; tel.: 87 56 28 <strong>40</strong>6<br />

** Dr hab. inż. Helena Kubicka, prof. nadzw. – <strong>Instytut</strong> Technologiczno-Przyrodniczy,<br />

Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa w Suwałkach; ul. T. Noniewicza 10, 16- <strong>40</strong>0 Suwałki;<br />

tel.: 8756 28 349; e-mail: helenakubicka@wp.pl<br />

*** Dr inż. Teresa Skrajna – Katedra Ekologii Rolniczej, Akademia Podlaska, ul. Konarskiego 2,<br />

08-110 Siedlce; tel.: 25 643 13 00; e-mail: ekord@ap.siedlce.pl<br />

448

Zróżnicowanie wybranych gatunków Polygonum<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Nieodłącznym elementem agrofitocenozy są chwasty. W większości są to gatunki krótkotrwałe,<br />

jednoroczne, podobnie jak rośliny uprawne, z którymi dzielą siedlisko [Jędruszczak<br />

2000, Majda i in. 2007]. Chwasty tak jak inne rośliny mają swoje wymagania siedliskowe<br />

[Podstawka-Chmielewska i in. 2000]. Jednak w wyniku doboru naturalnego zyskały<br />

one ogromne możliwości adaptacyjne i posiadają większe zdolności do wykorzystania warunków<br />

siedliska: przestrzeni, wody, składników pokarmowych, światła, niż gatunki roślin<br />

uprawnych [Kwiecińska-Poppe 2006, Jędruszczak i in. 2004]. Właśnie warunki siedliska<br />

i gatunek rośliny uprawnej mają ogromny wpływ na pokrój i cechy morfologiczne populacji<br />

chwastów [Skrzyczyńska i in. w druku].<br />

Pomimo swojej ogromnej żywotności wiele gatunków chwastów segetalnych ulega wypieraniu.<br />

Wysoki poziom agrotechniki, stosowanie herbicydów, kontrola czystości materiału<br />

siewnego powodują zubożenie różnorodności roślinności segetalnej. Najbogatsze populacje<br />

chwastów występują na obszarach, gdzie nadal są stosowane tradycyjne metody uprawy<br />

[Skrajna i Kubicka 2007]. Według Korniaka i Hołdyńskiego [2006] oraz Bomanowskiej<br />

[2006] formy ochrony środowiska, które stosowane są na obszarach parków narodowych<br />

i krajobrazowych, a także bliskie na tych terenach sąsiedztwo fitocenoz naturalnych i agrocenoz,<br />

pozwalają zachować znaczne bogactwo flory segetalnej i ochronić gatunki chwastów<br />

przed wyginięciem.<br />

Polygonum persicaria, Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium oraz Polygonum<br />

lapathifolium subsp. pallidum to pospolicie występujące chwasty segetalne [Rutkowski<br />

2006]. Celem prezentowanej pracy było wstępne zapoznanie się z występowaniem tych<br />

trzech gatunków z rodzaju Polygonum na terenie agrocenoz Wigierskiego Parku Narodowego<br />

oraz zbadanie zmienności ich cech morfologicznych.<br />

2. METODYKA BADAŃ<br />

Materiał badawczy stanowiły osobniki trzech gatunków z rodzaju Polygonum:<br />

● Polygonum persicaria,<br />

● Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium<br />

oraz<br />

● Polygonum lapathifolium subsp. pallidum.<br />

Okazy zebrano w 2008 r. z pól uprawnych zlokalizowanych na terenie Wigierskiego<br />

Parku Narodowego – z upraw ziemniaka oraz niezaoranych ściernisk.<br />

Do analizy pobrano losowo, z różnych miejsc po 30 osobników każdego z trzech gatunków:<br />

Polygonum persicaria, Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium oraz Polygonum<br />

lapathifolium subsp. pallidum. Wykonano pomiary biometryczne pobranych roślin, charakteryzujące<br />

ich ogólny pokrój. Zmierzono wysokość rośliny oraz długość łodygi do I odgałę-<br />

449

Marta Matusiewicz, Helena Kubicka, Teresa Skrajna<br />

zienia. Policzono liczbę międzywęźli, liczbę odgałęzień I rzędu oraz zmierzono ich długość,<br />

a także policzono liczbę liści i zmierzono ich długość i szerokość. Podano również liczbę<br />

kłosków, długość kłoska szczytowego, liczbę nasion z jednej rośliny oraz masę 1000 nasion.<br />

Obliczono średnią arytmetyczną oraz poddano analizie statystycznej, stosując rozstęp<br />

Tukeya do oceny różnic między średnimi.<br />

3. WYNIKI<br />

Przeprowadzone pomiary biometryczne wykazały duże zróżnicowanie cech morfologicznych<br />

wśród osobników populacji badanych gatunków chwastów z rodzaju Polygonum.<br />

W uprawach ziemniaka najpowszechniej występowały dwa gatunki: Polygonum persicaria<br />

i Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium (tab. 1). Oba te gatunki tworzyły rozgałęzione<br />

okazy z podobną liczbą odgałęzień I rzędu, odpowiednio 7,9 oraz 6,8. Nieznacznie<br />

mniej rozgałęzione były osobniki Polygonum lapathifolium subsp. pallidum, które miały<br />

średnio 6,1 odgałęzień I rzędu. U Polygonum persicaria pierwsze odgałęzienie boczne pojawiało<br />

się średnio na wysokości 0,88 cm. U osobników dwóch pozostałych gatunków natomiast<br />

wysokość łodygi do I odgałęzienia była znacznie większa. Cecha ta była zróżnicowana<br />

i charakteryzowała ją duża zmienność osobnicza.<br />

Tabela 1. Charakterystyka biometryczna populacji wybranych gatunków Polygonum w uprawach<br />

ziemniaka<br />

Table 1. Biometric characteristic populations of chosen species Polygonum in potato cultivations<br />

Gatunek<br />

Polygonum lapathifolium Polygonum lapathifolium<br />

Polygonum persicaria<br />

Cecha<br />

subsp. lapathifolium subsp. pallidum<br />

Wysokość rośliny (cm) 47,80 (27–65) 66,70 (<strong>40</strong>–124) 54,30 (28–88)<br />

Długość łodygi do I odgałęzienia<br />

(cm)<br />

0,88 (0–2,5) 5,05 (0,5–18) 6,70 (2–15)<br />

Liczba odgałęzień I rzędu 7,9 (5–12) 6,8 (0–11) 6,1 (2–10)<br />

Długość odgałęzienia<br />

I rzędu (cm)<br />

19,20 (9–29) 25,67 (8–56) 16,67 (6–26)<br />

Liczba międzywęźli 10,1 (6–13) 11,1 (8–16) 9,8 (7–12)<br />

Liczba kłosków na jednej<br />

roślinie<br />

60,7 (16–171) 97,4 (16–337) 52,1 (12–141)<br />

Długość kłoska szczytowego<br />

(cm)<br />

1,87 (1,2–3,0) 3,28 (2,0–4,9) 2,21 (1,5–3,2)<br />

Liczba nasion z jednej rośliny<br />

1482 (104–4349) 3707 (238–10904) 15<strong>40</strong> (148–4177)<br />

MTN (g) 1,96 (1,18–2,52) 2,58 (1,93–3,80) 2,30 (1,54–3,38)<br />

Wszystkie gatunki wykształcały podobną liczbę międzywęźli. Jednak osobniki Polygonum<br />

lapathifolium subsp. lapathifolium były o 20% większe i miały o 30% dłuższe odgałęzienia<br />

I rzędu w porównaniu z osobnikami Polygonum persicaria i Polygonum lapathifolium<br />

subsp. pallidum, zajmującymi to samo siedlisko. Gatunek ten wytwarzał też największe<br />

kłoski. Średnia długość kłoska szczytowego Polygonum lapathifolium wynosiła<br />

450

Zróżnicowanie wybranych gatunków Polygonum<br />

3,28 cm i była o ponad 30%, a nawet o ponad <strong>40</strong>% większa od długości kłosków u pozostałych<br />

dwóch gatunków. Poza tym Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium wytwarzał<br />

prawie dwa razy więcej kłosków, a tym samym więcej nasion. Liczba nasion z jednej<br />

rośliny dochodziła nawet do blisko kilkunastu tysięcy. Osobniki Polygonum lapathifolium<br />

subsp. pallidum i Polygonum persicaria odznaczała zdecydowanie mniejsza plenność. Gatunki<br />

różniły się masą 1000 nasion, która wynosiła u Polygonum persicaria –1,96 g, u Polygonum<br />

lapathifolium subsp. pallidum – 2,30 g, a u Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium<br />

– 2,58 g.<br />

Osobniki populacji chwastów z rodzaju Polygonum występujące na niezaoranych ścierniskach<br />

były mniej okazałe od tych, które spotykano w uprawach ziemniaka (tab. 2). Były<br />

ponad dwukrotnie niższe i osiągały średnio, w zależności od gatunku, od 22,67 cm do<br />

27,83 cm wysokości. Również liczba odgałęzień I rzędu oraz ich długość różniła się znacznie.<br />

Rośliny Polygonum persicaria, Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium oraz Polygonum<br />

lapathifolium subsp. pallidum występujące na ścierniskach charakteryzowała istotnie<br />

mniejsza plenność. Wytwarzały ponad trzy razy mniej kłosków i ponad 10 razy mniej<br />

nasion. Najmniejszą plennością na ścierniskach odznaczał się Polygonum lapathifolium<br />

subsp. pallidum. Wytwarzał średnio tylko 11,2 sztuk kłosków, a liczba nasion z jednej rośliny<br />

wynosiła średnio 60 sztuk i nie przekraczała 97 sztuk.<br />

Tabela 2. Charakterystyka biometryczna populacji wybranych gatunków Polygonum na ścierniskach<br />

Table 2. Biometric characteristic populations of chosen species Polygonum in stubble-fields<br />

Gatunek<br />

Polygonum lapathifolium Polygonum lapathifolium<br />

Polygonum persicaria<br />

Cecha<br />

subsp. lapathifolium subsp. pallidum<br />

Wysokość rośliny (cm) 22,67 (13–36) 27,83 (19–41) 24,17 (18–30)<br />

Długość łodygi do I odgałęzienia<br />

(cm)<br />

3,30 (1–5) 4,<strong>40</strong> (2–13) 12,25 (8–16)<br />

Liczba odgałęzień I rzędu 4,5 (0–9) 3,9 (0–8) 3,1(0–6)<br />

Długość odgałęzienia<br />

I rzędu (cm)<br />

7,13 (1–21) 11,70 (5–22) 3,47 (3–6)<br />

Liczba międzywęźli 7,4 (4–13) 7,8 (5–12) 7,9 (5–11)<br />

Liczba kłosków na jednej<br />

roślinie<br />

18,7 (6–42) 23,5 (10–89) 11,2 (4–21)<br />

Długość kłoska szczytowego<br />

(cm)<br />

1,77 (0,6–3,5) 2,26 (1,0–3,5) 1,06 (0,7–2,0)<br />

Liczba nasion z jednej rośliny<br />

154 (26–430) 298 (36–673) 60 (25–97)<br />

MTN (g) 1,63 (1,28–2,35) 2,27 (1,64–2,83) 1,95<br />

Wykonane oznaczenia ilości i wielkości liści wykazały, że okazy trzech badanych gatunków:<br />

Polygonum persicaria, Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium oraz Polygonum<br />

lapathifolium subsp. pallidum więcej liści oraz o większych rozmiarach wytwarzały w uprawach<br />

ziemniaka. Średnio na roślinie, w zależności od gatunku, znajdowało się około 50–75<br />

liści. Niektóre okazy miały nawet ponad 130 liści. Średnia wielkość wykształcanych liści wy-<br />

451

Marta Matusiewicz, Helena Kubicka, Teresa Skrajna<br />

nosiła: długość – 63 mm i szerokość – 14 mm. Największe liście na roślinach osiągały rozmiary:<br />

120 x 25, 145 x 35 (dł. x szer. w mm). Na niezaoranych ścierniskach rośliny trzech<br />

badanych gatunków z rodzaju Polygonum wytwarzały o ponad połowę mniej liści, średnio<br />

około 20 liści. Liście były też ponad dwa razy mniejsze i osiągały średnio rozmiary 25 mm<br />

x 5 mm. Największe liście na roślinach zebranych na ścierniskach miały 95 mm długości<br />

i 15 mm szerokości.<br />

Cechy te istotnie różniły się u populacji pochodzącej z uprawy ziemniaka w stosunku do<br />

osobników ze ściernisk, jak również między analizowanymi gatunkami (tab. 3).<br />

Tabela 3. Średnie wielkości wybranych cech u trzech gatunków Polygonum<br />

Table 3. Mean values of selected traits in third species of Polygonum<br />

Roślina<br />

uprawna<br />

Wysokość<br />

rośliny<br />

Długość<br />

odgałęzienia<br />

I-go rzędu<br />

Długość kłoska<br />

szczytowego<br />

Liczba nasion<br />

z jednej rośliny<br />

Polygonum persicaria<br />

Ziemniaki 47,80 19,20 1,87 1482 1,96<br />

Ściernisko 22,67 7,13 1,77 154 1,63<br />

NIR 0,05<br />

4,14 2,83 0,33 357,13 0,19<br />

Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium<br />

Ziemniaki 66,70 25,67 3,28 3707 2,58<br />

Ściernisko 27,83 11,70 2,26 298 2,27<br />

NIR 0,05<br />

7,35 5,71 0,35 1229,92 0,29<br />

Polygonum lapathifolium subsp. pallidum<br />

Ziemniaki 54,30 16,67 2,21 15<strong>40</strong> 2,3<br />

Ściernisko 24,17 3,47 1,06 60 1,95<br />

NIR 0,05<br />

6,18 2,08 0,22 384,98 brak danych<br />

4. DYSKUSJA<br />

MTN<br />

Na skład gatunkowy flory chwastów, ich rozwój i plenność istotny wpływ wywiera<br />

gatunek rośliny uprawnej, jej sposób uprawy i pielęgnacji oraz termin zbioru.<br />

W zwartych łanach chwasty mają ograniczoną możliwość rozwoju, wytwarzania owoców<br />

i nasion. W uprawie szerokorzędowej natomiast znajdują lepsze warunki do wzrostu<br />

i rozgałęziania się, a dzięki temu mają możliwość wytwarzania większej liczby nasion.<br />

Według wielu autorów najlepsze warunki do rozwoju wielu gatunków chwastów stwarzają<br />

rośliny okopowe [Podstawka-Chmielewska i in. 2000, Kwiecińska 2004, Skrajna<br />

i Skrzyczyńska 2007]. Osobniki wszystkich badanych gatunków z rodzaju Polygonum odznaczał<br />

bujniejszy pokrój i większa plenność w uprawach ziemniaka. Osiągały większą wysokość<br />

i były bardziej rozgałęzione. Zdarzały się rośliny, które były większe od wartości podawanych<br />

przez Rutkowskiego [2006], okazy Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium<br />

dochodziły nawet do 124 cm wysokości.<br />

Bardzo ważną cechą chwastów, pozwalającą na ciągłe ich utrzymywanie się<br />

w agrocenozach pomimo stosowania zabiegów agrotechnicznych mających na celu ich wyeliminowanie,<br />

jest ich wysoka plenność [Majda i in. 2007]. Badane rośliny wytwarzały wię-<br />

452

Zróżnicowanie wybranych gatunków Polygonum<br />

cej nasion w uprawach ziemniaka, średnio kilka tysięcy. Najbardziej plenny gatunek Polygonum<br />

lapathifolium subsp. lapathifolium wytwarzał nawet ponad 10 tysięcy nasion. Było to<br />

więcej niż podawała w swojej publikacji Skrzyczyńska i in. [w druku].<br />

Na niezaoranych ścierniskach panują dobre warunki termiczne, świetlne<br />

i wilgotnościowe sprzyjające rozwojowi chwastów w okresie pożniwnym. Niektóre chwasty<br />

przycięte podczas zbioru rośliny uprawnej odrastają, tworzą organy generatywne i produkują<br />

nasiona. Przyczynia się to znacznie do zwiększenia liczby diaspor w glebie i prowadzi do<br />

wzrostu zachwaszczenia kolejnych upraw [Jędruszczak 2000]. Jednak zebrane okazy Polygonum<br />

persicaria, Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium oraz Polygonum lapathifolium<br />

subsp. pallidum miały zdecydowanie mniejsze rozmiary i mniejszą plenność w porównaniu<br />

z osobnikami wykształconymi w uprawach ziemniaka.<br />

5. WNIOSKI<br />

1. Badane gatunki chwastów segetalnych z rodzaju Polygonum: Polygonum persicaria,<br />

Polygonum lapathifolium subsp. lapathifolium i Polygonum lapathifolium subsp. pallidum<br />

wykazują dużą zmienność morfologiczną w zależności od zajmowanego siedliska.<br />

2. Osobniki zebrane w uprawach ziemniaka odznaczają się bujnym pokrojem i bardzo wysoką<br />

plennością. Wysokie wartości badanych cech wskazują, że rośliny okopowe stwarzają<br />

bardzo dobre warunki do rozwoju tych gatunków.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Bomanowska A. 2006. Wybrane cechy flory segetalnej Kampinoskiego Parku Narodowego.<br />

Pamiętnik Puławski 143: 27–35.<br />

Jędruszczak M. 2000. Reprodukcja generatywna chwastów na ścierniskach po życie<br />

ozimym. Annales UMCS, Sectio E Agricultura LV (8): 67–76.<br />

Jędruszczak M., Bojarczyk M., Smolarz H., Dąbek-Gad M. 2004. Konkurencyjne<br />

zdolności pszenicy ozimej wobec chwastów w warunkach różnych sposobów odchwaszczania<br />

– behawior zbiorowiska chwastów. Annales UMCS, Sectio E Agricultura<br />

LIX (2): 903–912.<br />

Korniak T., Hołdyński Cz. 2006 . Zmiany we florze segetalnej upraw zbożowych Suwalskiego<br />

Parku Krajobrazowego. Pamiętnik Puławski 143: 105–111.<br />

Kwiecińska E. 2004. Plenność niektórych gatunków chwastów segetalnych na glebie lekkiej.<br />

Annales UMCS, Sectio E Agricultura LIX (3): 1183–1191.<br />

Kwiecińska-Poppe E. 2006. Plenność wybranych gatunków chwastów segetalnych na<br />

ciężkiej rędzinie czarnoziemnej. Acta Agrophysica 8 (2): 441–448.<br />

Majda J., Buczek J., Trąba Cz. 2007. Plenność niektórych gatunków chwastów owocujących<br />

na odłogu. Annales UMCS, Sectio E Agricultura LXII (2): 49–55.<br />

453

Marta Matusiewicz, Helena Kubicka, Teresa Skrajna<br />

Podstawka-Chmielewska E., Kwiatkowska J., Kosior M. 2000. Plenność niektórych<br />

gatunków chwastów segetalnych w łanie różnych roślin uprawnych na glebie<br />

lekkiej i ciężkiej. Annales UMCS, Sectio E Agricultura LV (4): 29–39.<br />

Rutkowski L. 2006. Klucz do oznaczania roślin naczyniowych Polski niżowej. Wydawnictwo<br />

Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Skrajna T., Kubicka H. 2007. Differentiation of segetal communities In the area of Botanical<br />

Garden in Powsin. Bulletin of Botanical Gardens 16: 29–45.<br />

Skrzyczyńska J., Ługowska M., Skrajna T. Wybrane cechy morfologiczne Polygonum<br />

lapathifolium subsp. lapathifolium w zależności od gatunku rośliny uprawnej.<br />

Pamiętnik Puławski; w druku.<br />

454

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Andrzej Sapek*<br />

Współczesne źródła chlorków w środowisku wód<br />

śródlądowych<br />

Contemporary chloride sources in environment<br />

of inland waters<br />

Słowa kluczowe: chlor, środowisko, rolnictwo, woda.<br />

Key words: chloride, environment, agriculture, water.<br />

Chloride, from a environmental point of view, is regarded as a ‘forgotten’ element, and over<br />

the years has also received not much attention. Though, in Poland the greatest mass of elements<br />

dispersing into the environment constitutes chloride, that are assessed as 5 million<br />

t per year. Similar is the chloride load flowing from Polish territory into the Baltic Sea. That<br />

made about 23% of all dissolved substance carried down in this way. The main sources of<br />

chloride are waters from dewatering of the coal mines and chemical industry. With the total<br />

atmospheric precipitation is deposing about 470 000 t Cl per year. The participation of agriculture<br />

in chloride dispersion, due to application of potassium fertilizers, is not greater than<br />

5%, that makes that an only important source of chloride excess in water are the animal<br />

wastes stored on farm.<br />

1. wPROWADZENIE<br />

Coenen [2004] twierdzi, że chlor jest „zapominanym” pierwiastkiem w rozważaniu jego<br />

obiegu w środowisku. Nie jest pierwiastkiem postrzeganym jako zagrożenie dla środowiska<br />

w umiarkowanym klimacie, prócz małych enklaw gleb zasolonych. Chlor stanowi 0,045%<br />

masy skorupy ziemskiej (litosfery), z której jest uwalniany w procesie wietrzenia minerałów<br />

skałotwórczych. Chlor w przyrodzie występuje głównie w postaci nieorganicznej – anionu<br />

chlorkowego (Cl 1- ) i tylko w saletrze chilijskiej jego część występuje w postaci chloranu (VII).<br />

Ostatnio zwraca się uwagę na jego niewielkie ilości występujące w związkach organicznych.<br />

* Prof. dr hab. Andrzej Sapek – <strong>Instytut</strong> Melioracji i Użytków Zielonych w Falentach,<br />

ul.Hrabska 3, 05-090 Raszyn; tel.: 22 720 05 31; e-mail: a.sapek@imuz.edu.pl<br />

455

Andrzej Sapek<br />

Anion chlorkowy jest uznawany jako składnik „zachowawczy” w środowisku, w którym<br />

pozostaje w postaci nieulegającej zmianom, jako rozpuszczony w wodzie lub w postaci łatwo<br />

rozpuszczalnych soli, nie tworzy bowiem nierozpuszczalnych związków oraz nie jest<br />

sorbowany, ani przez materiał glebowy, ani też przez osady denne w wodach powierzchniowych.<br />

Nie jest również emitowany do atmosfery. Takie właściwości chlorków powodują, że<br />

towarzyszą one obiegowi wody i ostatecznie z wodami powierzchniowymi trafiają do mórz<br />

i oceanów lub są wymywane do wód wgłębnych, w których, podobnie jak w morzach, ulegają<br />

zagęszczeniu.<br />

Chlorki są obecne we wszystkich organizmach żywych, w których ogrywają znaczną<br />

rolę w zachowaniu ciśnienia osmotycznego. Są one również podstawowym składnikiem<br />

roztworu fizjologicznego w organizmie człowieka. W żywieniu roślin chlorki są uważane jako<br />

mikroelement, a w żywienia zwierząt jako składnik podstawowy.<br />

Naturalnym źródłem chlorków w środowisku jest wietrzenie skał krzemianowych, rozpuszczanie<br />

złóż soli kuchennej oraz w mniejszym zakresie z innych soli zawierających ten<br />

składnik. Sole te wydobywa się do celów spożywczych i przemysłowym, więc są one podstawowym<br />

źródłem antropogenicznego wnoszenia chlorków do środowiska.<br />

Celem niniejszego opracowania jest opis zachowania się chlorków w środowisku klimatu<br />

umiarkowanego, dominującego w Polsce, na tle ich antropogenicznego pochodzenia,<br />

zwłaszcza z rolnictwa i obszarów wiejskich.<br />

2. Pochodzenie chlorków w środowisku<br />

Chlorki są obecne we wszystkich wodach występujących w przyrodzie. W wodach powierzchniowych<br />

największe stężenie chlorków jest w wodzie morskiej, wynosi ono średnio<br />

19 g Cl·dm -3 i jest przeciętnie 2200 razy większe niż w wodzie rzecznej – 8,6 mg Cl·dm -3 [Polański,<br />

Smulikowski 1969]. To ostanie stężenie można przyjąć jako tło w rozpatrywanych zasobach<br />

wód słodkich, które w mniejszym lub w większym stopniu uległy wzbogaceniu w ten<br />

składnik. Polskie wymagania odnośnie stężenia chlorków w wodzie są nadzwyczaj liberalne.<br />

W wodzie powierzchniowej I klasy dopuszczalne stężenie nie może przekraczać 100 mg<br />

Cl·dm -3 , a w wodzie podziemnej 25 mg Cl·dm -3 [Rozporządzenie Ministra Środowiska 2004].<br />

Obecnie chlorki docierają do zasobów wody z różnych źródeł. Najważniejszym z tych<br />

źródeł jest opad atmosferyczny, a następnie zabiegi odwadniania kopalń, bytowa działalność<br />

ludności, produkcja przemysłowa i rolna, a także odśnieżanie i odmrażanie dróg.<br />

Stałym rozproszonym źródłem chlorków, występującym na obszarze całego kraju,<br />

jest opad atmosferyczny, mimo że stężenie chlorków w wodzie opadowej jest stosunkowo<br />

małe. Stwierdzono, że wraz z mokrym opadem jest wnoszone na powierzchnię ziemi<br />

w Polsce rocznie ok. 12 kg Cl·ha -1 , a przeciętne stężenie chlorków w wodzie opadowej wynosi<br />

3,1 mg Cl·dm 3 [Sapek, Nawalany, Barszczewski 2003, Sapek, Nawalany 2004, Sapek,<br />

Nawalany 2006, Banaszuk 2007]. Łącznie z mokrym opadem wnoszone jest więc ok.<br />

456

Współczesne źródła chlorków w środowisku wód śródlądowych<br />

370 tys. t Cl·r -1 . Niewiele mamy informacji o ładunku chlorków wnoszonych z suchym opadem.<br />

W Polsce nie prowadzi się takich pomiarów. Walter i Hemin [2002] uważają, że z suchym<br />

opadem wnosi się od ok. 25 do 30% chlorków wnoszonych z opadem na powierzchnię<br />

Ziemi, a zatem szacunek ładunku chlorków wnoszony z całkowitym opadem atmosferycznym<br />

na powierzchnię Polski zwiększyłby się do ok. 470 tys. t Cl·r -1 .<br />

Chlorki w opadzie pochodzą głównie z rozpylania wody morskiej, unoszenia pyłów,<br />

a także z emisji kwasu solnego i chlorku amonu.<br />

Zrzut zasolonej wody z kopalni, zwłaszcza w Polsce, jest największym punktowym<br />

źródłem chlorków. Ich stężenie zwiększa się wraz z poziomem czerpania wody, dlatego<br />

w miarę coraz głębszego drążenia szybów zwiększa się ładunek zrzucanych chlorków.<br />

Najwięcej soli pochodzi z kopalń węgla kamiennego – ok. 1600 tys. t Cl·r -1 , a następnie<br />

z kopalń rudy miedzi – ok. 460 tys. t Cl·r -1 oraz pozostałych kopalń – ok. <strong>40</strong>0 tys. t Cl·r -1<br />

[Lipiński 1987].<br />

Ładunek chlorków z przemysłu chemicznego pochodzi głównie z zakładów sodowych<br />

produkujących metodą Solvay’a – ok. 850 tys. t Cl·r -1 , a z innych wytwórni – ok. 300 tys. t Cl·r -1<br />

[Lipiński 1987; Raport Głównego Inspektoratu <strong>Ochrony</strong> Środowiska 2000].<br />

Bezpośrednim, antropogenicznym źródłem chlorków jest wydobycie soli kuchennej i solanki<br />

do celów spożywczych, a także innych. Chlorki są składnikiem żywności i są doń wprowadzane<br />

jako podstawowy i niezbędny dodatek w postaci soli kuchennej – chlorku sodu<br />

(NaCl), która jest stosowana także do konserwacji żywności. Człowiek spożywa dziennie<br />

przeciętnie od 6 do 12 g chlorków, z czego najwyżej 1% pochodzi z wody do picia [BCMW-<br />

LAP 2003]. Ponadto chlorek sodu jest składnikiem większości środków czystości. Chlorki<br />

spożyte i chlorki zawarte w środkach czystości trafiają prawie w całości do ścieków bytowych,<br />

a chlorki zawarte w niespożytej żywności i innych odpadach bytowych trafiają w większości<br />

na wysypiska śmieci. Te ostatnie są również liczącym się źródłem zanieczyszczania<br />

wody chlorkiem. Sól kuchenną i chlorek wapnia stosuje się do odmrażania dróg, również<br />

w osiedlach wiejskich. Mogą to być duże ilości. W przydrożnym śniegu w Brytyjskiej Kolumbii<br />

(Kanada) znajdowano przeciętnie 4 g Cl·dm -3 [BCMWLAP 2003]. O rozmiarze skutków<br />

odladzania świadczy przykład z północno-wschodnich terenów Stanów Zjednoczonych,<br />

gdzie stosowano rocznie od 545 do 23 716 kg Cl·km -2 , w wyniku czego w próbce spływu powierzchniowego<br />

pobranej w Chicago w lutym 2004 r. omawiane stężenie wynosiło od 5,7<br />

do 8,9 g Cl·dm 3 [Panno i in. 2006, Thunqvist 2004]. Autorzy ci opisali inne źródło rozpraszania<br />

chlorków, jeszcze mało popularne w Polsce, jakim jest domowe uzdatnianie wody wodociągowej<br />

przez usuwanie jej twardości w systemie wymieniaczy jonowych. Rodzina składająca<br />

się z trzech do czterech osób zużywa dziennie w tym celu przeciętnie 2,3 kg NaCl.<br />

Produkcja rolna jest również istotnym źródłem wzbogacania wody w chlorki. Nawozy<br />

potasowe są stosowane głównie w postaci chlorku potasu (KCl), prócz tego sól kuchenna<br />

jest dodawana do paszy dla zwierząt wraz dodatkami mineralnymi, a na pastwisku – w postaci<br />

lizawek kamiennej soli kuchennej.<br />

457

Andrzej Sapek<br />

Przy rocznym zużyciu mineralnych nawozów potasowych w Polsce, wynoszącym<br />

2<strong>40</strong> tys. t K 2<br />

O, wprowadza się do gleby ok. 180 tys. t Cl. Innym źródłem chlorków są nawozy<br />

naturalne. Przeciętne stężenie chlorków w gnojowicy (zawierającej 6% suchej masy) wynosiło<br />

10<strong>40</strong> mg Cl·dm -3 [Krapac i in. 2002, Panno i in. 2005]. Do powyższych źródeł należy<br />

zaliczyć wymianę chlorków w transgranicznym przepływie wody. Do Polski wpływa ok.<br />

180 tys. t Cl, głównie z Ukrainy i Czech, a wypływa tylko 20 tys. t Cl [Cydzik i in. 2005].<br />

Tabela 1. Źródła chlorków w polskim środowisku<br />

Table 1. Chloride sources in Polish environment<br />

Pochodzenie<br />

Tysiące t Cl<br />

Całkowity opad atmosferyczny 470<br />

Woda z kopalni węgla kamiennego 1600<br />

Woda z kopalni miedzi 460<br />

Woda z innych kopalni <strong>40</strong>0<br />

Woda z przemysłu sodowego 850<br />

Woda z innych przemysłów 300<br />

Wydobycie soli kuchennej 359<br />

Warzenie soli kuchennej 411<br />

Importowane nawozy potasowe 2<strong>40</strong><br />

Międzygraniczny przepływ wody 160<br />

Razem 5250<br />

Ładunek chlorków wnoszony rocznie do środowiska w Polsce z rozpoznanych źródeł<br />

wynosi ok. 5 milionów t Cl (tab. 1), a ładunek chlorków odprowadzony z obszaru Polski w latach<br />

1990–2007 do Morza Bałtyckiego był podobnej wielkości (rys. 1).<br />

Rys. 1. Roczne ładunki chlorków wnoszone z Polski do Morza Bałtyckiego na tle odpływu wody<br />

Fig. 1. Annual loads of chloride carried from Poland into Baltic Sea on the water outflow background<br />

458

Współczesne źródła chlorków w środowisku wód śródlądowych<br />

3. Chlorki w wodzie<br />

Wprowadzanie tak dużego ładunku chlorków do środowiska skutkuje ich zwiększoną<br />

obecnością w wodach powierzchniowych, szczególnie w wodzie rzek poniżej zrzutów wód<br />

kopalnianych i przemysłu sodowego. Potwierdza to stężenie chlorków w wodzie wiślanej,<br />

które powyżej Krakowa wynosiło 1312 mg Cl·dm -3 , aby w Warszawie zmniejszyć się do<br />

185 mg Cl·dm -3 i nie ulec dalszemu zmniejszeniu do ujścia w Kieżmarku. Podobnie w wodzie<br />

rzeki Odry stężenie to zmniejszało się od 207 mg Cl·dm -3 w Chałupkach, poprzez<br />

136 mg Cl·dm -3 we Wrocławiu do 132 mg Cl·dm -3 w Krajniku.<br />

W rzekach nienarażonych na zrzut wód kopalnianych stężenie chlorków było zawsze<br />

mniejsze. Na terenach o mniejszym zaludnieniu i uprzemysłowieniu stężenie to w rzece Narwi<br />

wynosiło 19 mg Cl·dm -3 , a u ujścia Bugu, w Wyszkowie, już 33 mg Cl·dm -3 . W gęściej zaludnionym<br />

i uprzemysłowionym dorzeczu Warty stężenie chlorków osiągnęło 82 mg Cl·dm -3<br />

w rzece pod Poznaniem [Cydzik i in. 2005].<br />

4. Chlorki w wodzie z obszarów wiejskich<br />

Analizy składu chemicznego wody z tych obszarów prowadzono w Instytucie w ramach<br />

różnych programów realizowanych w latach 1992–2007. Jednorazowo pobrano ponad<br />

1500 próbek wody ze studni zagrodowych w 6 województwach, a przez wielolecie analizowano<br />

próbki wody opadowej z Falent, wody wodociągowej z ujęć zbiorczych w 3 gminach,<br />

wody ze studni zagrodowych w 22 gospodarstwach demonstracyjnych w 6 gminach oraz<br />

z gospodarstw w otulinie Biebrzańskiego Parku Narodowego (BPN) – próbki wody gruntowej<br />

i wody cieków z 28 gospodarstw demonstracyjnych. Ponadto badano wodę z obiektów<br />

gleb torfowych bagna Kuwasy i torfowisk w Biebrzańskim Parku Narodowym, gdzie pobierano<br />

próbki wody z cieków i wody gruntowej z torfów. W sumie omówiono wyniki analizy ponad<br />

10 tys. próbek wody [Sapek 2008a].<br />

Pod koniec ubiegłego wieku zagadnienie jakości wody ze studni zagrodowych stało się<br />

aktualne i odpowiednie rozpoznanie było niezbędne do propagacji zwiększenia poziomu sanitacji<br />

wsi oraz budowy gminnych ujęć wody do picia. Przeprowadzone analizy próbek wody<br />

z ponad półtora tysiąca studni wykazały, że prócz zanieczyszczenia azotami w większości<br />

próbek stwierdzono nadmierne stężenia potasu, sodu i właśnie chlorków, których średnie<br />

stężenie przewyższało 60 mg Cl·dm -3 – tab. 3 [Ostrowska i in. 1999]. Stwierdzono, że<br />

najczęstszym źródłem chlorków były nawozy naturalne składowane w licznych gospodarstwach<br />

bezpośrednio na gruncie zagrody [Sapek, Sapek 2007]. W studniach z gospodarstw<br />

z Biebrzańskiego Parku Narodowego (BPN), w których zaniechano produkcji rolnej i utrzymywania<br />

inwentarza żywego, omawiane stężenie było znacznie mniejsze, zwłaszcza w wodzie<br />

ze studni wierconych (tab. 2).<br />

459

Andrzej Sapek<br />

W wybudowanych ujęciach gminnych wodę czerpano z głębokości większej niż 60 m.<br />

Nie była ona wzbogacana z zewnętrznych źródeł powierzchniowych, co potwierdziło nie tylko<br />

małe w niej stężenia chlorków, lecz także brak korelacji ze stężeniami składników dopływających<br />

z powierzchni (tab. 2).<br />

Tabela 2. Średnie stężenie chlorków w różnego pochodzenia wodzie z obszarów wiejskich<br />

Table 2. Mean chloride concentrations in water of different origin from rural area<br />

Rodzaj wody Liczba próbek mg Cl·dm -3 V%<br />

Mokry opad 909 3,12 3.1<br />

Woda wodociągowa 370 12,3 64<br />

Studnie zagrodowe<br />

Gospodarstwa demonstracyjne 619 39,7 91<br />

Kopane w BNP 279 21,4 64<br />

Wiercone w BPN 371 11,9 48<br />

Cieki<br />

Gospodarstwa demonstracyjne 877 51,6 206<br />

Gospodarstwo w Falentach 297 18,0 33<br />

Na glebach torfowych Kuwasy 776 16,9 45<br />

W BPN 161 11,4 34<br />

Wody gruntowe na glebach mineralnych<br />

Łąki użytkowane 1332 34,0 66<br />

Pastwiska 638 44,4 86<br />

Osiedle wiejskie 195 144 128<br />

Zagroda wiejska 1344 272 119<br />

Woda gruntowa z warstwy torfowej<br />

Gleby torfowe (Kuwasy) 8<strong>40</strong> 19,4 85<br />

Gleby torfowe w BPN (Grobla H.) 331 13,9 71<br />

Gleby torfowe w BPN (Gugny) 242 8,6 41<br />

Objaśnienie: V% – współczynnik zmienności; BPN – Biebrzański Park Narodowy.<br />

Stan sanitarny środowiska powodował, że bardzo duże stężenie chlorków stwierdzano<br />

w wodzie gruntowej pod zagrodą wiejską. Ich podstawowym źródłem chlorków były tam miejsca<br />

składowania nawozów naturalnych oraz odchody zwierzęce rozwlekane po powierzchni<br />

podwórza [Sapek, Sapek 2007]. Średnie stężenie w tej wodzie wynosiło 272 mg Cl·dm -3 , a aż<br />

w 7% z 1300 badanych próbek stężenie to przewyższało 1000 mg Cl·dm -3 . Dużemu stężeniu<br />

chlorków towarzyszyło zawsze podobnie duże stężenie potasu, co wskazuje na odchody<br />

zwierzęce jako główne źródło tego anionu. Liczącym się źródłem chlorków w wodzie gruntowej<br />

spod zagrody są odcieki z kiszonek. Badaniami objęto również próbki wody gruntowej, do<br />

której docierały odcieki z kiszonek sporządzanych z liści buraczanych. W wodzie tej stwierdzano<br />

okresowo duże stężenie Cl, przekraczające 600 mg Cl·dm -3 , któremu towarzyszyło zwięk-<br />

460

Współczesne źródła chlorków w środowisku wód śródlądowych<br />

szone stężenie potasu, a okresowość występowania zjawiska wynikała z terminu dostępności<br />

materiału zakiszanego (rys. 2). W osiedlach wiejskich rozpowszechniło się stosowanie soli do<br />

odladzania dróg i dojść do zabudowań. Do zabiegu stosuje się chlorek sodu lub wapnia – sole<br />

łatwo wmywane w głąb gruntu. Przykładem są próbki wody gruntowej pobierane na podwórzu<br />

gospodarstwa rolnego IMUZ w Falentach. Próbki pobierano w pobliżu wjazdu na podwórze,<br />

w odległości 15 m od niezbyt uczęszczanej drogi gminnej. Stwierdzane w niektórych próbkach<br />

stężenie przekraczało 1000 Cl mg·dm -3 , towarzyszyło temu również zwiększone stężenie sodu<br />

i wapnia (rys. 3). W wodzie gruntowej spod użytków rolnych oznaczanie chlorków ograniczono<br />

tylko do próbek spod użytków zielonych, co wynikało ze statutowej działalności <strong>Instytut</strong>u. Na<br />

glebach mineralnych i murszowatych rozróżniono użytkowanie kośnie i pastwiskowe, a na glebach<br />

torfowych próbki pobierano z warstwy torfu oraz oddzielnie ze spągu.<br />

Tabela 3. Średnie stężenie chlorków w próbkach wody ze studni gospodarskich pobieranych<br />

w latach 1992–1996<br />

Table 3. Mean chloride concentrations in water samples from farm wells, sampling years –<br />

1992–1996<br />

Województwo Liczba próbek Średnie stężenie Cl<br />

Elbląg 26 51,1<br />

Szczecin 237 172,8<br />

Nowy Sącz 223 19,4<br />

Kraków 245 34,6<br />

Ostrołęka 727 52,2<br />

Łomża 102 45,7<br />

Razem 1560 62,6<br />

Rys. 2. Stężenie chlorków i potasu w wodzie gruntowej w pobliżu silosu na kiszonkę<br />

Fig. 2. Chloride and potassium concentrations in groundwater near the silage silo<br />

461

Andrzej Sapek<br />

W próbkach wody gruntowej spod gleb mineralnych i murszowatych użytkowanych kośnie<br />

średnie stężenie Cl było istotnie mniejsze niż w wodzie gruntowej spod gleb użytkowanych<br />

pastwiskowo (tab. 2). Średnie stężenie Cl w wodzie spod użytków zielonych było ok.<br />

dwa razy większe niż mediana ich stężenia w wodach drenarskich, stwierdzona przez Igrasa<br />

[2004]. W wodzie gruntowej spod gleb torfowych na Kuwasach użytkowanych łąkowo<br />

średnie stężenie Cl było ok. dwa razy mniejsze niż spod tak samo użytkowanych gleb mineralnych.<br />

W próbkach wody gruntowej z Biebrzańskiego Parku Narodowego, gdzie zaniechano<br />

rolniczego użytkowania gleb torfowych, stężenie Cl było istotnie dwa razy mniejsze<br />

niż w próbkach z obiektów użytkowanych rolniczo w Kuwasach (tab. 2).<br />

Rys. 3. Stężenie chlorków i wapnia w wodzie gruntowej w pobliżu drogi gminnej<br />

Fig. 3. Chloride and calcium concentrations in groundwater near the local way<br />

Największe stężenie chlorków stwierdzono w wodzie cieków i kanałów melioracyjnych<br />

w gospodarstwach demonstracyjnych, w których zabiegom produkcyjnym i hodowlanym towarzyszyło<br />

stosowanie nawozów lub pasz zawierających ten składnik. Stwierdzone tam<br />

stężenie chlorków było prawie trzy razy większe niż w wodzie powierzchniowej gospodarstwa<br />

doświadczalnego IMUZ w Falentach oraz z obiektów gleb torfowych w intensywnej<br />

uprawie łąkowej na torfowisku Kuwasy. Stężenie to było bardzo małe w wodzie powierzchniowej<br />

z Biebrzańskiego Parku Narodowego, gdzie gleby są ekstensywnie uprawiane bądź<br />

zaniechano na nich uprawy (tab. 2).<br />

5. Podsumowanie<br />

Chlorki są składnikiem wnoszonym do środowiska w Polsce wagowo w największej ilości<br />

oraz składnikiem, którego ładunek wnoszony do Morza Bałtyckiego jest też największy.<br />

Średni roczny zrzucany ładunek chlorków z lat 1990–2007 wyniósł 5260 t Cl·r -1 , co stanowi<br />

aż 23% substancji rozpuszczonych odpływających z Polski rzekami do morza [Sapek,<br />

462

Współczesne źródła chlorków w środowisku wód śródlądowych<br />

2008b]. Ta masa odpływających chlorków, oparta na wiarygodnych danych monitoringowych,<br />

jest ilościowo zbliżona do szacunkowego bilansu ich źródeł (tab. 1).<br />

Podstawowym źródłem chlorków w środowisku jest przemysł wydobywczy i chemiczny.<br />

Udział rolnictwa w tym zakresie ogranicza się tylko do ok. 5%, a udział bytowej działalności<br />

ludności wiejskiej będzie podobny do ludności miejskiej, aczkolwiek na takie szacunki<br />

nie napotkano.<br />

Potwierdziło się spostrzeżenie Coenena [2004], że chlor jest pierwiastkiem „zapominanym”<br />

w rozważaniach nad obiegiem pierwiastków w środowisku. We współczesnych pracach<br />

naukowych dotyczących jakości wody w środowisku niezbyt często uwzględnia się<br />

obecność w nich chlorków, a jeśli nawet, to nie wykorzystuje się otrzymanych danych do<br />

identyfikacji źródeł i losów innych omawianych substancji, uważanych jako pogarszające jakość<br />

wody. Zachowawcze właściwości chlorków umożliwiają śledzenie szybkości i kierunków<br />

przemieszczania się substancji towarzyszących, a nawet samej wody.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Banaszuk P. 2007. Wodna migracja zanieczyszczeń obszarowych do wód powierzchniowych<br />

w zlewni górnej Narwi. Rozprawy Naukowe nr 144, Wydawnictwa Politechniki<br />

Białostockiej. Białystok 3–182.<br />

British Columbia Ministry of Water, Land and Air Protection. BCMWLAP. April 2003.<br />

Ambient Water Quality Guidelines for Chloride: Overview.<br />

Coenen M. 2004. Chlorine. W: Elements and their compounds in the environment, rozdział<br />

9.2. Red. Merian E. et al. Wiley-VCH: 1423–1443.<br />

Cydzik D., Iwaniak M., Jarosiński W., Korol R., Sokołowska E., Soszka H.,<br />

Szczepański W. 2005. Stan czystości rzek, jezior i Bałtyku. Biblioteka Monitoringu<br />

Środowiska, Warszawa 2005: 3 –160.<br />

Gorlach E., Mazur T. 2002. Chemia rolna. PWN, Warszawa: 5–347.<br />

Igras J. 2004. Zawartość składników mineralnych w wodach drenarskich z użytków rolnych<br />

w Polsce”. Wydawnictwo <strong>Instytut</strong>u Uprawy Nawożenia i Gleboznawstwa w Puławach.<br />

Seria Monografie i Rozprawy Naukowe nr 13: 7–123.<br />

Krapac G. Dey W.S, Smyth Ch. A., Roy W.R. 2002. Impact of swine manure pits on<br />

groundwater quality. Environmental Pollution 120: 475–492.<br />

Lipiński K. 1987. Ochrona wód przed zasoleniem. Ochrona Środowiska. Wydawnictwo<br />

PZITS nr 521/1 (31).<br />

Ostrowska E.B., Płodzik M.A., Sapek., Wesołowski P., Smoroń S. 1999. Jakość<br />

wody pitnej z ujęć własnych w gospodarstwach rolnych. Wiadomości IMUZ. t. 20,<br />

z. 1: 7–18.<br />

Panno S.V., Hackley K.C., Hwang H.H., Greenberg S.E., Krapac I.G., Landsberger<br />

S., O’Kelly D.J. 2005. Database for the Characterization and identification<br />

463

Andrzej Sapek<br />

of sources os sodium and chloride in natural waters of Illinois. Open File Series 2005–1,<br />

Illinois State Geological Survey.<br />

Polański A., Smulikowski K. 1969. Geochemia. Wydawnictwo Geologiczne, Warszawa:<br />

63–73, 573–577.<br />

Raport Głównego Inspektoratu <strong>Ochrony</strong> Środowiska [2000]; http://www.gios.pl/raport/1web/r4a.htm<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji<br />

dla prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia<br />

monitoringu raz sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych<br />

wód. Dz.U. 2004 r. <strong>Nr</strong> 32, poz. 284.<br />

Sapek A., Nawalany P., Barszczewski J. 2003. Ładunek składników nawozowych<br />

wnoszony z opadem mokrym na powierzchnię ziemi w Falentach w latach 1995–2001.<br />

Woda – Środowisko – Obszary Wiejskie 3 (6): 69–78.<br />

Sapek A., Nawalany P. 2004. Stężenie i ładunek składników nawozowych wnoszonych<br />

z opadem atmosferycznym na powierzchnię ziemi w regionie ostrołęckim w latach<br />

1993–1996. Woda – Środowisko – Obszary Wiejskie 4 (1 (10)): 177–182.<br />

Sapek A., Nawalany P. 2006. Ładunek składników nawozowych wnoszonych z opadem<br />

atmosferycznym na powierzchnię ziemi na przykładzie pól doświadczalnych w Falentach.<br />

Woda – Środowisko – Obszary Wiejskie 6 (17 Zeszyt specjalny): 23–27.<br />

Sapek A. 2008. Chlorki w wodzie na obszarach wiejskich. Woda – Środowisko – Obszary<br />

Wiejskie 8 (1 (22)): 263–281.<br />

Sapek A. 2008. Źródła substancji wprowadzanych rzekami z Polski do Morza Bałtyckiego.<br />

Woda – Środowisko – Obszary Wiejskie 8 (2a (23)): 151–161.<br />

Sapek A., Sapek B. 2007. Zmiany jakości wody i gleby w zagrodzie i jej otoczeniu w zależności<br />

od sposobu składowania nawozów naturalnych. Zeszyty Edukacyjne 11/2007:<br />

5–114.<br />

Thunqvist E.L. 2004. Regional increase of mean chloride concentration in water due to the<br />

application of deicing salt. The Science of The Total Environment 325 (1–3 ): 29–37.<br />

Walter M. L., Hedin O. 2002. Watershed-based Separation of Atmospheric Input Vectors.<br />

in: American Geophysical Union, Fall Meeting 2002, abstract #H52D-0914. American<br />

Geophysical Union, Fall Meeting 2002; abstract #H52D-0914 59(1):1–6.<br />

464

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Monika Cieszyńska*, Maria Bartoszewicz*, Małgorzata Michalska*,<br />

Jacek Nowacki*, Marek Wesołowski**<br />

CHARAKTERYSTYKA WŁAŚCIWOŚCI FIZYKOCHEMICZNYCH<br />

WÓD WYBRANYCH CIEKÓW NA TERENIE GMINY GDAŃSK<br />

CHARACTERISTIC OF PHYSICOCHEMICAL PROPERTIES OF<br />

SELECTED WATERCOURSES IN THE AREA<br />

OF GDAŃSK MUNICIPALITY<br />

Słowa kluczowe: wody powierzchniowe, ocena jakości wód rzecznych, parametry opisujące<br />

jakość wód, Gmina Gdańsk.<br />

Key words: surface water, assessment of river water quality, parameters describing water<br />

quality, Gdańsk Municipality.<br />

The aim of the study was to assess water quality of eight watercourses (Strzyża, Kanał Raduni,<br />

Martwa Wisła, Rozwójka, Motława, Potok Siedlicki, Potok Jelitkowski, Potok Oruński) situated<br />

within the limits of Gdańsk Municipality. The research was performed in the period of 2000–2007,<br />

by examination of surface water at different sites: both highly urbanized or developed lands as well<br />

as recreational areas (parks, forests). Each watercourse was sampled monthly at two locations.<br />

One was situated at the upper course of the watercourse, while the other was close to its mouth.<br />

Eight parameters which describe water quality were analyzed in each sample: total suspended<br />

solids content, concentrations of dissolved oxygen, total nitrogen and total phosphorus, oxygen<br />

saturation, water temperature, chemical and biochemical oxygen demand. In 2004 the study<br />

was extended and three additional parameters were measured: chlorides concentration, electrical<br />

conductivity and pH of water. Interpretation of the obtained results revealed that examination<br />

* Dr Monika Cieszyńska, mgr Maria Bartoszewicz, dr Małgorzata Michalska, dr Jacek Nowacki<br />

– Zakład <strong>Ochrony</strong> Środowiska i Higieny Transportu, Międzywydziałowy <strong>Instytut</strong> Medycyny<br />

Morskiej i Tropikalnej, Gdański Uniwersytet Medyczny, ul. Powstania Styczniowego 9b,<br />

81-519 Gdynia; tel.: 58 349 37 65; e-mail: cieszynskam@amg.gda.pl<br />

** Prof. dr hab. Marek Wesołowski – Katedra i Zakład Chemii Analitycznej, Wydział Farmaceutyczny,<br />

Gdański Uniwersytet Medyczny, al. Gen. J. Hallera 107, 80-416 Gdańsk;<br />

tel.: 58 349 31 20; e-mail: marwes@amg.gda.pl<br />

465

Monika Cieszyńska, Maria Bartoszewicz, Małgorzata Michalska...<br />

of basic physicochemical parameters permits to discriminate initially watercourses with respect<br />

to extent of water contamination.<br />

The study also demonstrated that in the course of time concentration of organic pollutants<br />

oxidized by potassium permanganate slightly declined, whereas average annual concentration<br />

of biogenic substances, such as nitrogen and phosphorus increased.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Zasadniczym celem badań była ocena jakości wód wybranych cieków zlokalizowanych<br />

w granicach Gminy Gdańsk. Znaczenie podjętego zagadnienia wynika m.in. z powszechnego<br />

stosowania wody, która odpowiednio oczyszczona (uzdatniona) jest używana do spożycia, do<br />

celów gospodarczych oraz w przemyśle jako rozpuszczalnik, substrat lub katalizator reakcji<br />

chemicznych [Dojlido 1987]. Woda stanowi także jeden z podstawowych składników wszystkich<br />

żywych organizmów, umożliwiający przemianę materii i biorący udział w wielu procesach<br />

biochemicznych, a ponadto stanowi dla licznych zwierząt i roślin jedyne środowisko życia.<br />

Biorąc powyższe pod uwagę, podjęto badania monitoringowe jakości wód powierzchniowych<br />

ośmiu cieków: Strzyży, Kanału Raduni, Martwej Wisły, Rozwójki, Motławy oraz potoków:<br />

Siedlickiego, Jelitkowskiego i Oruńskiego. W tym celu we wszystkich próbkach wody<br />

pobranych dla każdego cieku oznaczono w latach 2000–2003 osiem parametrów, które<br />

charakteryzują jakość wód:<br />

● zawartość zawiesin ogólnych,<br />

● stężenie tlenu rozpuszczonego,<br />

● temperaturę wody,<br />

● nasycenie tlenem,<br />

● biologiczne i chemiczne zapotrzebowanie na tlen<br />

oraz<br />

● stężenie fosforu i azotu całkowitego.<br />

W latach 2004–2007 w tych samych próbkach wody oznaczono trzy kolejne parametry<br />

(łącznie 11) – a mianowicie poza ośmioma wymienionymi wyżej określono także:<br />

● stężenie chlorków,<br />

● przewodnictwo elektrolityczne<br />

oraz<br />

● pH wody.<br />

2. MATERIAŁ I METODY BADAŃ<br />

Materiał do badań stanowiły próbki wody powierzchniowej pobrane z ośmiu cieków<br />

wodnych, zlokalizowanych na obszarze Gminy Gdańsk. Punkty pomiarowe oznaczo-<br />

466

Charakterystyka właściwości fizykochemicznych wód wybranych cieków...<br />

no umownie kolejnymi cyframi od 1 do 8. Stanowiska badawcze wybrano w taki sposób,<br />

że jedno (oznaczone cyfrą z literą a) znajdowało się w górnym odcinku biegu cieku,<br />

drugie natomiast w odcinku ujściowym (cyfra bez dodatkowego oznaczenia), w jego<br />

odcinku dolnym. Wyjątek stanowił ciek Rozwójka, z którego próbki pobierano wyłącznie<br />

w jednym miejscu. Zestawienie analizowanych cieków, przyjęte w pracy nazwy punktów<br />

pomiarowych oraz współrzędne geograficzne stanowisk badawczych przedstawiono<br />

w tabeli 1.<br />

Tabela 1. Nazwy badanych cieków na obszarze Gminy Gdańsk wraz z umownie przyjętymi<br />

oznaczeniami stanowisk pomiarowych oraz ich dokładną lokalizacją<br />

Table 1. Names of the studied watercourses in the area of Gdansk Municipality with notation of<br />

measurement points and their exact localization<br />

Współrzędne geograficzne<br />

Nazwa cieku Umowne<br />

Lokalizacja punktu pomiarowego punktu pomiarowego<br />

wodnego oznaczenie<br />

długość (E) szerokość (N)<br />

Strzyża<br />

1<br />

1a<br />

ul. Swojska<br />

ul. Kiełpińska<br />

18º 38,549’<br />

18º 34,160’<br />

54º 22,544’<br />

54º 21,969’<br />

Kanał Raduni<br />

2<br />

2a<br />

ul. Więcierze<br />

most, ul. Nowiny<br />

18º 39,5<strong>40</strong>’<br />

18º 37,812’<br />

54º 21,359’<br />

54º 19,347’<br />

Martwa Wisła<br />

3a most pontonowy Sobieszewo 18º 39,487’ 54º 20,494’<br />

3 most Siennicki 18º <strong>40</strong>,763’ 54º 21,3<strong>40</strong>’<br />

Rozwójka 4 most, ul. Sztutowska 18º 43,376’ 54º 20,628’<br />

Motława<br />

5<br />

5a<br />

Targ Rybny<br />

most, ul. Olszyńska<br />

18º 39,554’<br />

18º 39,020’<br />

54º 21,218’<br />

54º 20,100’<br />

Potok Siedlicki<br />

6<br />

6a<br />

ul. Nowe Ogrody<br />

ul. Kartuska<br />

18º 38,246’<br />

18º 35,595’<br />

54º 21,105’<br />

54º 20,731’<br />

Potok Jelitkowski<br />

7<br />

7a<br />

Park Jelitkowski<br />

przed Kuźnią Wodną<br />

18º 35,735’<br />

18º 32,251’<br />

54º 25,478’<br />

54º 24,285’<br />

Potok Oruński<br />

8 Park Oruński 18º 37,749’ 54º 19,370’<br />

8a skrzyż. ul. Niepołomicka i Kampinowska 18º 35,700 54º 19,095’<br />

Próbki do badań pobierano w latach 2000–2007. Z każdego cieku, z wyjątkiem cieku 4<br />

(Rozwójka), pobierano raz w miesiącu dwie próbki przy użyciu plastikowego czerpaka do<br />

płynów, ze środka nurtu cieku, z głębokości ok. 20 cm. W nielicznych wypadkach, w których<br />

nie było możliwości pobrania próbek ze środka nurtu cieku (Martwa Wisła i Motława), próbki<br />

pobierano z odległości równej maksymalnej długości wysięgnika czerpaka, tj. w odległości<br />

ok. 3 m od brzegu.<br />

We wszystkich badanych próbkach oznaczono osiem parametrów charakteryzujących<br />

jakość wód:<br />

● zawartość zawiesin ogólnych,<br />

● stężenie tlenu rozpuszczonego,<br />

● temperaturę wody,<br />

● nasycenie tlenem,<br />

● biochemiczne zapotrzebowanie na tlen,<br />

● chemiczne zapotrzebowanie na tlen,<br />

● stężenie fosforu całkowitego<br />

467

Monika Cieszyńska, Maria Bartoszewicz, Małgorzata Michalska...<br />

oraz<br />

● stężenie azotu całkowitego.<br />

Od roku 2004 we wszystkich próbkach wody oznaczano dodatkowo trzy parametry<br />

(łącznie było ich 11). Poza ośmioma wyżej wymienionymi określano:<br />

● stężenie chlorków,<br />

● przewodnictwo elektrolityczne<br />

oraz<br />

● odczyn wody (pH) [Hermanowicz i in. 1999].<br />

Wszystkie fizykochemiczne parametry wody oznaczano niezwłocznie po dostarczeniu<br />

próbek do laboratorium. Unikano przechowywania próbek wody, ponieważ w tym czasie ich<br />

skład chemiczny ulegałby zmianie [Hermanowicz 1984].<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

3.1. Ocena jakości wód badanych ścieków<br />

Ogólną charakterystykę uzyskanych wyników przedstawiono w tabeli 2. Szczegółowa<br />

analiza tych danych pozwala stwierdzić, że właściwości wody dwóch cieków: Potoku Jelitkowskiego<br />

i Rozwójki, wyraźnie odbiegają od właściwości wody w pozostałych ciekach<br />

na obszarze Gminy Gdańsk. Potok Jelitkowski wyróżnia najmniejsze spośród wszystkich<br />

cieków obciążenie zanieczyszczeniami. W całym okresie badawczym (lata 2000–2007), ciek<br />

ten charakteryzowała najmniejsza zawartość zanieczyszczeń organicznych, czego dowodem<br />

są najmniejsze średnie roczne wartości zarówno biochemicznego, jak i chemicznego<br />

zapotrzebowania na tlen. Ponadto w próbkach wody z Potoku Jelitkowskiego zanotowano<br />

najniższe stężenia związków azotu i fosforu (TN, TP). Wyjątek stanowił rok 2000, w którym<br />

najniższe średnie stężenie fosforu całkowitego wykryto w Kanale Raduni. W latach 2002<br />

i 2006 woda w Potoku Jelitkowskim zawierała najmniej materii zawieszonej (TSS), a w latach<br />

2006 i 2007 stężenie jonów chlorkowych było w niej najmniejsze. Woda Potoku Jelitkowskiego<br />

w całym badanym okresie, oprócz roku 2002, była również najbardziej nasycona tlenem.<br />

Do cieków raczej czystych i o względnie zbliżonych właściwościach fizykochemicznych<br />

wody zaliczyć można Kanał Raduni, Motławę oraz Strzyżę. Kanał Raduni charakteryzowało<br />

stosunkowo niskie stężenie fosforu całkowitego, najniższe ze wszystkich cieków w latach<br />

2000 i 2005, mała zawartość jonów chlorkowych oraz słabe przewodnictwo elektrolityczne<br />

wody (najniższe stężenia Cl - oraz EC w latach 2004 i 2005). Wody rzeki Motławy znamionowała<br />

mała zawartość materii zawieszonej, średnio najmniejsza ze wszystkich cieków w latach<br />

2000, 2001, 2003 i 2004. Z kolei Strzyżę, oprócz największej koncentracji zawiesiny<br />

w latach 2000 i 2001, wyróżniło najwyższe stężenie tlenu rozpuszczonego w latach 2002,<br />

2004 oraz 2006.<br />

Bardziej zanieczyszczone niż Kanał Raduni, Strzyża oraz Motława wydają się być<br />

trzy inne cieki: Martwa Wisła, Potok Siedlicki oraz Potok Oruński. Martwa Wisła zwraca<br />

468

Charakterystyka właściwości fizykochemicznych wód wybranych cieków...<br />

Tabela 2. Wyniki analiz jakości wód cieków zlokalizowanych w obrębie Gminy Gdańsk prowadzonych w latach 2000–2007<br />

Table 2. The results of water quality analyses of watercourses located in the area of Gdansk Municioality carried out in the period of 2000–2007<br />

TSS DO T OS BZT 5<br />

ChZT Mn<br />

TP TN Cl - EC pH<br />

Nazwa cieku<br />

[mg/l] [mg O 2<br />

/l] [°C] [%] [mg O 2<br />

/l] [mg O 2<br />

/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [μS·cm -1 ]<br />

Min. Max. Min. Max. Min. Max. Min. Max. Min. Max. Min. Max. Min. Max. Min. Max. Min. Max. Min. Max. Min. Max.<br />

Strzyża<br />

1, 1a<br />

1,2 1208,0 5,2 14,5 0,0 22,2 52,4 138,2 0,4 11,0 2,3 25,5 0,01 0,98 0,50 12,84 6,3 394 112 1663 6,68 9,65<br />

Kanał Raduni<br />

2, 2a<br />

0,3 83,7 2,2 14,4 0,1 22,4 23,4 119,6 0,4 15,3 2,6 35,7 0,01 1,25 0,21 16,70 7,6 1607 123 5570 6,84 9,03<br />

Martwa Wisła<br />

3, 3a<br />

2,0 39,6 3,9 13,4 0,1 22,9 43,5 121,0 0,5 8,9 4,6 21,5 0,03 2,46 0,10 17,00 21,0 5934 490 10880 6,89 8,97<br />

Rozwójka<br />

4<br />

0,9 44,0 0,4 11,3 1,0 22,7 4,3 104,9 0,7 18,4 7,3 33,0 0,02 1,<strong>40</strong> 0,61 17,10 68 957 1155 18822 6,88 8,28<br />

Motława<br />

5, 5a<br />

Potok<br />

Siedlicki<br />

6, 6a<br />

Potok<br />

Jelitkowski<br />

7, 7a<br />

Potok Oruński<br />

8, 8a<br />

0,8 49,8 3,1 13,5 0,1 22,9 35,4 117,4 0,3 7,9 3,2 25,0 0,01 0,62 0,16 15,<strong>40</strong> 11,7 2557 67 8320 7,08 8,96<br />

1,0 432,0 2,3 13,8 0,1 25,7 24,0 114,6 0,8 9,7 3,3 19,4 0,01 0,55 0,24 15,90 10,9 395 392 1717 6,36 9,07<br />

1,2 82,4 6,1 13,9 0,1 21,4 57,4 105,8 0,4 7,2 1,9 23,3 0,01 0,82 0,11 11,1 9,6 100 296 935 6,38 8,42<br />

0,6 532,0 5,1 14,9 0,1 23,5 48,0 114,9 0,4 9,4 5,4 21,0 0,03 1,73 0,42 15,00 27,8 231 490 1315 7,37 9,37<br />

469

Monika Cieszyńska, Maria Bartoszewicz, Małgorzata Michalska...<br />

uwagę niezwykle wysokimi średnimi rocznymi stężeniami fosforu całkowitego oraz najwyższym<br />

stężeniem chlorków w wodzie i największym przewodnictwem elektrolitycznym<br />

wody. Próbki pobrane z Martwej Wisły w roku 2007 zawierały również średnio najwięcej<br />

ze wszystkich cieków azotu całkowitego. Dla Potoku Siedlickiego specyficzna jest dość<br />

znaczna i zmienna w czasie zawartość materii zawieszonej w wodzie (największa w latach<br />

2003, 2006 i 2007), a w roku 2004 w potoku tym zanotowano również największą spośród<br />

wszystkich cieków wartość BZT 5<br />

. Potok Oruński, podobnie jak Potok Siedlicki, charakteryzuje<br />

okresowy wzrost koncentracji materii zawieszonej. W Potoku Oruńskim stwierdzono<br />

najwyższe spośród badanych cieków stężenia TSS w latach 2002, 2004 i 2005. Potok<br />

Oruński to także ciek o najniższej średniej temperaturze wody w latach 2001–2005. Należałoby<br />

również zaznaczyć, że w potoku tym stwierdzono pewien wzrost, w porównaniu do<br />

innych cieków, zanieczyszczeń organicznych, co potwierdzają duże wartości ChZT w roku<br />

2004 i BZT 5<br />

w roku 2005 oraz podwyższona wartość pH wody.<br />

Drugim obok Potoku Jelitkowskiego ciekiem o poziomie zanieczyszczenia wody znacznie<br />

odbiegającym od pozostałych jest Rozwójka, w której w całym okresie badawczym niemal<br />

wszystkie parametry fizykochemiczne osiągnęły ekstremalne wartości. Małe nasycenie<br />

tlenem wody w Rozwójce, będące wynikiem najniższego ze wszystkich cieków średniego<br />

stężenia tlenu rozpuszczonego oraz najwyższej temperatury, wskazywać może na znaczny<br />

stopień obciążenia wody zanieczyszczeniami. Odzwierciedlają to największe średnie wartości<br />

chemicznego zapotrzebowania na tlen, oprócz roku 2004, oraz największe ze wszystkich<br />

cieków biochemiczne zapotrzebowanie na tlen, z wyjątkiem lat 2004 i 2005. Ciek Rozwójka<br />

charakteryzowało przy tym do roku 2006 najwyższe stężenie azotu całkowitego, a w latach<br />

2000–2003 również stężenie fosforu całkowitego. Zaobserwowano również w cieku Rozwójka<br />

najbardziej kwaśny spośród wszystkich cieków odczyn wody (najniższa wartość pH).<br />

Analizując zmienność parametrów fizykochemicznych w trakcie ośmiu lat badań stwierdzono,<br />

że w większości cieków wraz z upływem lat zmniejsza się zawartość zanieczyszczeń<br />

organicznych utlenianych przez mikroorganizmy oraz silny utleniacz, czyli obniża się średnia<br />

roczna wartość BZT 5<br />

i ChZT. Poprawa jakości wody w Strzyży, w Kanale Raduni, Rozwójce<br />

i Motławie oraz w Potoku Jelitkowskim jest zauważalna od roku 2003, w Martwej Wiśle nastąpiła<br />

ona od roku 2004, w Potoku Oruńskim natomiast najpóźniej, bo dopiero od roku 2005.<br />

Pewne tendencje wystąpiły również, jeżeli chodzi o stężenie tlenu rozpuszczonego<br />

w wodzie. W siedmiu badanych ciekach najwyższe stężenie tlenu obserwowano w roku<br />

2005, a najniższe w roku 2000. Wyjątek stanowiła Rozwójka, w którym sytuacja była dokładnie<br />

odwrotna, najniższe średnie stężenie tlenu obserwowano w roku 2005, a najwyższe<br />

w roku 2000.<br />

Wraz z upływem lat w badanych ciekach sukcesywnie wzrastało średnie roczne stężenie<br />

substancji biogenicznych. Wzrost stężenia fosforu całkowitego dotyczył szczególnie<br />

dwóch cieków – Motławy i Potoku Siedlickiego. Wyraźnie zwiększoną zawartość azotu całkowitego<br />

w wodzie zaobserwowano natomiast we wszystkich ciekach. Najwcześniej wzrost<br />

470

Charakterystyka właściwości fizykochemicznych wód wybranych cieków...<br />

ten wystąpił w Martwej Wiśle i Rozwójce – od roku 2003, potem miał miejsce w Potoku Jelitkowskim,<br />

Kanale Raduni, Strzyży oraz Potoku Oruńskim – od roku 2005, a najpóźniej, od<br />

roku 2006, w wodach Potoku Siedlickiego oraz Motławy.<br />

Analiza wartości parametrów fizykochemicznych próbek wody wskazuje, że najwięcej<br />

krańcowo rozbieżnych obserwacji dotyczy stężenia zawiesin ogólnych. Można to tłumaczyć<br />

tym, że w wodzie może dochodzić do nagłego i znaczącego zwiększenia stężenia materii<br />

zawieszonej wskutek gwałtownego zwiększenia przepływu wody w cieku. Przepływ wody<br />

zwiększa się w wyniku wystąpienia intensywnego deszczu, w szczególności po dłuższym<br />

okresie bezdeszczowym. Znaczny przepływ wody może powodować podrywanie ziarenek<br />

piasku oraz innych cząstek (pylastych i ilastych drobin) z dna i brzegu cieku [Attrill, Power<br />

2000; Dassenakis i in. 1997; Jones 2006; Li i in. 2005; Nagano i in. 2003]. Inną przyczyną<br />

tak skrajnie różnej zawartości zawiesin ogólnych może być wyjątkowo intensywna produkcja<br />

pierwotna w chwili poboru próbki do badań [O’Farrell i in. 2002]. Ponieważ ekstremalne<br />

wyniki obserwowano głównie w miesiącach wiosenno-letnich, od maja do września, kiedy<br />

znacznie wzrasta tempo procesu fotosyntezy, ostatnie wyjaśnienie wydaje się być bardziej<br />

prawdopodobne. Skrajnie rozbieżne wartości stężeń zawiesin ogólnych najczęściej notowano<br />

w próbkach pobranych ze Strzyży oraz Potoku Oruńskiego, rzadziej z Potoków Siedlickiego<br />

i Jelitkowskiego oraz z Kanału Raduni.<br />

Dość dużą zmienność wyników pomiarów zaobserwowano także w odniesieniu do stężenia<br />

jonów chlorkowych oraz przewodnictwa elektrolitycznego wody. Wzrost wartości obu<br />

parametrów mógł być spowodowany okresowym dopływem ścieków i zanieczyszczeń albo<br />

napływem wody o odmiennym charakterze, pochodzącej z innej rzeki lub wody morskiej<br />

[Ahipathy, Puttaiah 2006; Almeida i in. 2007; Bellos, Sawidis 2005; Massoud i in. 2006; Nogoye,<br />

Machiwa 2004; Ntengwe 2006; Pekka i in. 2004].<br />

3.2. Relacje między parametrami opisującymi jakość wód<br />

Złożoność zjawisk zachodzących w przyrodzie powoduje, że zwykle nie jeden, ale wiele<br />

parametrów ma wpływ na procesy przebiegające w środowisku naturalnym, z których tylko<br />

nieliczne można zmierzyć ilościowo w trakcie badań środowiskowych. Do oceny relacji<br />

między parametrami wykorzystywanymi jako indykatory procesów fizycznych, chemicznych,<br />

biologicznych oraz mikrobiologicznych, zachodzących w toni wodnej [Ahipathy, Puttaiah<br />

2006], stosowana jest analiza korelacji. Sprowadzenie skomplikowanych zależności<br />

do postaci liniowej jest dużym uproszczeniem, tym niemniej wnosi pewną informację, która<br />

może służyć pomocą w opisie złożoności zachodzących procesów. Może być też pierwszym<br />

krokiem na drodze do właściwego oszacowania istniejących zależności i przyczynić<br />

się do wyjaśnienia tych relacji.<br />

Korelacja jest miarą siły wzajemnej zależności pomiędzy zmiennymi losowymi. Najczęściej<br />

jest ujęta w postaci jednej, syntetycznej wielkości, nazywanej współczynnikiem korela-<br />

471

Monika Cieszyńska, Maria Bartoszewicz, Małgorzata Michalska...<br />

cji. Najpopularniejszy jest tzw. współczynnik korelacji r-Pearsona, nazywany również współczynnikiem<br />

korelacji liniowej. Wartość współczynnika korelacji określa zarówno siłę związku,<br />

jak i charakter zależności (korelację dodatnią lub ujemną). Zestawienie współczynników<br />

korelacji dla wszystkich zmiennych tworzy tzw. macierz korelacji [Dobosz 2004].<br />

Do opisu i interpretacji zależności między analizowanymi parametrami zdecydowano się<br />

uznać za istotną wartość współczynnika korelacji równą lub większą od 0,30. Chociaż jest<br />

to wartość współczynnika charakteryzująca korelację jako przeciętną [Stanisz 2006], w badaniach<br />

środowiskowych należy przede wszystkim uwzględnić fakt, że w przyrodzie stosunkowo<br />

rzadko występują proste i oczywiste relacje, a często bywają one wręcz niejednorodne<br />

i zmienne [Łomnicki 1995]. Jeśli, jak to miało miejsce w prezentowanej pracy, liczba opracowywanych<br />

par wyników przekracza 100, za krytyczną wartość współczynnika korelacji<br />

z prawdopodobieństwem 0,05 przyjmuje się nawet wartość równą 0,20 [Eckschlager 1974].<br />

Szczegółowa analiza wartości współczynników korelacji między badanymi zmiennymi<br />

wykazała istnienie pewnych relacji między parametrami, które charakteryzują właściwości<br />

fizykochemiczne wody i które można uznać za warte podkreślenia. Zdecydowanie najsilniejszą<br />

zależność zaobserwowano dla pary zmiennych: zawartości jonów chlorkowych<br />

i przewodnictwa elektrolitycznego wody, co nie zaskakuje, jeżeli weźmie się pod uwagę, że<br />

to właśnie ruchliwe w roztworze jony chlorkowe w znacznej mierze są odpowiedzialne za<br />

wielkość przewodnictwa elektrolitycznego wody. W latach 2006 i 2007 współczynnik korelacji<br />

między tymi zmiennymi wynosił 0,94, najwyższą wartość miał w roku 2004 (0,99), a najniższą<br />

w roku 2005 (0,87). Obydwa parametry były również w istotnym stopniu skorelowane<br />

ze stężeniem fosforu całkowitego – korelacja w zakresie od 0,52 do 0,72.<br />

Wysoka korelacja występowała także pomiędzy stężeniem tlenu rozpuszczonego<br />

w wodzie a nasyceniem wody tlenem. W roku 2000 korelacja ta osiągnęła największą<br />

wartość i wynosiła 0,93, mniejsza okazała się w latach 2004–2007 (od 0,84 do 0,88),<br />

a najmniejsza w latach 2001–2003 (od 0,74 do 0,78). Stężenie tlenu rozpuszczonego wydaje<br />

się również być w znacznym stopniu uzależnione od temperatury wody, co potwierdzają<br />

współczynniki korelacji o wartości od -0,61 w roku 2002 do -0,72 w roku 2006. Jest<br />

to zależność odwrotnie proporcjonalna – wraz ze wzrostem temperatury maleje stężenie<br />

tlenu rozpuszczonego. Z analizy wartości współczynników korelacji wynika także, że podobna<br />

relacja odnosi się w niektórych latach do temperatury oraz zawartości azotu całkowitego<br />

w wodzie (korelacja -0,54 w latach 2002 i 2007, brak istotnej korelacji w latach<br />

2000, 2001, 2003 i 2006).<br />

Pewną zależność (również odwrotną) notowano w pojedynczych przypadkach w odniesieniu<br />

do stężenia tlenu rozpuszczonego oraz chemicznego i biochemicznego zapotrzebowania<br />

na tlen. Najwyższą korelację między ChZT a DO stwierdzono w roku 2001 (-0,68),<br />

a pomiędzy BZT 5<br />

i DO w roku 2002 (-0,60). Wyjątkowo małe wartości współczynnika korelacji<br />

stwierdzono natomiast w roku 2003: -0,14 dla pary zmiennych BZT 5<br />

i DO oraz 0,06 dla<br />

ChZT i DO.<br />

472

Charakterystyka właściwości fizykochemicznych wód wybranych cieków...<br />

Wzajemne relacje wykryto między poziomem nasycenia wody tlenem oraz chemicznym<br />

i biochemicznym zapotrzebowaniem na tlen. Najwyższa korelacja dla par zmiennych OS i ChZT<br />

oraz OS i BZT 5<br />

wystąpiła w roku 2002 i w obu wypadkach wynosiła 0,52. Ujemną korelację<br />

zaobserwowano także pomiędzy nasyceniem wody tlenem a stężeniem azotu całkowitego.<br />

Wprawdzie w latach 2000 oraz 2004 wartość współczynnika korelacji wyniosła jedynie odpowiednio<br />

-0,20 oraz -0,19, to w roku 2006 korelacja pomiędzy OS i TN osiągnęła wartość -0,60.<br />

Nasycenie wody tlenem wydaje się być również w pewnej współzależności z odczynem<br />

wody. Współczynniki korelacji między obiema zmiennymi mieściły się w przedziale od 0,31<br />

w roku 2007 do 0,57 rok wcześniej (2006).<br />

W każdym roku badań wykryto wysoką korelację między chemicznym i biochemicznym<br />

zapotrzebowaniem na tlen, w zakresie od 0,51 do 0,77. Wyjątek stanowił rok 2004, w którym<br />

korelacja między tymi parametrami wynosiła jedynie 0,44. Chemiczne i biochemiczne<br />

zapotrzebowanie na tlen to dwa charakterystyczne parametry, które w ośmioletnim okresie<br />

badawczym w pewnym stopniu korelują z zawartością materii zawieszonej w wodzie, korelacja<br />

od 0,30 dla par zmiennych ChZT i TSS w roku 2007 do 0,39 dla zmiennych BZT 5<br />

i TSS<br />

w latach 2005 i 2006.<br />

4. PODSUMOWANIE<br />

Z analitycznego punktu widzenia wykonanie wyżej wymienionych analiz nie było zadaniem<br />

prostym. Woda powierzchniowa stanowi roztwór substancji nieorganicznych i organicznych,<br />

zawiera także koloidy oraz zawiesiny, przy czym substancje znajdujące się<br />

w wodzie mogą być pochodzenia naturalnego bądź są wprowadzane do wód w wyniku<br />

działalności człowieka. To wszystko powoduje, że w przypadku niektórych parametrów<br />

fizykochemicznych próbek wody uzyskano krańcowo rozbieżne dane, a prawie wszystkie<br />

oznaczane parametry charakteryzowała dość duża zmienność wyników. Doprowadziły<br />

jednak do wielu cennych obserwacji, m.in. do tej, że w większości cieków wraz z upływem<br />

lat maleje zawartość zanieczyszczeń organicznych utlenianych przez silny utleniacz,<br />

a sukcesywnie wzrasta średnie roczne stężenie substancji biogenicznych.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Ahipathy M.V., Puttaiah E.T. 2006. Ecological characteristics of Vrishabhavathy River<br />

in Bangalore (India). Environmental Geology 49: 1217–1222.<br />

Almeida C.A., Quintar S., González P., Mallea M.A. 2007. Influence of urbanization<br />

and tourist activities on the water quality of the Potrero de los Funes River (San Luis –<br />

Argentina). Environmental Monitoring and Assessment 133: 459–465.<br />

Attrill M.J., Power M. 2000. Modelling the effect of drought on estuarine water quality.<br />

Water Research 34: 1594–1594.<br />

473

Monika Cieszyńska, Maria Bartoszewicz, Małgorzata Michalska...<br />

Bellos D., Sawidis T. 2005. Chemical pollution monitoring of the River Pinios (Thessalia<br />

– Greece). Journal of Environmental Management 76: 282–292.<br />

Dassenakis M., Scoullos M., Foufa E., Krasakopoulou E., Pavlidou A.,<br />

Kloukiniotou M. 1998. Effects of multiple source pollution on a small Mediterranean<br />

river. Applied Geochemistry 13: 197–211.<br />

Dobosz M. 2004. Problemy współczesnej nauki, teoria i zastosowania; Wspomagana<br />

komputerowo statystyczna analiza wyników badań. Akademicka Oficyna Wydawnicza<br />

EXIT, Warszawa.<br />

Dojlido J. 1987. Chemia wody. Arkady, Warszawa.<br />

Eckschlager K. 1974. Błędy w analizie chemicznej. PWN, Warszawa.<br />

Hermanowicz W. 1984. Chemia sanitarna. Arkady, Warszawa.<br />

Hermanowicz W., Dojlido J., Dożańska W., Kosiorowski B., Zerbe J. 1999.<br />

Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków. Arkady, Warszawa.<br />

Jones P. D. 2006. Water quality and fisheries in the Mersey estuary. England: A historical<br />

perspective. Marine Pollution Bulletin 53: 144–154.<br />

Li F., Yuasa A., Muraki Y., Matsui Y. 2005. Impacts of a heavy storm of rain upon dissolved<br />

and particulate organic C, N and P in the main river of a vegetation–rich basin area<br />

in Japan. The Science of the Total Environment 345: 99–113.<br />

Łomnicki A. 1995. Wprowadzenie do statystyki dla przyrodników. PWN, Warszawa.<br />

Massoud M.A., El–Fidel M., Scrimshaw M.D., Lester J.N. 2006. Factors influencing<br />

development of management strategies for the Abou Ali River in Lebanon II: seasonal<br />

and annual variation. The Science of the Total Environment 362: 31–41.<br />

Nagano T., Yanase N., Tsuduki K., Nagao S. 2003. Particulate and dissolved elemental<br />

loads in the Kuji River related to discharge rate. Environment International 28:<br />

649–658.<br />

Ngoye E., Machiwa J.F. 2004. The influence of land–use patterns in the Ruvu River<br />

watershed on water quality in the river system. Physics and Chemistry of the Earth<br />

29: 1161–1166.<br />

Ntengwe F.W. 2006. Pollutant loads and water quality in streams of heavily populated<br />

and industrialized towns. Physics and Chemistry of the Earth 31: 832–839.<br />

O’Farrell I., Lombardo R.J., De Tezanos Pinto P., Loez C. 2002. The assessment<br />

of water quality in the Lower Luján River (Buenos Aires, Argentina): phytoplankton and algal<br />

bioassays. Environmental Pollution 120: 207–218.<br />

Pekka L., Ingri J., Widerlund A., Mokrotovarova O., Riabtseva M., Öhlander<br />

B. 2004. Geochemistry of the Kola River, northwestern Russia. Applied Geochemistry<br />

19: 1975–1995.<br />

Stanisz A. 2006. Przystępny kurs statystyki z zastosowaniem STATISTICA PL na przykładach<br />

z medycyny, Tom I. Statystyki podstawowe. StatSoft Polska, Kraków.<br />

474

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Anna Siemieniuk*, Joanna Szczykowska**<br />

Jakość wód w zbiornikach małej retencji<br />

na terenach rolniczych woj. podlaskiego<br />

Quality of waters in low retention reservoirs<br />

in farming areas of Podlaskie district<br />

Słowa kluczowe: jakość wód, zbiornik małej retencji, zanieczyszczenia, związki biogenne.<br />

Key words: quality of waters, low retention reservoir, pollutions, biogenic compounds.<br />

The aim of the conducted research was to assess the quality of waters in small retention<br />

reservoirs located in typically agricultural catchments in the following towns: Jasionówka<br />

and Korycin. During the research in each of the reservoirs there were selected three<br />

marks of both measurement and controlling type.<br />

Selection and location of the research marks were dependent on the possibility of taking<br />

hold of changes in physical and chemical properties of water taking place in the observed<br />

reservoirs. Analyses of physical and chemical properties of water were conducted<br />

in accordance with the obligatory methodology, whereas statistic calculations were<br />

made on the basis of all the obtained results of the research, using three-factor analysis<br />

of variants for particular reservoirs, dates and marks of the samples. The differences<br />

between them were assessed using Tuckey test.<br />

As regards physical and chemical indicators, waters supplying the reservoir of Jasionówka<br />

in most cases had much lower values than it was in case of waters flowing out of the reservoir.<br />

Therefore, the quality of water below the reservoir got deteriorated. Observations<br />

of spatial decomposition of the analyzed indicators have shown that the reservoir in Jas-<br />

* Dr inż. Anna Siemieniuk – Katedra Technologii w Inżynierii i Ochronie Środowiska,<br />

Politechnika Białostocka, ul. Wiejska 45 B, 15-351 Białystok; tel.: 85 746 96 30;<br />

e-mail: aniasiemieniuk@wp.pl<br />

** Dr n. tech. Joanna Szczykowska – Katedra Technologii w Inżynierii i Ochronie Środowiska,<br />

Politechnika Białostocka, ul. Wiejska 45 B, 15-351 Białystok; tel.: 85 746 96 30;<br />

e-mail: szczykowska@tlen.pl<br />

475

Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska<br />

ionówka is incapable of self-purification. Whereas waters flowing into the reservoir in Korycin<br />

are characterized by higher values of the analyzed parameters, yet waters flowing out<br />

of the reservoir had considerably less pollutions, which shows that the reservoir is capable<br />

of self-purification.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Podstawowymi elementami małej retencji są wszelkiego typu niewielkie zbiorniki wodne<br />

[Gromiec 2004, Mioduszewski, Łoś 2002]. Poprawiają one bilans wodny [Radczuk, Olearczyk<br />

2002] i mogą polepszać stan czystości wód powierzchniowych. Zbiorniki retencyjne<br />

mają również możliwość zatrzymania zawiesin i związków biogennych w procesie sedymentacji<br />

i biologicznego wykorzystania przez organizmy autotroficzne [Szymańska 1996].<br />

Jednak specyfika małych zbiorników zaporowych, polegająca na zatrzymywaniu związków<br />

pokarmowych, czyni z nich ekosystemy również podatne na procesy eutrofizacji [Klimaszczyk<br />

2006, Houben 2001, Mioduszewski 1999]. Takie zmiany jakości wód powierzchniowych<br />

są szczególnie widoczne w małych zbiornikach wodnych.<br />

Celem prezentowanych w niniejszym opracowaniu badań była analiza jakości wód<br />

w wybranych zbiornikach małej retencji na terenie województwa podlaskiego, jak również<br />

określenie sezonowych zmian zawartości wybranych wskaźników fizykochemicznych<br />

w charakterystycznych punktach zbiorników.<br />

2. TEREN I METODYKA BADAŃ<br />

Badania zmienności wskaźników fizykochemicznych wody w zbiornikach prowadzono<br />

na dwóch wybranych obiektach zlokalizowanych na Podlasiu. Są to zbiorniki zlokalizowane<br />

w Korycinie, na rzece Kumiałka oraz w Jasionówce, na rzece Brzozówka. Pierwszym akwenem<br />

jest zbiornik małej retencji Korycin, oddany do użytku we wrześniu 2002 r. Objętość zalewu<br />

wynosi 81 tys m 3 , powierzchnia zalewu 6,8 ha, długości linii brzegowej zaś 1000 metrów.<br />

Akwen został zbudowany do użytku rekreacyjno-sportowego, pełni również rolę zbiornika<br />

retencyjnego i przeciwpowodziowego. Drugim akwenem jest zbiornik zaporowy „Jasionówka”,<br />

oddany do użytku w roku 2001. Akwen ma powierzchnię 2,03 ha i średnią głębokość<br />

2 m. Podstawowe jego zadania to magazynowanie wody i wykorzystywanie jej w okresach<br />

niedoborów oraz cele przeciwpożarowe.<br />

Podczas badań obrano po trzy punkty pomiarowo-kontrolne w czaszach badanych<br />

zbiorników. Wybór i rozmieszczenie punktów badawczych podyktowane były możliwością<br />

uchwycenia zmian właściwości fizykochemicznych wody, zachodzących w analizowanych<br />

zbiornikach. W każdym ze zbiorników pierwszy punkt usytuowany był w obrębie dopływu,<br />

drugi w środkowej części, trzeci zaś przy ujściu wody ze zbiornika.<br />

Zakres pracy obejmował analizę fizykochemiczną obejmującą następujące oznaczenia:<br />

476

Jakość wód w zbiornikach małej retencji na terenach rolniczych woj. podlaskiego<br />

● barwy rzeczywistej i pozornej,<br />

● mętności,<br />

● utlenialności,<br />

● przewodności elektrolitycznej,<br />

● odczynu,<br />

● TKN,<br />

● azotu amonowego,<br />

● azotanów (III) i azotanów (V),<br />

● fosforanów,<br />

● żelaza,<br />

● manganu.<br />

Badania próbek wody, pobieranych z warstwy powierzchniowej strefy brzegowej przeprowadzano<br />

co miesiąc, w okresie od maja 2008 r. do lutego 2009 r. Analizy wykonano<br />

zgodnie z obowiązującą metodyką, obliczenia statystyczne zaś wykonano na podstawie<br />

wszystkich uzyskanych wyników badań, stosując trójczynnikową analizę wariancji dla poszczególnych<br />

zbiorników, terminów i punktów poboru próbek. Różnicę oceniono testem<br />

Tucke’ya, przy poziomach ufności α=0,05 i α=0,01 .<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

W badanych próbkach oznaczano barwę rzeczywistą i pozorną. Barwa pozorna wahała<br />

się od wartości minimalnej 14 mg Pt/dm 3 , występującej w wodach zalewu w Jasionówce,<br />

do wartości maksymalnej 115 mg Pt/dm 3 , w Korycinie. Intensywna barwa wody w miesiącach<br />

wiosennych i letnich mogła być spowodowana występowaniem substancji humusowych,<br />

masowym rozwojem roślinności wodnej oraz podwyższonymi opadami atmosferycznymi<br />

[Kowal, Świderska-Bróż].<br />

Wahania mętności wody były zbliżone do wahań barwy pozornej i rzeczywistej. Największe<br />

wartości wskaźników mętności wody zaobserwowano w miesiącach maj – lipiec<br />

2008 r. Powodem takiej sytuacji było najprawdopodobniej rekreacyjne wykorzystanie obu<br />

zbiorników w tym okresie, przez naruszenie osadów dennych zalegających na dnie zbiornika<br />

przez osoby kąpiące się. Na zwiększenie mętności wody mogły mieć również wpływ silnie<br />

rozwijające się w tym okresie glony [Kowal, Świderska-Bróż]. Na podstawie trójczynnikowej<br />

analizy wariancji średnich wartości wskaźników barwy i mętności (tab. 1) udowodniono<br />

istotne różnice pomiędzy zbiornikami i terminami poboru próbek, natomiast wartości tych<br />

wskaźników w zależności od punktów poboru nie miały istotnego znaczenia.<br />

Prawie w całym okresie badawczym utlenialność charakteryzowały niewielkie zmiany<br />

jej wartości, zarówno w jednym, jak i w drugim zbiorniku. Jedynie w styczniu 2009 r. zaobserwowano<br />

największy wzrost wskaźnika utlenialności, średnio do 39,1 mg O 2<br />

/dm 3 w zbiorniku<br />

Jasionówka oraz 26,1 mg O 2<br />

/dm 3 w akwenie Korycin. Przyczyną tak dużego skoku<br />

477

Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska<br />

Tabela 1. Fizykochemiczne parametry próbek wody pochodzących ze zbiorników Jasionówka i Korycin<br />

Table 1. Physicochemical parameters of water samples of Jasionówka and Korycin reservoirs<br />

Badany<br />

parametr<br />

Kolejny<br />

punkt<br />

poboru<br />

V’08 VI’08 VII’08 VIII’08 IX’08 X’08 XI’08 XII’08 I’09 II’09<br />

Wartość<br />

średnia<br />

AxB<br />

J1/K1 69/82 61/87 25/46 32/77 38/55 32/50 15/42 33/62 53/37 62/42 42,0/58,0 A=6,27<br />

Barwa<br />

J2/K2 75/72 61/67 35/80 38/115 46/36 38/94 33/33 31/65 20/30 48/51 42,5/64,3<br />

pozorna,<br />

mg Pt/dm 3<br />

J3/K3 75/94 51/56 44/94 33/59 <strong>40</strong>/41 <strong>40</strong>/63 14/35 33/69 53/23 62/58 44,5/59,2<br />

średnia 73,0/82,7 57,6/70,0 34,6/73,3 34,3/83,7 41,3/44,0 36,7/69,0 20,7/36,7 32,3/72,0 42,0/30,0 57,3/50,3 43,0/60,5<br />

NIR<br />

B=23,94<br />

AB=38,66<br />

Barwa<br />

rzeczywista,<br />

J1/K1 33/29 32/<strong>40</strong> 21/24 24/25 32/52 30/45 7/20 16/33 21/19 19/37 23,5/32,4<br />

J2/K2 34/39 39/39 13/48 36/36 44/29 30/35 16/18 18/33 15/21 19/39 33,7/33,7<br />

Mętność,<br />

NTU<br />

J3/K3 39/35 27/15 22/42 31/30 27/22 26/30 7/12 13/33 24/20 33/37 24,9/27,6<br />

średnia 35,3/34,3 32,7/31,3 18,7/38,0 29,3/30,3 34,3/34,3 28,7/36,7 10/16,7 15,7/33,0 20/20,0 23,7/37,7 27,3/31,2<br />

A=3,59<br />

B=13,68<br />

J1/K1 5/13 12/17 8/11 2/5 3/5 1/2 1/7 1/3 8/5 1/2 4,2/7,0 A=0,662<br />

J2/K2 8/14 12/13 7/15 2/5 3/3 1/2 2/5 1/3 3/4 2/3 4,1/6,7 B=2,53<br />

J3/K3 6/13 10/10 6/13 2/4 2/2 4/1 1/4 1/4 6/4 1/2 3,9/5,7 AB=4,08<br />

średnia 6,3/13,3 11,3/13,3 7,0/13,0 2,0/4,7 2,7/3,3 2,0/1,7 1,3/5,3 1,0/3,3 5,7/4,3 1,3/2,3 4,1/6,5<br />

J1/K1 0,5/0,5 3/12 5/7 3/2 1,5/2,5 2/2 1/1,5 3,5/8 29,4/28,2 2,5/4,5 5,14/6,82<br />

Utlenialność, J2/K2 0,5/0,5 2/3 1/2 2/4 2,5/3,5 1,5/2 1,5/1 5,5/6 27,8/24,4 3/3,5 4,73/4,96<br />

J3/K3 0,5/0,5 1/4 5/3 4/3 2,5/3,0 1,5/3 1,5/2 4/5,5 60,0/25,6 7,5/4,5 8,75/5,41<br />

średnia 0,5/0,5 2,0/6,3 3,7/4,0 3,0/3,0 2,2/3,0 1,7/3,2 1,3/1,5 4,3/6,5 39,1/26,1 4,3/4,2 6,21/5,73<br />

J1/K1 374/<strong>40</strong>5 424/552 356/481 338/508 305/507 280/507 268/469 278/497 273/359 1<strong>40</strong>/458 303,6/474<br />

Przewodność, J2/K2 373/<strong>40</strong>5 429/483 360/484 3<strong>40</strong>/505 304/492 283/502 270/466 273/487 283/374 293/432 320,8/423<br />

pH<br />

J3/K3 372/410 429/486 356/411 341/486 306/494 282/509 267/473 275/493 300/363 254/445 318,2/457<br />

średnia 373/<strong>40</strong>6,7 427,3/507 357,3/458,7 339,7/499,7 305/497,7 281,7/506 268,3/469,3 275,3/492,3 285,3/365,3 229/445 314,2/451,3<br />

J1/K1 8,69/8,48 8,24/7,94 7,6/7,31 7,33/8,12 7,66/7,53 8,15/7,6 8,36/7,69 8,18/7,67 7,38/7,26 7,74/7,9 7,93/7,75<br />

J2/K2 8,84/8,06 8,06/8,43 7,61/7,63 7,8/8,11 7,64/7,76 8,05/7,63 8,07/7,64 8,35/7,71 7,53/7,26 7,55/7,93 7,25/7,82<br />

J3/K3 8,86/7,79 8,13/8,42 7,67/7,65 7,8/7,52 7,8/7,77 8,04/7,53 8,89/7,7 8,23/7,72 7,33/7,2 7,50/8,0 8,03/7,73<br />

średnia 8,80/8,11 8,14/8,26 7,63/7,53 7,64/7,92 7,7/7,67 8,08/7,59 8,44/7,68 8,25/7,7 7,41/7,24 7,6/7,94 7,74/7,77<br />

B=8,65<br />

A=12,33<br />

B=47,06<br />

AB=76,01<br />

A=0,113<br />

B=0,433<br />

AB=0,699<br />

Objaśnienia: NIR (Najmniejsza Istotna Różnica), p=0,05; Czynniki: A – zbiornik; B – terminy; C – punkty.<br />

478

Jakość wód w zbiornikach małej retencji na terenach rolniczych woj. podlaskiego<br />

Tabela 2. Fizykochemiczne parametry próbek wody pochodzących ze zbiorników Jasionówka i Korycin<br />

Table 2. Physicochemical parameters of water samples of Jasionówka and Korycin reservoirs<br />

Badany<br />

parametr<br />

TKN<br />

mg TKN/<br />

Kolejny<br />

punkt<br />

poboru<br />

V’08 VI’08 VII’08 VIII’08 IX’08 X’08 XI’08 XII’08 I’09 II’09<br />

Wartość<br />

średnia<br />

AxB<br />

J2/K2 7,083/8,333 4,167/5,000 4,167/18,333 3,750/6,667 5,417/2,083 3,750/0,417 3,333/13,333 1,250/0,8333 2,083/1,250 2,500/1,250 3,01/5,75<br />

J3/K3 20,833/2,500 7,917/2,917 2,500/13,750 6,667/0,417 14,167/3,750 2,083/5,417 1,250/2,083 4,417/3,333 3,333/2,500 0,8331,667 6,<strong>40</strong>/3,83<br />

średnia 13,333/4,305 6,666/2,917 2,917/12,778 4,583/3,472 9,167/7,500 3,055/2,639 5,972/5,555 5,222/1,666 4,028/1,944 2,778/2,083 5,45/4,56<br />

dm 3 J1/K1 12,083/2,083 7,917/0,833 2,083/6,250 3,333/3,333 7,917/16,667 3,333/2,083 13,333/1,250 10,000/0,833 6,667/2,083 5,000/3,333 6,94/4,08<br />

Azot<br />

amonowy<br />

mg N-<br />

J1/K1 0,012/0,049 0,134/0,231 0,122/0,292 0,134/0,231 0,219/0,292 0,085/0,134 0,122/0,231 0,085/0,170 0,170/0,195 0,182/0,122 0,127/0,195<br />

J2/K2 0,012/0,061 0,158/0,109 0,146/0,365 0,195/0,134 0,195/0,195 0,146/0,024 0,499/0,146 0,122/0,158 0,851/0,170 0,085/0,134 0,241/0,150<br />

J3/K3 0,012/0,036 0,122/0,036 0,195/0,353 0,195/0,122 0,365/0,219 0,085/0,109 0,036/0,158 0,158/0,195 0,280/0,207 0,109/0,122 0,156/0,156<br />

NH 4<br />

/dm 3 średnia 0,012/0,049 0,138/0,125 0,154/0,337 0,175/0,162 0,260/0,235 0,105/0,267 0,219/0,178 0,122/0,174 0,434/0,191 0,125/0,126 0,175/0,167<br />

Azotany J1/K1 0,003/0,050 0,003/0,073 0,026/0,010 0,023/0,010 0,010/0,013 0,023/0,020 0,023/0,026 0,017/0,036 0,003/0,023 0,007/0,023 0,014//0,052<br />

III J2/K2 0,003/0,046 0,0130,079 0,017/0,010 0,013/0,007 0,013/0,010 0,010/0,023 0,030/0,053 0,020/0,0<strong>40</strong> 0,003/0,026 0,020/0,026 0,014/0,032<br />

mg N- J3/K3 0,066/0,043 0,003/0,030 0,007/0,007 0,003/0,023 0,013/0,007 0,013/0,020 0,010/0,026 0,010/0,030 0,007/0,023 0,013/0,036 0,015/0,025<br />

NO 2<br />

/dm 3 średnia 0,024/0,046 0,006/0,061 0,017/0,016 0,013/0,013 0,012/0,01 0,015/0,021 0,021/0,036 0,017/0,035 0,004/0,024 0,013/0,028 0,014/0,036<br />

Azotany V<br />

mg N-<br />

J1/K1 0,443/0,885 0,443/0,443 0,797/3,099 0,885/2,214 1,771/1,771 0,443/2,214 0,885/1,328 0,443/0,771 2,656/2,214 0,885/2,214 0,965/1,715 A= 0,<strong>40</strong>1<br />

J2/K2 0,443/2,214 0,443/0,443 2,656/9,297 0,443/1,328 1,771/1,328 0,443/0,443 0,443/1,328 0,443/0,771 0,885/1,771 2,214/2,656 1,018/2,158 B= 1,53<br />

Fosforany<br />

mg PO 4<br />

/<br />

J3/K3 0,443/1,328 1,328/0,443 3,542/10,625 0,443/1,328 0,885/1,328 0,443/0,885 0,443/2,214 0,443/0,771 2,214/1,328 1,771/2,656 2,594/2,291<br />

średnia 0,443/1,476 0,738/0,443 2,332/7,674 0,590/1,623 1,476/1,476 0,443/1,180 0,590/1,641 0,443/0,771 1,918/1,771 1,623/2,509 1,847/2,055<br />

dm 3 J1/K1 2,75/0,87 1,96/1,24 0,62/1,01 1,03/0,39 0,13/0,51 0,27/0,28 0,06/0,4 0,33/0,47 0,34/0,44 0,14/0,29 0,76/0,59<br />

Żelazo<br />

mg Fe/<br />

J2/K2 1,71/1,28 0,80/1,84 0,48/1,74 0,22/0,61 0,12/0,33 0,28/0,31 0,13/0,53 0,13/0,44 0,19/0,<strong>40</strong> 0,29/0,42 0,43/0,79<br />

J3/K3 0,88/0,82 1,23/1,71 1,47/2,4 0,43/0,99 0,08/0,21 0,23/0,30 0,14/0,34 0,23/0,42 0,60/0,36 0,16/0,<strong>40</strong> 0,55/0,79<br />

średnia 1,78/0,99 1,33/1,60 0,86/1,72 0,56/0,66 0,11/0,35 0,26/0,30 0,11/0,42 0,23/0,44 0,38/0,<strong>40</strong> 0,20/0,37 0,58/0,72<br />

dm 3 J1/K1 0,55/0,68 0,16/0,62 0,13/0,60 0,01/0,28 0,09/0,46 0,06/0,22 0,05/0,52 0,04/0,39 0,89/0,60 0,09/0,33 0,21/0,47<br />

Mangan<br />

mg Mn/<br />

J2/K2 0,25/0,83 0,30/0,20 0,14/0,43 0,09/0,25 0,11/0,24 0,04/0,27 0,13/0,37 0,08/0,41 0,16/0,42 0,<strong>40</strong>/0,33 0,17/0,38<br />

J3/K3 1,02/0,65 0,18/0,11 0,16/0,44 0,16/0,20 0,12/0,27 0,05/0,17 0,07/0,38 0,07/0,56 0,44/0,42 0,51/0,27 0,28/0,35<br />

średnia 0,61/0,72 0,21/0,31 0,14/0,48 0,09/0,24 0,11/0,32 0,05/0,22 0,08/0,42 0,06/0,45 0,50/0,48 0,33/0,31 0,22/0,<strong>40</strong><br />

J2/K2 0,078/0,071 0,009/0,050 0,055/0,115 0,005/0,013 0,007/0,012 0,001/0,016 0,033/0,055 0,010/0,065 0,060/0,122 0,019/0,052 0,028/0,057<br />

J3/K3 0,062/0,050 0,005/0,007 0,051/0,101 0,004/0,077 0,006/0,009 0,005/0,200 0,012/0,059 0,015/0,061 0,296/0,113 0,050/0,051 0,054/0,073<br />

średnia 0,057/0,056 0,045/0,041 0,045/0,081 0,0150,059 0,006/0,016 0,003/0,076 0,021/0,053 0,011/0,063 0,132/0,128 0,054/0,052 0,037/0,063<br />

dm 3 J1/K1 0,030/0,047 0,016/0,067 0,030/0,028 0,037/0,087 0,004/0,028 0,002/0,013 0,017/0,046 0,007/0,062 0,039/0,148 0,093/0,053 0,028/0,058<br />

Objaśnienia: NIR (Najmniejsza Istotna Różnica), p=0,05, Czynniki: A – zbiornik, B – terminy, C – punkty, n.i.– nieistotna, * p=0,01.<br />

NIR<br />

n.i.<br />

B= 0,218<br />

A=0,007<br />

B*= 0,025<br />

AB*=0,0<strong>40</strong><br />

AB=2,47<br />

BC=3,03<br />

B=0,708<br />

A= 0,084<br />

B= 0,319<br />

A*= 0,026<br />

B*= 0,098<br />

479

Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska<br />

wartości ChZT-Mn było najprawdopodobniej to, że próbki do badań pobierane były spod pokrywy<br />

lodowej. Może to świadczyć o znacznym nagromadzeniu materii organicznej w tym<br />

okresie. Wartości wskaźnika utlenialności w wodach akwenów były istotnie zróżnicowane<br />

tylko w zależności od terminu poborów próbek.<br />

Można stwierdzić, że średnie wartości przewodności w poszczególnych punktach poboru<br />

prób zalewów w Jasionówce i Korycinie utrzymywały się na podobnym poziomie i nie<br />

przekroczyły przeciętnych wartości charakteryzujących wody powierzchniowe. Średnie ich<br />

stężenia wahały się od 229 do 507 µS/cm 3 . Wartość przewodności elektrolitycznej w wodach<br />

akwenów była istotnie zróżnicowana w zależności od zbiornika i terminów poboru.<br />

Wody obydwu zalewów mają charakter alkaliczny. Można przypuszczać, że wpływ na to<br />

może mieć rodzaj podłoża zbiorników bądź też ilość i jakość doprowadzanych zanieczyszczeń.<br />

Namniejsza wartość pH, w obu zbiornikach wynosiła 7,24, najwyższa zaś wartość 8,8.<br />

Odczyn wody był istotnie zróżnicowany w zależności od zbiorników i terminów poboru próbek.<br />

Oznaczane wartości stężenia azotu ogólnego Kjeldahla były bardzo zróżnicowane<br />

i mieściły się w granicach 0,417 do 20,833 mg TKN/dm 3 . Dosyć duży przyrost TKN w okresie<br />

wiosenno-letnim może być spowodowany biochemicznym rozpadem pozostałości roślinnych<br />

i zwierzęcych [Gomółka, Szaynok 1997]. Na podstawie trójczynnikowej analizy wariancji<br />

wartości średnich azotu ogólnego (tab. 2) nie udowodniono istotnych różnic – zbiornik,<br />

termin oraz punkty poboru próbek nie miały istotnego znaczenia.<br />

Zawartość azotu amonowego w prowadzonych badaniach wykazywała znaczne wahania<br />

w ciągu roku. Ilość tej formy azotu w wodach zbiornika w Jasionówce wahała się od<br />

wartości minimalnej 0,012 do wartości maksymalnej 0,499 mg NNH 4<br />

/dm 3 . Zawartość azotu<br />

amonowego w akwenie w Korycinie mieściła się natomiast w granicach od 0,024 mg<br />

NNH 4<br />

/dm 3 do 0,365 mg NNH 4<br />

/dm 3 . Wpływ na zwiększone ilości tego pierwiastka w różnych<br />

terminach poboru próbek mogły mieć roztopy śniegu oraz opady deszczu i związany<br />

z tym spływ z pól uprawnych pozostałości nawozów, które wraz z dopływającymi rzekami<br />

przedostawały się do badanych akwenów. Na podstawie trójczynnikowej analizy wartości<br />

azotu amonowego testem Tukey’a udowodniono istotne różnice przy prawdopodobieństwie<br />

p = 0,05 tylko pomiędzy terminami poboru próbek, reszta czynników natomiast nie miała<br />

istotnego znaczenia (tab. 2).<br />

Azotany (III) na ogół występują w wodach w niewielkich stężeniach. Miało to również<br />

miejsce w przypadku badanych akwenów. Stężenie azotanów (III) we wszystkich badanych<br />

punktach poboru mieściło się w zakresie od 0,003 do 0,066 mg N-NO 2<br />

/dm 3 . Test Tukey’a<br />

udowodnił istotne różnice pomiędzy zbiornikami i terminami poboru próbek, punkty poboru<br />

natomiast nie miały w tym wypadku istotnego znaczenia (tab. 2).<br />

Azotany (V) należą do substancji pożywkowych, niezbędnych do życia roślin wodnych,<br />

dlatego też ilość ich jest często uzależniona od rozwoju biomasy. W obydwu akwenach stężenie<br />

azotanów (V) wahało się od 0,443 do 10,625 mg N-NO 3<br />

/dm 3 . Jednocześnie zaobserwowano<br />

podwyższone wartości azotanów (III) oraz azotanów (V) wiosną i jesienią w akwenie<br />

480

Jakość wód w zbiornikach małej retencji na terenach rolniczych woj. podlaskiego<br />

w Korycinie, co prawdopodobnie było spowodowane intensywnymi opadami atmosferycznymi<br />

bądź zanieczyszczeniami obszarowymi spływającymi z pobliskich terenów użytkowanych<br />

rolniczo. W zbiorniku Jasionówka wzrost azotanów (V) nastąpił w lipcu i wrześniu 2008 r., powodem<br />

tego może być przedostawanie się wraz ze spływami powierzchniowymi nawozów<br />

azotowych. Drugi wzrost tej formy azotu nastąpił w styczniu i lutym 2009 r., czyli w okresie zamierania<br />

życia roślinnego i braku poboru azotanów (V) przez rośliny. Badanie za pomocą testu<br />

Tukey’a udowodniło istotne różnice w ilości azotanów (V) między zbiornikami i terminami<br />

poboru próbek, jak również istotne znaczenie terminów i punktów poboru azotanów.<br />

Związki fosforu są stałym składnikiem wód powierzchniowych, lecz ich stężenia zależą<br />

od poziomu zanieczyszczenia wód, w związku z tym są zmienne w ciągu roku [Kiryluk<br />

2-<br />

2005]. Ilość fosforanów w wodach obu zbiorników wahała się od 0,08 do 2,75 mg PO 4<br />

/dm 3 .<br />

W trakcie badań zaobserwowano okresowość występowania fosforanów, największe ich<br />

stężenia – zarówno w jednym, jak i w drugim zbiorniku – odnotowano w maju, czerwcu i lipcu<br />

2008 r. W kolejnych miesiącach zaś nastąpiło znaczne zmniejszenie ich ilości. Tak wysokie<br />

stężenie fosforanów w wodach obu zbiorników może pochodzić zdaniem Kiryluka [Kiryluk<br />

2005], głównie z nawozów mineralnych stosowanych na otaczających glebach, a także<br />

z wylewów z rzek w okresie wczesnowiosennym. Wyniki testu Tukey’a potwierdziły istotne<br />

różnice w ilości fosforanów tylko w odniesieniu do terminów poboru próbek.<br />

Stężenie żelaza w badanych wodach ulegało bardzo dużym wahaniom. W omawianych<br />

akwenach żelazo występowało w stężeniach od 0,01 do 1,02 mg Fe/dm 3 . Zwiększona ilość<br />

żelaza może być powodem wytrącania się jego związków w wodach o lekko alkalicznym odczynie,<br />

co ma miejsce zarówno w jednym, jak i w drugim zbiorniku. Należy dodać, że większe<br />

stężenia omawianego parametru zanotowano w akwenie w Korycinie. Zwiększenie ilości<br />

żelaza może być również spowodowane uwalnianiem się żelaza z osadów dennych. Na<br />

podstawie trójczynnikowej analizy wariancji wartości średnich żelaza (tab. 2) udowodniono<br />

istotne różnice pomiędzy zbiornikami i terminami poboru próbek, natomiast punkty poboru<br />

próbek nie miały istotnego znaczenia.<br />

Zawartość manganu zależy głównie od jego wymywania z podłoża, w mniejszym stopniu<br />

natomiast od dopływu ścieków. W przeprowadzonych badaniach ulegała ona dosyć dużym<br />

zmianom zarówno w okresie rocznym, jak i przy porównaniu wyników w poszczególnych<br />

punktach pomiarowo-kontrolnych. Wartości te wahały się w obu akwenach od wartości<br />

minimalnej 0,001 mg Mn/dm 3 do wartości maksymalnej 0,296 mg Mn/dm 3 . Wzrost ilości<br />

manganu może sugerować zachodzenie procesów biochemicznych, w wyniku których następuje<br />

uwalnianie manganu nieorganicznego z kompleksów organicznych.<br />

4. PODSUMOWANIE<br />

Wartości badanych wskaźników fizykochemicznych, w wodach zasilających zbiornik<br />

Jasionówka były najczęściej dużo mniejsze niż wartości wód opuszczające akwen, dlatego<br />

481

Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska<br />

też jakość rzeki poniżej zbiornika uległa pogorszeniu. Obserwacje przestrzennego rozkładu<br />

badanych wskaźników wykazały, że zbiornik w Jasionówce nie ma zdolności do samooczyszczania.<br />

Potencjalnymi źródłami zanieczyszczeń zbiornika mogą być ścieki z nieskanalizowanych<br />

pobliskich miejscowości. Dosyć istotnym również źródłem materii organicznej<br />

oraz biogenów, zwłaszcza w tak niewielkim zbiorniku, mogą być roślinne zanęty wędkarskie,<br />

powszechnie stosowane zarówno na zawodach, jak i podczas wędkowania rekreacyjnego.<br />

Wody zasilające zbiornik w Korycinie charakteryzowały najczęściej większe wartości<br />

analizowanych parametrów, jednak wody opuszczające zbiornik miały często mniej zanieczyszczeń,<br />

co wskazuje na zdolność tego zbiornika do samooczyszczania. Należy jednak<br />

dodać, że wody akwenu Korycin charakteryzowała duża niestabilność badanych parametrów.<br />

Uzyskane wyniki badań obu akwenów charakteryzowała znaczna zmienność i były<br />

niewątpliwie uzależnione od badanych czynników, czyli od zbiornika, terminów i punktów<br />

poboru prób, jak również od pory roku oraz od panujących warunków atmosferycznych.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Gomółka E., Szaynok A. 1997. Chemia wody i powietrza. Oficyna Wydawnicza Politechniki<br />

Wrocławskiej, Wrocław.<br />

Gromiec M.J. 2004. Program małej retencji. Gospodarka Wodna 12, 484.<br />

Hermanowicz A.L., Dojlido J., Dońska W., Kosiorowski B. 1999. Fizykochemiczne<br />

badanie wody i ścieków, Arkady, Warszawa.<br />

Houben G.J., Martiny A., Basler N., Langguth H.R. Pluger W.L. 2001. Assessing<br />

the reactive e transport of inorganic pollutants in groundwater of the Bourtanger<br />

Moor area., Environmental Geology 41: 488–494.<br />

Kiryluk A. 2005. Stężenia biogenów i węgla organicznego w wodach pochodzących z różnie<br />

użytkowanych torfowisk niskich. Monografie PAN <strong>Nr</strong>. 30:973–979.<br />

Klimaszyk P. 2006. Peatbog-Humic Water Complex in Forest Landscape: Factors Determining<br />

its Functioning. Polish J. of Environ. Studies vol. 15, No. 5D, Part II: 384–388.<br />

Kowal A.L., Świderska-Bróż M. 1997. Oczyszczanie wody. Wydawnictwo Naukowe<br />

PWN, Warszawa – Wrocław.<br />

Mioduszewski W. 1999. Ochrona a kształtowanie zasobów wodnych w krajobrazie rolniczym.<br />

Wydawnictwo IMUZ, Falenty.<br />

Mioduszewski W., Łoś M.J. 2002. Mała retencja w systemie ochrony przeciwpowodziowej<br />

kraju. Gospodarka Wodna 2: 68–73.<br />

Radczuk L., Olearczyk D. 2002. Małe zbiorniki retencyjne jako element poprawy bilansu<br />

wodnego zlewni użytkowanej rolniczo. Zeszyt Naukowy AR Kraków 393: 139–148.<br />

Szymańska H. 1996. Retencja wody, a jej jakość. Zeszyt Naukowy AR Wrocław, Konferencje<br />

11: 237–243.<br />

482

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Joanna Szczykowska*, Anna Siemieniuk*<br />

Analiza czynników determinujących jakość wód<br />

wybranych zbiorników małej retencji na Podlasiu<br />

The analysis of factors determining quality of water<br />

in low-retention reservoirs in Podlasie<br />

Słowa kluczowe: jakość wód, zbiornik małej retencji, związki biogenne.<br />

Key words: water quality, low-retention reservoir, biogenic compounds.<br />

Accumulation of water in low-retention reservoirs is an important element for water resources.<br />

Improper quality of retained water may, in consequence, make difficult to exploit reservoirs<br />

leading to their eutrophication or oxygen deficits [Bogdał, Ostrowski 2008].<br />

Excessive aqueous plants growth is then observed in small and shallow reservoirs. The<br />

plant expansion, namely rushes, becomes more and more difficult to bear, and it may lead<br />

to a complete loss of recreational, breeding, and esthetic values in time unless any counteractions<br />

are undertaken. Therefore, it makes reservoir water quality monitoring necessary,<br />

namely in a view of biogenic compounds. The research aims at evaluating the water contamination<br />

in low-retention reservoirs – Sokolka and Czapielówka – localized in Podlasie<br />

region in north-east Poland. The studies have been carried out since May 2008 till February<br />

2009.<br />

Analyses of physical and chemical properties of water ware conducted in accordance with<br />

the obligatory methodology, whereas statistic calculations were made on the basis of all the<br />

obtained results of the research, using tree-factor analysis of variants for particular reservoirs,<br />

dates and marks of the samples. The differences between them were assessed using<br />

Tuckey test. Parameters that lowered water quality the most in both reservoirs appeared to<br />

be: acidity, color, phosphates, Kjeldahl’s nitrogen and COD Mn<br />

.<br />

* Dr n. tech. Joanna Szczykowska, dr inż. Anna Siemieniuk – Katedra Technologii w Inżynierii<br />

i Ochronie Środowiska, Politechnika Białostocka, ul. Wiejska 45B, 15-351 Białystok;<br />

tel.: 85 746 96 30; e-mail: szczykowska@tlen.pl; annasiemieniuk@wp.pl<br />

483

Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Najważniejsze zadania zbiorników retencyjnych są zróżnicowane w zależności od możliwości<br />

zapewnienia wystarczających zasobów wody w skali lokalnej (nawodnienia rolnicze,<br />

mała energetyka wodna, cele przeciwpożarowe), w zakresie od wzbogacenia zasobów wód<br />

gruntowych, przez ograniczanie erozji i zatrzymywanie zanieczyszczeń, do poprawy przyrodniczego<br />

funkcjonowania krajobrazu oraz regulacji i kontroli obiegu wody w środowisku.<br />

Zarówno charakter zlewni bezpośredniej, jak i pośredniej zbiorników oraz sposób jej zagospodarowania<br />

determinują uformowanie składu chemicznego ich wód, ilość pojawiających<br />

się zanieczyszczeń i zawiesin, a wraz z nimi tworzenie osadów dennych [Friedl, Wuest<br />

2002; Gromiec, Dojlido 2006]. Zmiana jakości wód powierzchniowych jest szczególnie<br />

widoczna w małych i łatwo ulegających eutrofizacji zbiornikach wodnych [Gałczyńska, Wybieralski<br />

2004].<br />

Czynnikiem decydującym jest sposób użytkowania terenu, a zwłaszcza udział lasów<br />

i obszarów rolniczych. Małe zbiorniki wodne mogą być odbiornikami różnych zanieczyszczeń<br />

ze zlewni, a ich rekreacyjne wykorzystanie przez miejscową ludność oraz pozostałe<br />

funkcje potwierdzają konieczność stałej kontroli jakości wód.<br />

Celem prowadzonych badań była analiza czynników determinujących jakość wód małych<br />

zbiorników retencyjnych, w miejscowościach: Sokółka i Czarna Białostocka, położonych<br />

w całości w granicach Zielonych Płuc Polski, na terenie województwa podlaskiego<br />

2. TEREN I METODYKA BADAŃ<br />

Zalew Sokólski o objętości ok. 320 tys m 3 i powierzchni zalewu 18,3 ha (przy normalnym<br />

piętrzeniu), oddano do użytku w latach <strong>40</strong>-tych XX wieku. Zbiornik położony jest na<br />

kanale Sokólskim, który jest prawym dopływem rzeki Sokołda. Średnia głębokość zbiornika<br />

wynosi 1,75 m, a ze względu na jego położenie na obrzeżach miasta zalew jest szczególnie<br />

intensywnie wykorzystywany przez miejscową ludność do celów rekreacyjno-sportowych.<br />

Do głównych zadań Zalewu Czapielówka o powierzchni 16,3 ha i średniej głębokości<br />

2,0 m, zlokalizowanego w odległości ok. 2 km od miejscowości Czarna Białostocka należą:<br />

● magazynowanie wody do celów przeciwpowodziowych i przeciwpożarowych, ekstensywna<br />

hodowla ryb,<br />

● ochrona środowiska przyrodniczego,<br />

● powstrzymanie erozji wodnej<br />

oraz<br />

● wykorzystanie do celów rekreacyjno-sportowych.<br />

Zlewnia zbiornika położona na terenie Puszczy Knyszyńskiej jest pokryta rzadką siecią<br />

małych cieków powierzchniowych, z których największą jest rzeka Czapielówka, prawy<br />

dopływ rzeki Czarnej. Podczas badań obrano po trzy punkty pomiarowo-kontrolne na każ-<br />

484

Analiza czynników determinujących jakość wód wybranych zbiorników małej retencji...<br />

dym ze zbiorników. Wybór i rozmieszczenie punktów badawczych podyktowane były możliwością<br />

uchwycenia zmian właściwości fizykochemicznych wody, zachodzących w analizowanych<br />

zbiornikach. Pierwszy punkt usytuowany był na dopływie wód do zbiornika, drugi<br />

w środkowej części, trzeci natomiast w pobliżu odpływu wody ze zbiornika. Zakres pracy<br />

obejmował analizę fizykochemiczną obejmującą następujące oznaczenia: barwy pozornej<br />

i rzeczywistej, mętności, utlenialności, przewodności elektrolitycznej właściwej, odczynu,<br />

TKN, zawartości azotu amonowego, azotanów (III), azotanów (V), fosforanów, żelaza<br />

ogólnego i manganu. Analizy właściwości fizykochemicznych wody wykonano zgodnie<br />

z obowiązującą metodyką [Hermanowicz 1999], obliczenia statystyczne zaś na podstawie<br />

wszystkich wyników badań, wykorzystując programy Excel i Statistica 6.0. Uzyskane wyniki<br />

badań poddano analizie statystycznej, stosując trójczynnikową analizę wariancji, a różnice<br />

oceniono testem Tukey’a, przy poziomach ufności α = 0,05 oraz α = 0,01 i zestawiono<br />

je w tabeli 1.<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

Analizując uzyskane wyniki badań, można stwierdzić, że intensywność barwy pozornej<br />

oznaczanej wody w próbkach pochodzących z obu analizowanych zbiorników utrzymywała<br />

się na wyższym poziomie niż intensywność barwy rzeczywistej, co wywołane było obecnością<br />

drobnych zawiesin w wodzie. W okresie od maja do października zaobserwowano<br />

zwiększenie intensywności barwy i mętności w obu akwenach. Największe wartości wskaźnika<br />

w okresie sierpień–wrzesień (115–170 mg Pt/dm 3 ) charakteryzowały próbki pochodzące<br />

ze zbiornika w Sokółce, podwyższone wartości wskaźnika mętności (16–26 NTU) odnotowano<br />

tu natomiast w okresie od czerwca do sierpnia. Próbki pochodzące ze zbiornika<br />

Czapielówka w okresie od maja do września charakteryzowało stopniowe zmniejszanie<br />

się wartości wskaźnika barwy i mętności. Na terenach bagnistych i zalesionych na intensywność<br />

barwy niewątpliwie wpływają frakcje substancji humusowych, o charakterystycznej<br />

brunatnożółtej barwie. Większa intensywność barwy w okresie wiosennym mogła być<br />

spowodowana silnym rozwojem mikroorganizmów, a ponadto w wyniku cyrkulacji wiosennej<br />

mogło dojść do naruszenia osadów. W okresach, w których prędkość przepływu wody<br />

jest zwiększona, osady są porywane i wprowadzane do toni wodnej. Zaobserwowana duża<br />

mętność wody podczas letnich poborów próbek (czerwiec–sierpień) mogła być wywołana<br />

intensywnym wykorzystaniem rekreacyjnym obu, stosunkowo płytkich akwenów, a stopniowa<br />

sedymentacja pozwoliła na zwiększanie przezroczystości wody w późniejszym okresie.<br />

Na podstawie trójczynnikowej analizy wariancji średnich wartości wskaźników barwy<br />

i mętności (tab. 1) udowodniono istotne różnice między zbiornikami oraz terminami poboru<br />

próbek wody, zależność wartości tych wskaźników od punktów poboru nie miała natomiast<br />

istotnego znaczenia. Biorąc pod uwagę średnie wartości wskaźnika utlenialności należy<br />

stwierdzić, że były one istotnie zróżnicowane w zależności od terminu poboru próbek<br />

485

Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk<br />

Tabela 1. Wskaźniki fizyczno-chemiczne oznaczone w próbkach pochodzących z obu zbiorników<br />

Table 1. Physico-chemical parameters of water samples of both Reservoirs<br />

Badany<br />

parametr<br />

Kolejny punkt<br />

poboru<br />

V’08 VI’08 VII’08 VIII’08 IX’08 X’08 XI’08 XII’08 I’09 II’09<br />

Wartość<br />

średnia AxB<br />

Barwa<br />

pozorna,<br />

mg Pt/dm 3 S1/Cz1 S2/Cz2 S3/Cz3 92/164 83/120 84/148 96/155 100/144 134/1621 86/86 94/105 113/84 165/114 159/99 127/89 169/135 170/155 115/173 93/130 95/120 73/162 55/70 51/97 69/101 76/106 78/110 86/84 47/34 70/36 57/36 33/75 53/54 115/119 91,2/106,9<br />

95,3/104,0<br />

97,3/118,2<br />

średnia 86,3/144 110/153,7 97,7/91,7 150,3/100,7 151,3/154,3 87/137,3 58,3/89,3 80/108 58/35,3 67/82,7 x<br />

Barwa<br />

rzeczywista,<br />

S2/Cz2 64/98 47/78 49/56 60/56 49/57 50/<strong>40</strong> 30/20 57/42 30/25 50/44 48,6/51,6<br />

S3/Cz3 62/110 51/105 55/53 65/56 56/53 54/35 4620 58/52 32/30 43/114 52,2/62,8<br />

średnia 67,0/109,3 45,3/86,7 52,3/54,0 61,0/56,3 50,3/48,7 56,3/38,3 34,3/22,3 56,3/46 29,7/27,0 41,3/74,7 x<br />

mg Pt/dm 3 S1/Cz1 75/120 38/77 53/53 58/57 46/36 65/<strong>40</strong> 27/27 54//44 27/26 31/66 47,4/54,6<br />

Mętność,<br />

NTU<br />

S1/Cz1 10/30 18/30 19/16 16/8 9/8 3/4 3/4 3/6 2/1 1/2 8,4/10,9<br />

S2/Cz2 16/18 17/27 16//15 18/9 9/10 3/3 3/6 4/5 4/1 2/3 9,2/9,7<br />

S3/Cz3 15/22 26/31 17/17 16/9 6/11 2/6 6/5 4/2 3/2 15/2 11,0/10,2<br />

średnia 13,7/23,3 20,3/29,3 17,3/16,0 16,7/8,7 8,0/9,7 2,7/4,3 4,0/5,0 3,7/4,3 3,0/1,3 6,0/2,3 x<br />

NIR<br />

A=9,19<br />

B=35,08<br />

AB=56,66<br />

A*=5,58<br />

B=21,29<br />

AB=34,39<br />

B=0,641<br />

AB=0,103<br />

Utlenialność,<br />

S2/Cz2 3,5/3,0 12,5/17,0 18,5/10,0 18,5/11,5 15,0/9,5 9,5/6,5 5,0/2,0 11,0/7,5 63,5/32,2 8,0/9,0 16,5/10,8<br />

S3/Cz3 6,0/6,5 14,5/19,5 12,5/13,0 14,5/12,5 14,5/17,0 10,5/5,5 6,5/3,0 16,0/9,0 71,0/66,0 1,5/19,5 16,8/17,2<br />

średnia 4,7/6,7 13,7/18,2 14,3/12,5 12,3/12,5 14,3/12,0 11,8/7,7 5,8/2,3 13,0/9,3 68,8/44,3 5,0/13,3 x<br />

mg O 2<br />

/dm 3 S1/Cz1 4,5/10,5 14,0/18,0 12,0/14,5 4,0/13,5 13,5/9,5 15,5/11,0 6,0/2,0 12,0/11,5 72,0/34,8 5,5/11,5 15,9/13,7<br />

Przewodność,<br />

S2/Cz2 503/416 473/464 431/4<strong>40</strong> 417/434 395/410 396/418 385/415 <strong>40</strong>3/420 430/461 186/217 <strong>40</strong>1,9/<strong>40</strong>9,5<br />

S3/Cz3 484/418 482/454 432/450 410/437 398/424 <strong>40</strong>2/430 387/420 <strong>40</strong>2/423 4<strong>40</strong>/457 124/356 396,1/426,9<br />

średnia 449,0/416,0 476,0/467,0 435,0/444,7 416,7/433,0 398,0/414,7 399,3/423,7 389,3/4<strong>40</strong>,0 <strong>40</strong>5,3/422,3 438,0/455,3 170,0/300,7 x<br />

µS/cm 3 S1/Cz1 360/414 473/483 442/444 423/428 <strong>40</strong>1/410 <strong>40</strong>0/423 396/485 411/424 444/448 200/329 395,0/428,8<br />

pH<br />

S1/Cz1 7,85/8,38 8,47/8,34 7,37/7,29 8,17/7,94 8,03/8,10 7,36/7,65 7,57/7,42 6,95/7,86 7,32/7,32 7,94/7,54 7,60/7,79 A=0,079<br />

S2/Cz2 7,98/8,31 8,36/7,95 7,36/7,69 8,30/7,55 7,93/8,04 7,37/7,66 7,69/7,79 7,31/7,79 7,27/7,27 7,84/7,65 7,64/7,77<br />

S3/Cz3 7,47/8,29 8,14/8,58 7,31/7,39 8,45/7,68 7,74/7,78 7,33/7,74 7,51/7,84 7,34/7,80 7,36/7,29 7,86/7,53 7,65/7,79<br />

średnia 7,77/8,32 7,66/8,29 7,35/7,46 8,31/7,77 7,90/7,97 7,35/7,68 7,59/7,68 7,20/7,92 7,32/7,30 7,88/7,57 x<br />

B=10,07<br />

AB=16,26<br />

A=16,05<br />

B=,61,26<br />

AB*=98,94<br />

B=0,300<br />

AB=0,485<br />

BC*=0,594<br />

S1/Cz1 9,583/8,333 5,000/4,167 2,500/4,167 2,083/2,083 16,667/8,75 2,500/7,500 0,417/0,833 2,083/0,417 1,667/0,833 0,833/1,250 4,33/3,83<br />

TKN,<br />

mg TKN/dm 3 S2/Cz2 S3/Cz3 10,833/6,667 9,167/8,333 5,000/6,667 4,167/5,417 3,333/2,500 7,917/10,000 4,583/3,75 4,167/1,667 14,167/14,17 17,500/19,167 2,917/2,500 4,167/6,667 5,000/0,833 0,833/0,833 1,667/0,833 1,667/2,500 2,083/0,417 2,500/1,667 1,250/0,417 1,667/0,417 5,08/3,88<br />

5,38/5,67<br />

średnia 9,86/7,78 4,72/5,42 4,58/5,56 3,61/2,50 16,11/14,03 3,20/5,56 2,08/0,83 1,81/1,25 2,08/0,97 1,25/0,70 x<br />

Azot<br />

amonowy,<br />

+<br />

mg NH 4 /dm<br />

3<br />

S1/Cz1 0,134/0,316 0,255/0,316 0,413/0,486 0,207/0,705 0,511/0,353 0,316/0,255 0,255/0,255 0,3<strong>40</strong>/0,3<strong>40</strong> 0,669/0,644 0,620/0,316 0,372/0,399<br />

S2/Cz2 0,122/0,207 0,243/0,316 0,413/0,486 0,596/0,<strong>40</strong>1 0,778/0,462 0,255/0,195 0,219/0,413 0,280/0,3<strong>40</strong> 0,620/0,353 0,681/0,304 0,421/0,348<br />

S3/Cz3 0,146/0,195 0,328/0,438 0,547/0,474 0,766/0,462 0,596/0,365 0,292/0,255 0,280/0,328 0,<strong>40</strong>1/0,268 0,608/0,365 0,474/0,353 0,444/0,350<br />

średnia 0,134/0,239 0,275/0,570 0,458/0,482 0,523/0,523 0,628/0,393 0,288/0,235 0,251/0,332 0,3<strong>40</strong>/0,316 0,632/0,454 0,592/0,324 x<br />

B=3,32<br />

C*=1,29<br />

B=0,230<br />

S1/Cz1 0,017/0,020 0,033/0,010 0,003/0,026 0,020/0,007 0,003/0,017 0,020/0,013 0,010/0,066 0,020/0,030 0,0<strong>40</strong>/0,023 0,033/0,059 0,020/0,027<br />

Azotany III mg NO 2<br />

-/dm 3 S2/Cz2 S3/Cz3 średnia 0,003/0,007 0,017/0,003 0,012/0,010 0,132/0,010 0,086/0,010 0,084/0,010 0,030/0,017 0,010/0,026 0,014/0,023 0,017/0,003 0,003/0,010 0,013/0,007 0,069/0,026 0,026/0,013 0,033/0,019 0,013/0,010 0,007/0,026 0,013/0,016 0,013/0,026 0,036/0,026 0,020/0,039 0,020/0,017 0,013/0,020 0,018/0,022 0,026/0,003 0,017/0,033 0,028/0,020 0,020/0,023 0,230/0,010 0,094/0,031 0,034/0,014<br />

0,045/0,018<br />

x<br />

n.i.<br />

S1/Cz1 0,885/0,885 n.w./n.w 17,265/5,312 1,328/3,984 3,542/3,984 0,885/2,214 2,214/2,656 1,771/3,984 2,656/1,771 3,099/3,984 3,365/2,877<br />

Azotany V mg NO 3<br />

-/dm 3 S2/Cz2 S3/Cz3 średnia 0,885/1,328 0,885/1,328 0,885/1,180 n.w./n.w n.w./n.w n.w./n.w 12,838/5,755 11,068/5,312 13,724/5,460 11,510/1,771 4,427/2,214 5,755/2,656 3,984/4,427 3,099/3,984 3,542/4,132 0,443/0,443 0,443/1,328 0,590/1,328 2,214/3,984 3,542/3,542 2,657/3,394 1,771/3,542 2,653/2,214 2,065/3,247 2,656/1,328 1,771/2,214 2,361/1,771 2,656/1,771 5,755/3,542 2,837/3,099 3,896/2,435<br />

3,064/2,568<br />

x<br />

B=3,51<br />

AB=5,67<br />

S1/Cz1 0,72/0,68 0,41/0,16 1,16/1,35 2,60/0,21 0,21/0,28 0,46/0,<strong>40</strong> 0,14/0,11 0,24/0,18 0,30/0,31 0,18/0,21 0,642/0,389<br />

Fosforany mg PO 4<br />

3-/dm 3 S2/Cz2 S3/Cz3 średnia 0,82/1,13 0,91/0,67 0,817/0,827 1,22/0,32 1,16/0,27 0,930/0,250 0,79/0,86 0,99/0,21 0,980/0,807 1,00/0,58 0,90/0,61 1,500/0,467 0,28/0,16 0,18/0,25 0,223/0,230 0,37/0,31 0,37/0,36 0,<strong>40</strong>0/0,357 0,12/0,20 0,14/0,19 0,133/0,167 0,18/0,27 0,24/0,17 0,220/0,207 0,<strong>40</strong>/0,35 0,25/0,30 0,317/0,320 0,13/0,13 0,06/0,32 0,123/0,220 0,531/0,431<br />

0,520/0,335<br />

x<br />

mg Fe/dm 3 S3/Cz3 0,18/0,17 0,23/0,23 0,70/0,08 0,14/0,01 0,15/0,11 0,10/0,11 0,57/0,08 0,160,13/ 0,48/0,44 0,32/0,96 0,303/0,232<br />

S1/Cz1 0,29/0,27 0,12/0,21 0,15/0,08 0,19/0,03 0,19/0,07 0,14/0,16 0,09/0,25 0,02/0,07 0,16/0,23 0,17/0,58 0,152/0,195<br />

Żelazo S2/Cz2 0,35/0,26 0,10/0,27 0,15/0,09 0,11/0,01 0,30/0,07 0,13/0,16 0,09/0,16 0,06/0,12 0,22/0,21 0,25/0,43 0,176/0,178<br />

średnia 0,273/0,233 0,150/0,237 0,333/0,083 0,147/0,017 0,213/0,083 0,123/0,143 0,250/0,163 0,080/0,107 0,287/0,293 0,247/0,657 x<br />

A*=0,175<br />

B=0,667<br />

B=0,254<br />

C*=0,099<br />

AB*=0,410<br />

Mangan mg Mn/dm 3 S1/Cz1 S2/Cz2 S3/Cz3 0,016/0,031 0,020/0,033 0,044/0,036 0,011/0,036 0,018/0,037 0,024/0,047 0,058/0,087 0,128/0,081 0,137/0,095 0,136/0,015 0,085/0,028 0,036/0,280 0,047/0,067 0,055/0,095 0,021/0,054 0,062/0,032 0,026/0,019 0,026/0,032 0,043/0,136 0,052/0,088 0,072/0,093 0,057/0,048 0,047/0,056 0,085/0,039 0,0<strong>40</strong>/0,050 0,038/0,056 0,043/0,077 0,041/0,133 0,078/0,089 0,234/0,154 0,051/0,064<br />

0,055/0,058<br />

0,072/0,091<br />

średnia 0,027/0,033 0,018/0,0<strong>40</strong> 0,108/0,088 0,086/0,108 0,041/0,072 0,038/0,028 0,056/0,106 0,063/0,048 0,0<strong>40</strong>/0,061 0,118/0,125 x<br />

n.i.<br />

Objaśnienia: NIR – (Najmniejsza Istotna Różnica); poziom ufności α =0,05, * α =0,01;czynniki: A – zbiornik, B – terminy, C – punkty; n.i.– nieistotna; n.w.– nie<br />

wykryto stosowaną metodą analityczną; TKN – azot Kjeldahla.<br />

486

Analiza czynników determinujących jakość wód wybranych zbiorników małej retencji...<br />

oraz od zbiornika i terminu poboru próbek (tab. 1). W okresie letnim uwidocznił się wzrost<br />

wartości ChZT-Mn, kiedy to sprzyjające warunki stymulują intensywny rozwój organizmów<br />

żywych, a co za tym idzie zwiększenie ilości materii organicznej w wodzie. W wodzie niezanieczyszczonej<br />

większość powstających związków organicznych jest stosunkowo łatwo<br />

rozkładana, wyjątek stanowią związki humusowe, które wraz ze spływami powierzchniowymi<br />

mogły przedostawać się do zlewni zbiornika Czapielówka z terenów Puszczy Knyszyńskiej,<br />

znajdującej się w bezpośrednim jej sąsiedztwie. Ze względu na charakter zagospodarowania<br />

i budowę zlewni większość wód zasilających zbiorniki jest potencjalnym źródłem<br />

zanieczyszczeń zwiększających zagrożenie zbiorników procesami nagromadzenia materii<br />

organicznej oraz eutrofizacji. Obumieranie glonów po okresie zakwitów mogło powodować<br />

zwiększenie zawartości substancji organicznych w Zalewie Sokólskim, jednak biorąc pod<br />

uwagę rolniczo-leśny charakter zlewni nie można tu wykluczyć zanieczyszczenia antropogenicznego.<br />

Największe wartości wskaźnika utlenialności ( 34,8–72,0 mg O 2<br />

/dm 3 ) w obu<br />

zbiornikach odnotowano w styczniu, kiedy to próbki do badań pobierano spod warstwy lodu.<br />

Może to świadczyć o znacznym nagromadzeniu materii organicznej w tym okresie oraz<br />

utrudnionym rozpuszczaniu się tlenu atmosferycznego niezbędnego do tlenowych procesów<br />

jej rozkładu. Wartości przewodności elektrolitycznej właściwej i pH wód były zbliżone<br />

we wszystkich punktach poboru próbek podczas okresu objętego badaniam, a obliczone<br />

wartości średnie wahały się w Sokółce: przewodność elektrolitów od 170,0 do 476,0 µS/cm<br />

oraz pH od 7,20 do 8,31 oraz w Czarnej Białostockiej odpowiednio od 300,7 do 467,0 µS/cm<br />

oraz pH od 7,30 do 8,32 (tab.1). Najmniejsze wartości wskaźnika przewodności wody w obu<br />

akwenach stwierdzono w lutym, a największe podczas poboru próbek w maju ze zbiornika<br />

w Sokółce i w czerwcu z Zalewu Czapielówka.<br />

Odczyn wód zależy między innymi od rodzaju gleb w zlewni i układu węglanowego.<br />

W zlewni bezpośredniej zbiornika Czapielówka znajdują się lasy Puszczy Knyszyńskiej,<br />

a dokładnie bór mieszany wilgotny z dominacją sosny.<br />

Udowodniono istotne różnice przewodności elektrolitycznej przy poziomie ufności<br />

α =0,05 w zależności od zbiornika, a także terminu poboru próbek oraz przy poziomie ufności<br />

α =0,01 dla zbiornika i terminu.<br />

Wartości odczynu były istotnie zróżnicowane w zależności od zbiornika, terminu poboru<br />

próbek oraz zbiornika i terminu poboru, a także terminu i punktu poboru próbek (tab. 1).<br />

Analizując uzyskane wyniki badań poszczególnych form azotu, można stwierdzić, że azot<br />

organiczny stanowił ok. 97,3% azotu ogólnego w wodzie pobieranej ze zbiornika w Sokółce<br />

i ok. 96% azotu ogólnego w próbkach wody pobieranych z Zalewu Czapielówka. Przeprowadzona<br />

trójczynnikowa analiza wariancji udowodniła istotne różnice wartości średnich stężeń<br />

azotu Kjeldahla (TKN) w zależności od terminu oraz punktu poboru próbek (tab. 1). Nie udowodniono<br />

natomiast istotnego zróżnicowania wartości TKN w zależności od zbiornika, co potwierdzają<br />

zbliżone poziomy TKN w obu przebadanych akwenach. Na skutek zachodzących<br />

procesów murszenia i mineralizacji materii organicznej zawartej w torfie do środowiska prze-<br />

487

Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk<br />

dostają się pierwiastki biogenne i inne substancje, a w największych ilościach uwalniane są<br />

organiczne związki azotu, jony amonowe i azotanowe (V) [Koc, Solarski, Rochwerger 2005;<br />

Kiryluk, Jaźwiński 2006]. Największe stężenia TKN w próbkach wody z Zalewu Sokólskiego<br />

oznaczono w sierpniu i wrześniu (2,083–17,5 mg TKN/dm 3 ), a następnie ponowny, nieznaczny<br />

wzrost (1,667–2,500 mg TKN/dm 3 ) stwierdzono w styczniu i lutym. Największe stężenie<br />

19,167 mg TKN/dm 3 odnotowano we wrześniu w punkcie poboru zlokalizowanym w pobliżu<br />

odpływu wody ze zbiornika Czapielówka (tab. 1). Azot organiczny może pochodzić z obumarłych<br />

organizmów roślinnych i zwierzęcych oraz pozabiałkowych form azotu jak mocznik<br />

i kwas moczowy. W okresie wegetacji wraz z intensywnym życiem biologicznym szybciej zachodzą<br />

procesy rozkładu materii organicznej. Koszelnik i Tomaszek [2007] wskazują, że do<br />

źródeł podwyższonych wartości azotu organicznego można także zaliczyć uszkodzenia kanalizacji,<br />

wypas bydła bądź też straty składników z nawozów czy nieodpowiednio stosowaną<br />

agrotechnikę [Koszelnik, Tomaszek 2007].<br />

Do wzrostu koncentracji azotu organicznego w wodach badanych akwenów przyczynić<br />

się mogły zarówno zanieczyszczenia punktowe, jak i obszarowe, w tym wymywane<br />

nawozy organiczne oraz inne zanieczyszczenia znajdujące się w zlewniach bezpośrednich.<br />

Tym bardziej, że istotne różnice zawartości azotu amonowego w wodach udowodniono<br />

jedynie w zależności od terminu poboru próbek (tab.1), a rozkład średnich wartości<br />

omawianego parametru w okresie objętym badaniami przedstawiał się analogicznie<br />

w obu zbiornikach. Biorąc pod uwagę wysokie wartości azotu amonowego, przekraczające<br />

0,5 mg NH 4+<br />

/dm 3 w okresie letnim w obu analizowanych akwenach, jak można przypuszczać,<br />

nastąpiło wcześniejsze zanieczyszczenie ze źródeł obszarowych materią organiczną<br />

zawierającą zarówno azot organiczny, jak i azot amonowy. W punkcie poboru zlokalizowanym<br />

w pobliżu dopływu wody do zbiornika Czapielówka podczas badań sierpniowych<br />

oznaczono najwyższe stężenie azotu amonowego, wynoszące 0,7 mg NH 4+<br />

/dm 3 , które ulegało<br />

stopniowemu obniżaniu zgodnie z kierunkiem przepływu wody przez zbiornik.<br />

Dopływ wód zanieczyszczonych do zbiornika może powodować w nim niekorzystne<br />

procesy, powodujące pogorszenie jakości wód. Prawdopodobnie w wyniku spływu powierzchniowego<br />

i podpowierzchniowego do cieku zasilającego zbiornik mogły się przedostawać<br />

wymywane z gruntów ornych nawozy. W większości przypadków stwierdzono<br />

stały wzrost stężeń azotu amonowego w kierunku zgodnym z przepływem wody przez<br />

Zalew Sokólski, co wskazuje na brak procesów samooczyszczania się wód. Przeprowadzona<br />

trójczynnikowa analiza wariancji nie wykazała żadnych istotnych różnic wartości<br />

średnich azotanów (III). Stężenia azotanów (III) wahały się w niewielkim zakresie od<br />

0,003 do 0,086 mg NO 2-<br />

/dm 3 w wodach zbiornika w Sokółce, jedynie w lutym stwierdzono<br />

gwałtowny wzrost stężenia omawianego parametru, do wartości 0,230 mg NO 2-<br />

/dm 3<br />

w punkcie zlokalizowanym w pobliżu odpływu wody ze zbiornika. Również w wodach<br />

zbiornika Czapielówka stężenia azotanów (III) były niewielkie i mieściły się w zakresie<br />

0,003–0,066 mg NO 2-<br />

/dm 3 (tab. 1).<br />

488

Analiza czynników determinujących jakość wód wybranych zbiorników małej retencji...<br />

W przeprowadzonych badaniach średnie stężenia azotanów (V) w wodzie były istotnie<br />

zróżnicowane w zależności od terminów poboru oraz zbiornika, punkty poboru natomiast<br />

nie były istotne. W czerwcu zaobserwowano zjawisko obniżenia stężeń azotanów(V)<br />

w obu badanych zbiornikach wodnych do wartości niewykrywalnych stosowaną<br />

metodą analityczną, co mogło być związane z intensywnym pobieraniem przez rośliny<br />

składników pokarmowych oraz rozwojem biomasy. Największe natomiast stężenia azotanów(V),<br />

wynoszące 17,265 mg NO 3-<br />

/dm 3 , oznaczono w lipcu w pierwszym punkcie poboru,<br />

zlokalizowanym na Zalewie Sokólskim, oraz 5,75 mg NO 3-<br />

/dm 3 – w drugim punkcie<br />

poboru Zalewu Czapielówka. Tak duże wartości są związane najprawdopodobniej z obszarowym<br />

zanieczyszczeniem pochodzenia antropogenicznego. Możliwe, że ze względu<br />

na bliskość łąk i pastwisk w zlewni pośredniej zbiornika Czapielówka oraz zlewni<br />

bezpośredniej zbiornika w Sokółce nastąpiło wymywanie tej formy azotu na skutek intensywnych<br />

opadów atmosferycznych po okresie nawożenia między kolejnymi pokosami.<br />

Przeprowadzona trójczynnikowa analiza wariancji udowodniła istotne różnice wartości<br />

średnich stężeń fosforanów przy poziomie ufności α=0,05 w zależności od terminu poboru<br />

próbek oraz przy poziomie ufności α=0,01 w zależności od zbiornika (tab. 1).<br />

W Zalewie Sokólskim średnie stężenie fosforanów, wynoszące w maju 0,817 mg<br />

3-<br />

PO 4<br />

/dm 3 , stopniowo się zwiększało aż do sierpnia, kiedy to osiągnęło największą wartość<br />

1,500 mg PO 4<br />

3-<br />

/dm 3 (tab. 1). Od września zaobserwowano ponowne zmniejszenie<br />

stężenia fosforanów. W zbiorniku w Czarnej Białostockiej średnie stężenia wahały się<br />

3-<br />

w zakresie 0, 0,167–0,827 mg PO 4<br />

/dm 3 . W badanych próbkach stwierdzono nieregularne<br />

zróżnicowanie stężeń żelaza oraz manganu wahających się odpowiednio w zakresie<br />

0,02–0,7 mg Fe/dm 3 oraz 0,026–0,137 mg Mn/dm 3 w Zalewie Sokólskim oraz<br />

0,01–0,44 mg Fe/dm 3 i 0,015–0,28 mg Mn/dm 3 w zbiorniku Czapielówka, co może wskazywać<br />

na zmienne warunki panujące zarówno w obu akwenach, jak i w zlewniach.<br />

Na podstawie trójczynnikowej analizy wariancji średnich wartości żelaza można stwierdzić<br />

ich istotne zróżnicowanie, o poziomie ufności α=0,05 ze względu na terminy poboru<br />

próbek do badań oraz o poziomie ufności α=0,01 ze względu na punkty poboru oraz rodzaj<br />

zbiornika i termin poboru (tab.1). Na podstawie trójczynnikowej analizy wariancji wartości<br />

średnich stężeń manganu nie udowodniono istotnych różnic. Brak danych dotyczących ilości,<br />

a zwłaszcza stanu technicznego przydomowych zbiorników na ścieki, nie pozwala jednoznacznie<br />

oszacować wpływu tego źródła zanieczyszczeń na jakość wód w badanych<br />

zbiornikach.<br />

Istotny problem stwarzają ładunki obszarowe, stanowiące znaczny, nieraz dominujący<br />

składnik zanieczyszczeń dopływających bezpośrednio do zbiorników lub też do ich zlewni.<br />

W istotnym stopniu może te ładunki zanieczyszczeń zmniejszyć właściwa gospodarka wodno-ściekowa<br />

i poprawa infrastruktury sanitarnej na terenach rolniczych oraz tworzenie barier<br />

roślinnych wokół zbiorników.<br />

489

Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Uzyskane wyniki badań charakteryzują znaczne wahania wartości badanych parametrów,<br />

których zmiany w znacznym stopniu były uzależnione od zbiornika, punktu i terminu<br />

poboru próbek oraz warunków pogodowych danej pory roku.<br />

2. W obu zbiornikach zaobserwowano w okresie letnim i wczesno-jesiennym pogorszenie<br />

większości parametrów decydujących o jakości wód.<br />

3. Rekreacyjne wykorzystanie akwenów ma istotny wpływ na jakość wód.<br />

4. Znacznie większe stężenia związków biogennych charakteryzowały zbiornik w Sokółce,<br />

co mogło być związane z rolno-leśnym charakterem zlewni bezpośredniej.<br />

5. Czynnikami najbardziej obniżającymi ocenę jakościową wody w obu zbiornikach okazały<br />

się: odczyn, barwa, fosforany, azot Kjeldahla oraz ChZT-Mn.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Bogdał A., Ostrowski K. 2008. Ocena przydatności wody potoku Rygliczanka do magazynowania<br />

w zbiorniku małej retencji, Gaz, Woda i Technika Sanitarna nr 9: 43–46.<br />

Friedl G., Wuest A. 2002. Disrupting biogeochemical cycles – Consequences of damming.,<br />

Aquat. Sci. 64: 55–65.<br />

Gałczyńska M., Wybieralski J. 2004.Changes of N and P compounds content In water-eyelets<br />

In Western Pomerania. W: Górecki H. (red.) i in. Chemistry for agriculture.<br />

New agrochemicals and their safe use for health and environment 5. Jesenik, Czech<br />

Republik: 439–444.<br />

Gromiec M., Dojlido J. 2006. Zmiany jakości wody wybranych zbiorników wodnych.<br />

IMiGW, Warszawa.<br />

Hermanowicz W., Dojlido J., Dożańska W., Koziorowski B., Zerbe J. 1999. Fizyczno-chemiczne<br />

badanie wody i ścieków, Wyd. Arkady, Warszawa.<br />

Kiryluk A., Jaźwiński H. 2006. Eutrophicatin of surfach waters on post-Bog meadow<br />

ekosystem performed in varius manners, Polish Journal of Environmental Studies vol.<br />

15, No 5d: 378–383.<br />

Koc J., Solarski K., Rochwerger A. 2005. Wpływ systemu melioracyjnego na wielkość<br />

i sezonowość odpływu azotanów z gleb uprawnych, J. Elementom. 10(2): 349–358.<br />

Koszelnik P., Tomaszek J. 2007. Origin and seasonal Variability of Nutrient Loads from<br />

an Agricultural Catchment Area into a Shallow Man-Made Lake. Polish Journal of Environmental<br />

Studies vol.16, No.2A, Part II: 248–251.<br />

490

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Anna Trawczyńska*, Wojciech Tołoczko*, Arkadiusz Niewiadomski*<br />

Zawartość pierwiastków śladowych<br />

w wodach górnej Bzury<br />

The content of trace elements in water<br />

of the upper course of the Bzura river<br />

Słowa kluczowe: rzeka Bzura, jakość wody, metale ciężkie.<br />

Key words: Bzura river, water quality, heavy metals.<br />

In 1996–2004 water of the Bzura river in the area of Zgierz were examined\inspected in three<br />

investigation points: 1 – on the unpolluted part of the river; 2 & 3 – under many sources of<br />

pollutions. The contents of Cu, Zn, Pb and Cd were measured. Since autumn 1996, between<br />

investigation point 1 and points 2 and 3, two chemico-biological wastewater treatment plants<br />

have been working. In spring and summer 1996 before running these plants the analysis of<br />

the water was made twice. The results of the series of the analyses showed a very high content<br />

of heavy metals in the 2nd and 3rd investigation points. The content of Cu was 131–1<strong>40</strong><br />

μg∙dmł, Zn 380–480 μg∙dmł, Pb 19–33 μg∙dmł, Cd 1.2–1.5 μg∙dmł. In the 1st investigation<br />

point the concentration of the above-mentioned elements were much lower. Another analyses<br />

were made in 2000, 2001 and a remarkable improvement of the quality of water of the<br />

Bzura river was noticed. The concentration of Cu was 2.5–4.9 μg∙dmł, Zn <strong>40</strong>–70 μg∙dmł, Pb<br />

1.0–3.8 μg∙dmł, Cd lower than 0,5 μg∙dmł. The analyses conducted in 2004 showed regrowth<br />

of the quantity of pollution in water of the Bzura river in the examined sector.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Bzura – największa rzeka regionu łódzkiego – lewobrzeżny dopływ Wisły wypływa z zachodniego<br />

stoku Wzgórz Łagiwenickich na wysokości 254 m n.p.m. W górnym biegu rzekę<br />

cechuje stosunkowo duży spadek jak na rzekę niżu, bo wynoszący 7‰. Bzura spełniała nie-<br />

* Dr Anna Trawczyńska, dr Wojciech Tołoczko, dr Arkadiusz Niewiadomski – Zakład<br />

Gleboznawstwa i Geoekologii, Uniwersytet Łódzki, ul. Narutowicza 88, 90-139 Łódź;<br />

tel.: 42 665 59 37; e-mail: trawka7@tlen.pl; e-mail: glebozn@uni.lodz.pl<br />

491

Anna Trawczyńska, Wojciech Tołoczko, Arkadiusz Niewiadomski<br />

gdyś ważną funkcję gospodarczą. Na badanym odcinku rzeki znajdowały się trzy młyny. Wylewy<br />

w okresie spływu wód wiosennych lub większych opadów użyźniały łąki terasy zalewowej.<br />

Na początku lat pięćdziesiątych stwierdzono katastrofalny stan jakości wód rzeki. Intensywny<br />

rozwój przemysłu chemicznego w Zgierzu i Aleksandrowie Łódzkim, wylewiska ścieków<br />

dowożonych z całego regionu i brak oczyszczalni zamieniły górny odcinek rzeki w kanał<br />

ściekowy [Burchard 2002]. Analizy składu chemicznego wody przez wiele lat wykazywały<br />

brak składników biogennych i tlenu oraz przekroczenie dopuszczalnych stężeń wszystkich<br />

wskaźników czystości wód powierzchniowych. Jak podaje Wojewódzki Inspektorat Środowiska<br />

w Łodzi (WIOŚ), w Bzurze poniżej Zgierza udział wód naturalnych wynosił zaledwie<br />

ok. 6%. Pozostałą objętość przepływu stanowiły ścieki. Przed pogłębieniem i wyprostowaniem<br />

koryta – na początku lat sześćdziesiątych – rzeka wylewała, powodując olbrzymią<br />

degradację gleb doliny, która na wiele lat stała się nieużytkiem [Moraczewski 1962]. Jeszcze<br />

w pierwszej połowie lat dziewięćdziesiątych Bzura bardziej przypominała cuchnący kolektor<br />

niż rzekę.<br />

W ostatnich latach odnotowano radykalną poprawę jakości wód Bzury. Jest to niewątpliwie<br />

efekt konkretnych działań i inwestycji w zakresie gospodarki wodno-ściekowej górnej<br />

Bzury. W roku 1996 uruchomiono w Zgierzu i Aleksandrowie Łódzkim chemiczno-biologiczne<br />

oczyszczalnie ścieków, zlikwidowano również wylewisko. Wyraźna poprawa jakości wód<br />

może być także rezultatem głębokiej recesji przemysłu [Burchard 2002].<br />

Celem prezentowanych w niniejszym opracowaniu badań była ocena stanu jakości wód<br />

rzeki Bzury po uruchomieniu wspomnianych oczyszczalni. W badaniach uwzględniono wiele<br />

właściwości chemicznych, będących wskaźnikami czystości wód [Trawczyńska 2001].<br />

Przedmiotem niniejszego opracowania jest analiza zawartości metali ciężkich, nieoznaczanej<br />

nigdy wcześniej na badanym odcinku rzeki.<br />

2. Metodyka i materiały<br />

Badania prowadzono w latach 1996, 2000, 2001 i 2004, w różnych porach roku. Wyznaczone<br />

punkty poboru wód do analiz nawiązują do prowadzonych na tym obszarze badań wód gruntowo-glebowych<br />

i gleb terasy zalewowej. Kompleksowa ocena skutków degradacji środowiska<br />

glebowego terasy zalewowej zawierała między innymi także zawartości metali ciężkich w glebach<br />

i wodach glebowo-gruntowych [Trawczyńska, Tołoczko 2005]. Pierwszy punkt pomiarowy:<br />

Zgierz-Krzywie, zlokalizowano powyżej zrzutu ścieków, kilka kilometrów od źródła rzeki, traktując<br />

wyniki analiz w tym punkcie jako naturalne tło porównań. Drugi i trzeci punkt pomiarowy: odpowiednio<br />

Zgierz-Aniołów i Karolew, zlokalizowano na rzece silnie zanieczyszczonej.<br />

W roku 1996 dwukrotnie wykonano analizę składu chemicznego wód rzeki, a następnie<br />

badania powtórzono w latach 2000, 2001 i 2004. Należy sądzić, że wyniki analiz z 1996 r.<br />

na stanowiskach Zgierz-Aniołów i Karolew ilustrują stan jakości wód Bzury jeszcze sprzed<br />

uruchomienia oczyszczalni.<br />

492

Zawartość pierwiastków śladowych w wodach górnej Bzury<br />

Przedmiotem niniejszego opracowania jest zawartość w wodzie rzecznej wybranych<br />

kationów, w tym metali ciężkich: miedzi, cynku, ołowiu i kadmu. Przedstawiono także zawartości<br />

potasu, sodu, magnezu i wapnia, traktując te oznaczenia jako uzupełnienie obrazu<br />

obciążenia rzeki ściekami.<br />

Całkowitą zawartość kationów oznaczono metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej.<br />

Wyniki oceniono, porównując je z normami dopuszczalnych stężeń (wskaźnikami czystości)<br />

dla wód powierzchniowych [Rozporządzenie Ministra Środowiska... 2004]. W ocenie<br />

stopnia zanieczyszczenia wód Bzury poniżej Zgierza bardzo ważnym elementem było<br />

porównanie wyników analiz ze stanowiskiem kontrolnym – Zgierz-Krzywie. Niewielka liczba<br />

wyników nie wymagała opracowań statystycznych.<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Badania z roku 1996 wykazały niepokojąco wysoką zawartość metali ciężkich w wodach<br />

rzeki, na stanowisku drugim – Zgierz-Aniołów (tab. 1). Szczególnie stężenia miedzi i cynku były<br />

bardzo wysokie, odpowiadające V klasie czystości. Także stężenia ołowiu i kadmu w tym punkcie<br />

pomiarowym należy uznać za bardzo niebezpieczne (III i IV klasa czystości). Zawartości pozostałych<br />

kationów – zwłaszcza wapnia i sodu – potwierdzały duże obciążenie rzeki ściekami.<br />

Kilkanaście kilometrów w dół rzeki, na stanowisku Karolew, nie stwierdzono jeszcze wyraźnej<br />

poprawy – w porównaniu z wynikami w punkcie kontrolnym rzeka była silnie zanieczyszczona.<br />

Tabela 1. Zawartość wybranych kationów w wodach Bzury<br />

Table 1. The content of some cations in Bzura water<br />

Stanowisko<br />

1. Zgierz<br />

Krzywie<br />

1. Zgierz<br />

Aniołów<br />

3. Karolew<br />

Data poboru<br />

prób<br />

Rodzaj oznaczenia<br />

K + Na + Mg +2 Ca +2 Cu +2 Zn +2 Pb +2 Cd +2<br />

mg·dm −3<br />

µg·dm −3<br />

VI.1996 3,1 8,5 3,5 29,5 10,0 50,0 2,1 < 0,5<br />

X.1996 2,5 9,9 4,0 31,9 13,0 60,0 2,0 < 0,5<br />

XI.2000 3,3 12,7 6,4 76,0 < 1,0 10,0 < 1,0 < 0,5<br />

IV.2001 3,8 13,0 5,7 56,0 1,4 30,0 < 1,0 < 0,5<br />

X.2004 2,0 11,2 5,8 53,8 10,3 5,8 0,8 < 0,5<br />

VI.1996 41,2 285,1 51,8 200,1 1<strong>40</strong>,0 480,0 33,0 1,5<br />

X.1996 31,2 222,5 49,5 207,6 131,0 380,0 19,0 1,2<br />

XI.2000 16,8 144,0 9,7 116,0 2,5 <strong>40</strong>,0 < 1,0 < 0,5<br />

IV.2001 8,5 59,0 7,9 72,5 2,6 60,0 3,0 < 0,5<br />

X.2004 17,6 135,9 8,4 73,4 134,3 124,4 6,3 0,9<br />

VI.1996 2,8 230,9 15,3 59,3 51,0 160,0 9,1 0,7<br />

X.1996 1,2 200,0 8,3 51,6 45,0 150,0 7,0 0,5<br />

XI.2000 10,2 80,0 9,9 69,0 2,6 50,0 3,8 < 0,5<br />

IV.2001 6,5 30,1 8,0 68,5 4,9 70,0 3,2 < 0,5<br />

X.2004 12,2 103,3 8,8 61,2 36,9 53,7 3,2 < 0,5<br />

493

Anna Trawczyńska, Wojciech Tołoczko, Arkadiusz Niewiadomski<br />

Analiza wyników badań z roku 2000 i 2001 wykazała bardzo wyraźne zmniejszenie zawartości<br />

w wodach Bzury wszystkich analizowanych pierwiastków. Najbardziej znaczące<br />

zmiany dotyczyły stężeń metali ciężkich. Uzyskane wyniki były zbliżone do ich zawartości<br />

w punkcie pomiarowym nr 1 – Zgierz Krzywie i odpowiadały normom I klasy czystości wód<br />

powierzchniowych.<br />

W wynikach badań z 2004 r., stwierdzono pewne pogorszenie stanu wód, zwłaszcza jeżeli<br />

chodzi o zawartość miedzi w punkcie badawczym nr 2 – Zgierz Aniołów, która bardzo<br />

wyraźnie zwiększyła się, osiągając poziom z 1996 r. Odnotowano także nieznaczne zwiększenie<br />

stężeń kadmu, cynku i ołowiu. W punkcie pomiarowym nr 3 – Karolew tendencje do<br />

poprawy jakości wód zostały zachowane, za wyjątkiem miedzi i sodu.<br />

Przyczyna tego niepokojącego zjawiska może tkwić w osadach dennych rzeki, w których,<br />

jak wykazało wiele badań, zanieczyszczenia – zwłaszcza metale ciężkie – ulegają silnej<br />

kumulacji [Kabata-Pendias, Pendias 1993]. W wyniku turbulencji łatwo przemieszczają<br />

się z najdrobniejszymi cząstkami osadów dennych do wody rzecznej. Nie można też wykluczyć<br />

innych źródeł zanieczyszczenia, np. nielegalnych zrzutów ścieków.<br />

Zanieczyszczenie górnych odcinków rzek metalami ciężkimi, to w rezultacie zagrożenie<br />

dla znacznej części ich dorzeczy. Procesy fluwialne, erozja i transport rzeczny powodują<br />

przenoszenie zanieczyszczeń na dolne odcinki rzek i tam, przy małej prędkości przepływu<br />

i w czasie wezbrań, deponowanie na równinach zalewowych [Klimek, Macklim 1991].<br />

Badania Klimka [1991] dowiodły, że zakłócenie równowagi w ekosystemie rzek przez<br />

silnie degradujące czynniki, jakimi niewątpliwie są nadmierne stężenia metali ciężkich, powodują<br />

zmiany utrzymujące się długo po wyeliminowaniu źródła czynnika degradującego.<br />

Wody i aluwia górnej Bzury są tego nader wymownym przykładem.<br />

Zanieczyszczenie wód metalami ciężkimi jest niebezpiecznie z tego względu, że w naturalnych<br />

procesach samooczyszczania zanieczyszczenia te nie ulegają likwidacji, a na skutek<br />

zachodzących reakcji, wchodząc w połączenia z organicznymi i nieorganicznymi związkami,<br />

mogą się kumulować w łańcuchu pokarmowym [Kabata-Pendias, Pendias 1993].<br />

Dotychczas niewiele jeszcze wiadomo o faktycznym oddziaływaniu na środowisko<br />

wodne dużych koncentracji metali ciężkich. Niełatwe jest także ustalenie skutków ich podwyższonych<br />

stężeń, przede wszystkim dlatego, że szkodliwość metali ciężkich na ogół<br />

ujawnia się dopiero po dłuższym okresie oddziaływania. Stąd też niezmiernie trudnym<br />

zagadnieniem jest właściwe ustalenie dopuszczalnych norm dla metali ciężkich, szczególnie<br />

z uwzględnieniem ich wzajemnego synergistycznego oddziaływania, np. Cu i Cd,<br />

i zróżnicowanej toksyczności form jonowych i połączeń metalo-organicznych [Harbner,<br />

Norman 1974].<br />

Naturalną zawartość miedzi w wodach rzecznych określa się na kilka do kilkunaście<br />

µg·dm -3 . Nadmiar tego pierwiastka w wodzie jest bardzo szkodliwy dla biologicznej aktywności<br />

wody i procesów jej samooczyszczania [Kabata-Pendias, Pendias 1993]. Stopień toksyczności<br />

cynku w wodzie na ogół nie jest duży, zależy od formy jonowej i odczynu wody.<br />

494

Zawartość pierwiastków śladowych w wodach górnej Bzury<br />

Jego zawartość w wodach podlega dużemu zróżnicowaniu, naturalne stężenie określa się<br />

na ok. 10 µg·dm -3 . Toksyczność kadmu w podwyższonych ilościach jest bardzo duża ze<br />

względu na jego mobilność i łatwe przechodzenie do łańcucha żywieniowego. Naturalna zawartość<br />

ołowiu w wodach powierzchniowych jest mała, ponieważ większość związków tego<br />

metalu trudno rozpuszcza się w wodzie. Ze względu na powszechne zanieczyszczenie wód<br />

powierzchniowych ołowiem wartości stężeń naturalnych tego pierwiastka są trudne do ustalenia.<br />

Jak podaje Kabata-Pendias [1993] w rzekach zanieczyszczonych zawartość ołowiu<br />

może osiągać stężenie kilkudziesięciu µg·dm -3 .<br />

Wiele badań wskazuje, że najwłaściwszym wskaźnikiem zanieczyszczenia wód powierzchniowych<br />

metalami ciężkimi jest ich zawartość w osadach dennych. Stężenie większości<br />

z nich jest na ogół prostą funkcją odległości od miejsca zrzutu ścieków [Kabata-Pendias,<br />

Pendias 1993, Klimek,1991].<br />

4. Wnioski<br />

1. Wody Bzury poniżej Zgierza do niedawna zawierały niebezpieczne dla środowiska zawartości<br />

niektórych metali ciężkich – szczególnie miedzi.<br />

2. Badania w latach 2000 i 2001 wykazały radykalną poprawę jakości wód; oznaczone ilości<br />

metali ciężkich odpowiadały I klasie czystości wód powierzchniowych.<br />

3. Pogorszenie wyników analiz w 2004 r. wskazuje na konieczność stałego monitoringu<br />

czystości wód i osadów dennych górnej Bzury.<br />

Piśmiennictwo<br />

Burchard J. 2002. Ocena jakości wód powierzchniowych w Polsce w latach 1991–2000.<br />

Stan i antropogeniczne zmiany jakości wód w Polsce, t. II Wydawnictwo Uniwersytetu<br />

Łódzkiego: 120–135.<br />

Harber K., Normann S. 1974. Metallsupren im Wasser, ihre Herkunft, Wirkung und Verbreitung.<br />

Jhrb. Vom Wasser 35: 62–65.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />

Klimek K., Macklin M. 1991. Eksploatacja Śląsko-Krakowskich złóż cynku i ołowiu jako<br />

źródło metali ciężkich w aluwiach górnej Wisły. Krajowa Konferencja nt. Geologiczne<br />

aspekty ochrony środowiska. Wydawnictwo AGH, Kraków: 7–12.<br />

Moraczewski R., Borkowski D. 1962. Działanie ścieków przemysłowych na łąki<br />

w dolinie górnej Bzury. Ekologia Polska–seria A, tom X: 1–23.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji<br />

dla prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych i sposobu prowadzenia<br />

monitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu<br />

tych wód. Dz.U. <strong>Nr</strong>. 32, poz. 284.<br />

495

Anna Trawczyńska, Wojciech Tołoczko, Arkadiusz Niewiadomski<br />

Trawczyńska A. 2001. Stan czystości wód Bzury w okolicach Zgierza. XII Ogólnopolska<br />

Konferencja Naukowa nt. Chemizm opadów atmosferycznych wód powierzchniowych<br />

i podziemnych. Łódź: 28–29.<br />

Trawczyńska A., Tołoczko W. 2005. Content Cu, Pb, Zn i Cd in soil and gronud water<br />

of the soil of Bzura river waley. Chemia i Inżynieria Ekologiczna 12 (1–2), 121–126.<br />

Komunikaty o stanie czystości wód zlewni rzeki Bzury w latach 1996–2007. Wojewódzki<br />

Inspektorat <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Łódź.<br />

496

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Elżbieta Kulikowska-Karpińska*, Krzysztof Kłusewicz*<br />

OCENA CHEMICZNYCH ZANIECZYSZCZEŃ WÓD SZTUCZNEGO<br />

ZBIORNIKA W SIEMIANÓWCE W LATACH 2007–2008<br />

ESTIMATION OF CHEMICAL CONTAMINATION IN SIEMIANÓWKA<br />

WATERS IN YEARS 2007–2008<br />

Słowa kluczowe: woda, azotany, fosforany, metale ciężkie.<br />

Key words: water, nitrate, phosphate, heavy metals.<br />

The aim of the work was estimation of chemical pollution in water of Siemianówka in years<br />

2007–2008. In the water sample the concentration of nitrate (III) and nitrate (V), phosphate, lead<br />

and cadmium were determined. In the water of Siemianówka the concentration of nitrate(III)<br />

and nitrate (V) as well as concentration of phosphate (PO 4<br />

) depended an year season. The<br />

most higher concentration estimated compound were observed in the winter, the lowest in the<br />

spring. The concentrations of nitrate (III) were corresponded with norms of class I and II of the<br />

water purity. The concentration of nitrate (V) were high and corresponded with norms of IV and<br />

V class of water purity. The lead concentration was low and in 100% corresponded with year<br />

season and for this reason belongs to class I, II, and III of surface water purity.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

W latach sześćdziesiątych XX w. w województwie białostockim (obecne podlaskim)<br />

wzrosło zapotrzebowanie na zwiększenie zasobów wodnych. Przyczyną były perspektywiczne<br />

plany intensywnego prowadzenia rolnictwa oraz konieczność zaopatrzenia w wodę<br />

rozwijających się w tym regionie ośrodków przemysłowych [Górniak 2006]. Plan gospodarki<br />

wodnej opracowany w latach 1963–1964 wykazał, że w zlewni górnej Narwi występują<br />

deficyty wody w wysokości 165 m 3 /rok [Sokołowski 1999]. Zbiornik retencyjny miał zbilansować<br />

przyszłe zapotrzebowanie na wodę w 80%. Projekt Zbiornika Siemianówka wybra-<br />

* Dr hab. Elżbieta Kulikowska-Karpińska, mgr Krzysztof Kłusewicz – Zakład Toksykologii,<br />

Uniwersytet Medyczny w Białymstoku, ul. Kilińskiego 1, 15-089 Białystok;<br />

tel.: 85 748 56 04; e-mail: ekotoksylogia@wp.pl<br />

497

Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Krzysztof Kłusewicz<br />

no kierując się najkorzystniejszymi parametrami topograficznymi oraz techniczno-ekonomicznymi<br />

(rys.1).<br />

Rys. 1. Zbiornik Siemianówka<br />

Fig. 1. Water reservoir Siemianówka<br />

Rys.1. Zbiornik Siemianówka.<br />

kt podzielony Obiekt jest podzielony na basen jest główny na basen główny, rozciągający się od zapory czołowej czołowej do nasypu do nasypu<br />

lejowej Siemianówka-Cisówka oraz basen wschodni, okresowo zalewany. Płytki basen<br />

ni rozciąga się od linii kolejowej do granicy państwa z Białorusią. Rzekami<br />

linii kolejowej Siemianówka-Cisówka, oraz basen wschodni, okresowo zalewany. Płytki basen<br />

wschodni rozciąga się od linii kolejowej do granicy państwa z Białorusią. Rzekami zasilającymi<br />

zbiornik są: Narew, Pszczółka, Cisówka, Kołanka, Budy, Bachury i Babia Góra [Ocena<br />

jakości wód... 2008]. Pojemność maksymalna zbiornika (przy maksymalnej rzędnej pię-<br />

cymi zbiornik trzenia są: 145 m Narew, n.p.m.) wynosi Pszczółka, 79,5 mln Cisówka, m 3 . Długość Kołanka, zalewu wynosi Budy, 13,5 km, Bachury, szerokość od Babia Góra<br />

2008]. Pojemność maksymalna zbiornika (przy maksymalnej rzędnej piętrzenia 145m<br />

0,8 km do 4,5 km. Głębokość zależna jest od rzędnej piętrzenia, a jej uśredniona wartość wynosi<br />

2,5 m, przy czym maksymalna głębokość to 8 m. Zalew zajmuje powierzchnię 3250 ha<br />

[Górniak 2006, Sokołowski 1997]. Czasze obiektu wypełnia fragment doliny pokrytej torfami<br />

wynosi 79,5 mln m 3 . Długość zalewu wynosi 13,5 km, szerokość od 0,8 km do 4,5<br />

do 1,7 m miąższości, pod którymi zalegają plejstoceńskie piaski i gliny [Górniak 1992]. Tere-<br />

ębokość zależna ny zajęte jest przez od zbiornik rzędnej w większości piętrzenia, były obszarami a jej uśredniona podmokłymi o wartość charakterze wynosi bagienno-<br />

2,5 m, przy<br />

torfowym, wykorzystywanymi jako użytki zielone [Ocena jakości wód rzeki Narew... 1994].<br />

aksymalna głębokość to 8 m. Zalew zajmuje powierzchnię 3250 ha [Górniak 2006,<br />

2. CEL, MATERIAŁY I METODY<br />

wski 1997]. Czasze obiektu wypełnia fragment doliny pokrytej torfami do 1,7 m<br />

ości, pod którymi<br />

Celem niniejszej<br />

zalegają<br />

pracy<br />

plejstoceńskie<br />

była ocena zanieczyszczeń<br />

piaski i<br />

chemicznych<br />

gliny [Górniak<br />

wód sztucznego<br />

1992].<br />

Zbior-<br />

Tereny zajęte<br />

nika Siemianówka w latach 2007–2008. Wodę do badań pobierano ze Zbiornika Siemia-<br />

biornik w nówka większości w dwóch były punktach obszarami pomiarowych: podmokłymi Bondary i Siemianówka, o charakterze w następujących bagienno-torfowym,<br />

okresach:<br />

wiosna 2007 r. (kwiecień), lato 2007 r. (wrzesień) oraz jesień 2007 r. (listopad), zima<br />

ystywanymi jako użytki zielone [WIOŚ 1994].<br />

2007–2008 r. (grudzień, styczeń, luty i marzec) oraz wiosna 2008 r. (kwiecień).<br />

498

Ocena chemicznych zanieczyszczeń wód sztucznego zbiornika w Siemianówce...<br />

●<br />

●<br />

●<br />

W pobranych próbach wód oznaczano:<br />

stężenie azotanów (III) i azotanów (V) spektrofotometryczną metodą Griessa–Ilosvaya<br />

[Wojciechowska 2003],<br />

stężenie fosforanów (PO 4<br />

) spektrofotometryczną metodą molibdenianową [Siepak<br />

1992],<br />

stężenie kadmu i ołowiu metodą spektrofotometrii atomowo-absorbcyjnej z elektrotermiczną<br />

atomizacją w kuwecie grafitowej – GF ASS [Pinta 1977].<br />

Opracowanie danych przeprowadzono w programie Microsoft Office Excel 2003.<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

W Polsce jest ponad 90 sztucznych zbiorników wodnych. Zbiornik Siemianówka zajmuje<br />

14 miejsce na liście największych zbiorników w kraju, ze zdolnością do gromadzenia<br />

wody wynoszącą 79,5 mln m 3 przy powierzchni 32,5 km 2 [Chełmicki 2002]. Wody zbiorników<br />

zaporowych w Polsce są przeważnie silnie zanieczyszczone. Głównymi przyczynami<br />

zanieczyszczenia zbiorników są:<br />

● dopływy termiczne,<br />

● dopływy substancji toksycznych z przemysłu i rolnictwa,<br />

● kwaśne deszcze,<br />

● zanieczyszczenia nutrienami (głównie rolnictwo i wody ściekowe).<br />

Ocenę chemicznych zanieczyszczeń wód sztucznego zbiornika w Siemianówce rozpoczęto<br />

w kwietniu 2007 r. i zakończono w kwietniu 2008 r. Ze względu na obszerne zagadnienie,<br />

jakie stanowi zanieczyszczenie chemiczne wód, przedmiotem badań w pobranych próbach<br />

wody były stężenia: azotanów (V) i azotanów (III), fosforanów (PO 4<br />

) oraz kadmu i ołowiu.<br />

Wyniki badań przedstawiono w tabeli 1 – wartości badanych parametrów i zakresy stężeń,<br />

oraz na rysunkach 1–5 procent prób należących do poszczególnych klas jakości wód.<br />

Tabela 1. Chemiczne zanieczyszczenia wód Zbiornika Siemianówce w latach 2007–2008<br />

Table 1. Chemical contamination in Siemianówka water in years 2007–2008<br />

L.p.<br />

Okres<br />

pobrania<br />

prób<br />

Miejsce pobrania prób<br />

KNO 3<br />

(V)<br />

[mg/dm 3 ]<br />

NaNO 2<br />

(III)<br />

[mg/dm 3 ]<br />

PO 4<br />

3-<br />

[mg/dm 3 ]<br />

Pb<br />

[µg/dm 3 ]<br />

Cd<br />

[µg/dm 3 ]<br />

1 IV. 2007 Siemianówka 55,0 0,033 0,750 0,752 1,710<br />

2 IX. 2007 Bondary/Siemianówka 66,0 0,022 1,719 1,719 0,326<br />

3 XI. 2007 Siemianówka 85,0 0,013 2,097 2,097 0,611<br />

4 XII. 2007 Bondary/Siemianówka 88,4 0,027 0,122 0,122 0,964<br />

5 I. 2008 Bondary/Siemianówka 100,9 0,035 1,046 1,046 0,766<br />

6 II. 2008 Bondary/Siemianówka 89,8 0,015 0,002 0,002 0,413<br />

7 III. 2008 Bondary/Siemianówka 56,3 0,018 1,254 1,254 0,652<br />

8 IV. 2008 Bondary/Siemianówka 46,3 0,022 0,358 0,358 1,489<br />

Zakres stężeń 46,3–00,9 0,013–0,035 0,002–2,097 0,002–2,097 0,326–1,710<br />

Źródło: opracowanie własne na podstawie uzyskanych wyników.<br />

499

Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Krzysztof Kłusewicz<br />

V klasa<br />

I klasa<br />

IV klasa<br />

V klasa<br />

I klasa<br />

Rys.1. Procentowy rozkład Rys.1. stężeń Procentowy azotanów rozkład (V) stężeń w wodach azotanów Zbiornika (V) SiemianówkaRys..2. Procentowy rozkład st<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

w wodach Zbiornika S<br />

Fig.1. Percentage of concentration of nitrate (V) in water of Siemianówka<br />

IV klasa<br />

Rys..2. Percentage of concent<br />

Rys.1. Percentage of concentration of nitrate (V)<br />

in water of Siemianó<br />

I klasa in water of Siemianówka.<br />

II klasa<br />

Rys.1. Procentowy rozkład stężeń azotanów (V)<br />

Rys..2. Procentowy rozkład stężeń azo<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

w wodach Zbiornika Siemianó<br />

IV klasa<br />

I klasa<br />

Rys..2. Percentage of concentration of<br />

Rys.1.<br />

IV<br />

Percentage<br />

klasa<br />

of concentration of nitrate (V)<br />

in water of Siemianówka.<br />

in water of Siemianówka.<br />

I klasa<br />

Rys. 2. Procentowy rozkład stężeń azotanów (III) w wodach Zbiornika Siemianówka<br />

Fig. 2. Percentage of concentration of nitrate (III) in water of Siemianówka<br />

w (V)<br />

a.<br />

ate (V)<br />

III klasa<br />

Rys..2. Procentowy rozkład stężeń azotanów (III)<br />

II klasa<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka. I klasa<br />

IV klasa<br />

I klasa<br />

Rys..2. Percentage of concentration of nitrate (III)<br />

in water of Siemianówka.<br />

Rys..3. Procentowy rozkład stężeń fosforanów<br />

Rys.4. Procentowy rozk<br />

III klasa w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

w wodach Zbiorn<br />

II klasa<br />

Rys..3. Percentage of concentration of phosphates<br />

in water of Siemianówka.<br />

Rys.4. Percentage of con<br />

in water of Siem<br />

Rys. 3. Procentowy rozkład stężeń fosforanów w wodach Zbiornika Siemianówka<br />

Fig. 3. Percentage of concentration of phosphates in water of Siemianówka<br />

Rys..3. Procentowy rozkład stężeń fosforanów<br />

Rys.4. Procentowy rozkład stęże<br />

I klasa<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

w wodach Zbiornika Siem<br />

Przynależność wód powierzchniowych do klas jakości określono zgodnie z rozporządzeniem<br />

Ministra Środowiska in water of w Siemianówka. sprawie klasyfikacji dla prezentowania stanu<br />

Rys..3. I klasa Percentage of concentration of phosphates<br />

I klasa<br />

Rys.4. wód Percentage powierzchniowych<br />

i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz sposobu interpre-<br />

water of Siemianówka<br />

of concentrati<br />

II kl<br />

tacji wyników i prezentacji stanu tych wód [2004].<br />

Stężenie azotanów (V) w próbach wody pochodzących ze Zbiornika Siemianówka<br />

w latach 2007–2008 mieściło się w granicach 46,3–100,9 mg KNO<br />

II klasa<br />

3<br />

/dm 3 . Stopniowy wzrost<br />

I klasa<br />

II klasa<br />

III klasa<br />

500

stężeń azotanów (V)<br />

Siemianówka.<br />

IV klasa<br />

tration of nitrate (V)<br />

wka.<br />

Rys..2. Procentowy rozkład stężeń azotanów (III)<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

I klasa<br />

Ocena chemicznych Rys..2. zanieczyszczeń Percentage of concentration wód sztucznego of nitrate (III) zbiornika w Siemianówce...<br />

in water of Siemianówka. I klasa<br />

III klasa<br />

stężenia azotanów (V) w badanych wodach odnotowano od września 2007 r. do stycznia<br />

2008 r. Od lutego do kwietnia 2008 r. obserwowano zmniejszenie stężenia azotanów (V)<br />

w wodzie zbiornika. Najmniejsze II klasa stężenie azotanów (V) stwierdzono w kwietniu 2007 r.<br />

i w kwietniu I klasa 2008 r., największe w wodzie zbiornika w styczniu 2008 r.<br />

ys..3. Procentowy rozkład stężeń fosforanów<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

ys..3. Percentage of concentration of phosphates<br />

in water of Siemianówka. II klasa<br />

I klasa<br />

Rys.4. Procentowy rozkład stężeń ołowiu<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

Rys.4. Percentage of concentration of lead<br />

in water of Siemianówka.<br />

Rys. 4. Procentowy rozkład stężeń ołowiu w wodach Zbiornika Siemianówka<br />

stężeń fosforanów Fig. 4. Percentage of concentration Rys.4. Procentowy of lead rozkład in water stężeń of ołowiu Siemianówka<br />

a Siemianówka.<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

I klasa<br />

II klasa<br />

ntration of phosphates<br />

wka.<br />

Rys.4. Percentage of concentration of lead<br />

in water of Siemianówka.<br />

III klasa<br />

Rys. I 5. klasa Procentowy rozkład stężeń kadmu II w klasa wodach Zbiornika Siemianówka<br />

Fig. 5. Percentage of concentration cadmium in water of Siemianówka<br />

Rys..5. Procentowy rozkład stężeń kadmu w wodach Zbiornika Siemianówka.<br />

Procentowy Rys..5. rozkład Percentage stężeń of azotanów concentration (V), cadmium sklasyfikowanych in water of Siemianówka. według obowiązujących<br />

norm jakości wód, w wodach Zbiornika Siemianówka przedstawiono na rysunku 1. Wody,<br />

w których III klasa stężenie azotanów (V) było wyższe niż 50 mg/dm 3 i kwalifikowało je do V klasy jakości<br />

wód powierzchniowych, stanowiły 87,5%. Wody o stężeniu azotanów (V) mieszczącym<br />

się w granicach 26–50 mg/dm³, co odpowiadało IV klasie jakości wód, stanowiły 12,5%. Stężenie<br />

Procentowy azotanów rozkład (III) stężeń w próbach kadmu w wody wodach w Zbiornika okresie Siemianówka. od kwietnia 2007 r. do kwietnia 2008 r. mie-<br />

Rys..5.<br />

ściło się w granicach od 0,013 do 0,035 mg NaNO 2<br />

/dm 3 . Największe stężenie azotanów (III)<br />

Rys..5. Percentage of concentration cadmium in water of Siemianówka.<br />

odnotowano w kwietniu 2007 r. i styczniu 2008 r., najmniejsze natomiast w listopadzie 2007 r.<br />

i w lutym 2008 r. Największy, bo 75% udział stężeń azotanów (III) w badanych wodach, to<br />

wody klasyfikujące się do I klasy jakości wód powierzchniowych. W 25% badanych prób stężenie<br />

azotanów (III) odpowiadało II klasie jakości wód powierzchniowych (rys. 2).<br />

Stężenie fosforanów w wodach pobranych ze Zbiornika Siemianówka w latach 2007–<br />

2008, mieściło się w granicach 0,11–0,74 mg/dm 3 . Duże stężenie fosforanów w badanych<br />

wodach odnotowano we wrześniu i grudniu 2007 r., największe w styczniu 2008 r., natomiast<br />

najniższe, tj. 0,11 mg/dm 3 w marcu 2008 r. Wody, w których stężenie PO 4<br />

było mniejsze<br />

niż 0,2 mg/dm 3 stanowiły 37,5% i odpowiadały I klasie jakości wód. Po 25% stanowiły<br />

8<br />

8<br />

501

Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Krzysztof Kłusewicz<br />

odpowiednio wody II i III klasy jakości wód, a 12,5% to wody mieszczące w IV klasie jakości<br />

wód powierzchniowych (rys. 3).<br />

Spośród wszystkich badanych prób największe stężenia azotanów oraz fosforanów odnotowano<br />

w okresie zimowym. Należy sądzić, że zwiększenie stężenia wymienionych substancji<br />

zawierających biogeny jest spowodowane zimową stagnacją, którą charakteryzuje<br />

obniżona wegetacja organizmów [Dijlido 1995]. W okresie od lutego do kwietnia 2008 r. odnotowano<br />

niższe stężenia azotanów i fosforanów w stosunku do grudnia 2007 r. i stycznia<br />

2008 r. Najprawdopodobniej jest to konsekwencją pobierania i zużywania tych związków<br />

w okresie wiosenno-letnim przez rozwijające się organizmy zasiedlające zbiornik [Chełmicki<br />

2002, Dojlido 1995]. Stężenia azotanów (III) w badanych próbach wody (niezależnie od<br />

pory okresu badawczego) zawierają się w przedziałach wartości odpowiadającym I i II klasie<br />

jakości wód powierzchniowych. Można przypuszczać, że azotany (III), będąc związkami<br />

nietrwałymi, przejściowymi w reakcjach biochemicznych utleniania amoniaku, w warunkach<br />

tlenowych i w obecności mikroorganizmów są przekształcane w azotany (V) [Gorlach<br />

2002]. Potwierdzeniem tego zjawiska może być odnotowany wysoki poziom stężeń azotanów<br />

(V) w badanych próbach wody podczas całego okresu badawczego.<br />

Najniższe stężenia fosforanów odnotowano w okresie od lutego do kwietnia 2008 r. Należy<br />

sądzić, że fosforany podobnie jak związki azotu, w okresach wczesnej wiosny są zużywane<br />

przez organizmy żywe w procesach wegetacji. Obserwowane wysokie stężenie fosforanów<br />

w listopadzie 2007 r. może być konsekwencją niskiego stanu wód w tym okresie na<br />

Zbiorniku Siemianówka.<br />

Stężenie ołowiu w wodach pobranych ze Zbiornika Siemianówka w latach 2007–2008<br />

mieściło się w granicach 0,002–2,097 µg/dm 3 . Największe wartości stężeń ołowiu odnotowano<br />

we wrześniu i listopadzie 2007 r., najmniejsze, wręcz śladowe ilości stwierdzono w lutym<br />

2008 r.<br />

Stężenia ołowiu mimo wahań wartości w poszczególnych próbach wody pobranych<br />

w różnych porach roku nie przekroczyły 10 µg/dm 3 i w 100 procentach odpowiadały I klasie<br />

jakości wód powierzchniowych (rys. 4). Odnotowane niskie stężenie ołowiu w badanych wodach<br />

wynika prawdopodobnie z braku przemysłu w tym rejonie, a także z niskiej aktywności<br />

ruchu samochodowego w okolicach obiektu [Ocena czystości wód... 2008, Sokołowski 1997].<br />

Stężenie kadmu w badanych próbach mieściło się w granicach 0,326–1,710 µg/dm 3 .<br />

W 25 procentach badanych prób stężenie kadmu zawierało się w I klasie, w 50 procentach<br />

w II klasie i w 25 procentach w III klasie jakości wód powierzchniowych (rys. 5). Najwyższe<br />

stężenia kadmu odnotowano w kwietniu w 2007 i w kwietniu 2008 r. W tych miesiącach stężenie<br />

kadmu w badanych wodach kwalifikowało je do III klasy jakości wód. W okresie od<br />

września 2007 r. do marca 2008 r. wartości stężeń odpowiadały I i II klasie jakości wód. Można<br />

przypuszczać, że obserwowane duże stężenia kadmu w badanych wodach mają związek<br />

z obecnością substancji azotowych (azotany (V), azotany (III), amoniak) i humusowych<br />

w wodach Zbiornika Siemianówka, a także z właściwościami chemicznymi samego kadmu.<br />

502

Ocena chemicznych zanieczyszczeń wód sztucznego zbiornika w Siemianówce...<br />

Substancje humusowe powstają w procesie przemian związków organicznych zawartych<br />

w szczątkach roślinnych i zwierzęcych. Mają one charakter kwasów organicznych i wykazują<br />

zdolność tworzenia stosunkowo trwałych połączeń z metalami ciężkimi, zwiększając ich zawartość<br />

w wodzie. Substancje te występują głównie w wodach spływających z terenów bagiennych<br />

i torfowisk [Kaleta 2004]. W wodach Zbiornika Siemianówka substancje humusowe<br />

pochodzą z wód Narwi, przepływającej przez bagnisto-torfowe tereny na obszarze Białorusi,<br />

oraz z rozkładających się pokładów torfu na dnie zbiornika. Na stężenie kadmu w wodach<br />

zbiornika wpływają również związki azotu, uwalniające się w trakcie obumierania organizmów<br />

roślinnych i zwierzęcych [Ocena czystości wód... 2008]. Kadm nie utrzymuje się<br />

długo w toni wodnej, ponieważ jest wytrącany lub adsorbowany przez osady denne. Pozostaje<br />

w osadach dennych, jeżeli woda ma odczyn obojętny bądź zasadowy [Dojlido 1995].<br />

Stężenia substancji biogennych, azotanów i fosforanów w badanych wodach Zbiornika<br />

Siemianówka potwierdzają jego wysoką trofię, tłumacząc tym samym okresowe zakwity<br />

wody. Problem jego zarastania oraz negatywnego wpływu na środowisko jest poważny.<br />

W roku 2000 rozpoczęto program rekultywacji Zbiornika Siemianówka. Opiera się on<br />

na biomanipulacji gatunkami ryb oraz zabiegami biologiczno-technicznymi [Górniak 2006].<br />

4. PODSUMOWANIE<br />

W wodach Zbiornika Siemianówka stężenia azotanów (III) i azotanów (V) oraz fosforanów<br />

(PO 4<br />

) były zależne od pory roku (okresu wegetacyjnego). Największe stężenia badanych<br />

związków odnotowano w sezonie zimowym, najmniejsze wiosną.<br />

Stężenia azotanów (III) w badanych próbach wody zawierały się w przedziałach wartości<br />

odpowiadających I i II klasie jakości wód powierzchniowych. Stężenie azotanów (V) było<br />

duże i odpowiadało IV i V klasie jakości tych wód.<br />

Stężenie ołowiu było małe i w 100 procentach odpowiadało I klasie jakości wód powierzchniowych.<br />

Wartości stężenia kadmu wykazywały dynamikę zmian w zależności od pory roku, klasyfikując<br />

wody zbiornika do I, II i III klasy jakości wód powierzchniowych.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Chełmicki W. 2002. Woda. Zasoby, degradacja, ochrona. PWN, Warszawa.<br />

Dojlido J.R. 1995. Chemia wód powierzchniowych. Ekonomia i Środowisko, Białystok.<br />

Gorlach E., Mazur T. 2002. Chemia rolna. PWN. Warszawa.<br />

Górniak A. 1992. Nowy zbiornik zaporowy „Siemianówka” na Górnej Narwi. Czasopismo<br />

Geograficzne 63: 234–236.<br />

Górniak A. 2006. Ekosystem zbiornika Siemianówka w latach 1990–2004 i jego rekultywacja.<br />

Uniwersytet w Białymstoku.<br />

503

Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Krzysztof Kłusewicz<br />

Kaleta J. 2004. Substancje humusowe w środowisku wodnym. Zeszyty Naukowe Politechniki<br />

Rzeszowskiej nr 218. Budownictwo i Inżynieria Środowiska 38.<br />

Pinta M. 1977. Absorpcyjna spektrometria atomowa. Zastosowania w analizie chemicznej.<br />

PWN, Warszawa.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji<br />

dla prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobów<br />

prowadzenia monitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu<br />

tych wód. Dz.U. <strong>Nr</strong> 32, poz. 284.<br />

Sokołowski J. 1997. Monografia Zbiornika Wodnego Siemianówka. Wojewódzki Zarząd<br />

Melioracji i Urządzeń Wodnych w Białymstoku. Białystok.<br />

Siepak J. 1992. Fizyczno-chemiczna analiza wód i gruntów. Uniwersytet im. Adama Mickiewicza,<br />

Poznań.<br />

Ocena stanu czystości Zbiornika Siemianówka w 2006 roku. 2008. Biblioteka Monitoringu<br />

Środowiska. WIOŚ, Białystok.<br />

Ocena jakości wód rzeki Narew w profilu granicznym w latach 1977–1993 oraz jakości<br />

wód Zbiornika Siemianówka w latach 1991–1993. 1994. Biblioteka Monitoringu<br />

Środowiska. WIOŚ, Białystok.<br />

Wierzbicki T.L. 1997. Analiza wody i ścieków. Politechnika Białostocka.<br />

Wojciechowska M. 2003. Spektrofotometryczne metody oznaczania azotanów (III), (V)<br />

i tlenków azotu na bazie reakcji Griessa-Ilosvaya. Wiadomości Chemiczne 57: 1181–<br />

1208.<br />

504

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Małgorzata Rauba*<br />

Zawartość związków azotu i fosforu w wodach<br />

gruntowych zlewni użytkowanej rolniczo<br />

na przykładzie zlewni rzeki Śliny<br />

The content of nitrogen phosphorus compounds into<br />

ground waters of catchment area used agriculturally<br />

for example River Ślina<br />

Słowa kluczowe: wody gruntowe, stężenia związków azotu, stężenia związków fosforu,<br />

zlewnia rolnicza.<br />

Key words: ground water, concentrations of nitrogen, concentrations of phosphorus, agricultural<br />

catchment.<br />

The paper were presented the results of the concentrations of nitrogen and phosphorus in<br />

the groundwater of the river catchment saliva, a tributary of the river Narew. The study area<br />

is marked by agricultural use, oriented toward the cultivation of cereals and grasses, and<br />

livestock production. Research area was divided into four transekty in which sa installed<br />

a total of 14 piezometers. The purpose of this study was to examine the impact on the agricultural<br />

use of groundwater, depend on the content of phosphorus and nitrogen compounds<br />

in areas used as pasture and arable land used intensively.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Zawartość związków azotu i fosforu w wodach gruntowych jest przede wszystkim wynikiem<br />

działalności człowieka, ale także efektem naturalnych procesów zachodzących w glebach.<br />

Ich wielkość zależy od rodzaju i zwięzłości gleb, wielkości opadów atmosferycznych,<br />

* Mgr inż. Małgorzata Rauba – Zamiejscowy Wydział Zarządzania Środowiskiem Politechniki<br />

Białostockiej w Hajnówce, ul. Piłsudskiego 8, 17-200 Hajnówka; tel.: 85 682 95 00;<br />

e-mail: mrauba@go2.pl<br />

505

Małgorzata Rauba<br />

intensywności migracji tych związków w profilu glebowym oraz naturalnych potrzeb roślin<br />

i bakterii glebowych. Intensyfikacja produkcji rolniczej wyraźnie zmienia zarówno właściwości<br />

gleb, jak i jakość wód gruntowych, prowadząc w efekcie nie tylko do ich zanieczyszczenia,<br />

ale również przez migrację związków biogennych – do zmian jakości wód powierzchniowych.<br />

Rolnictwo jest uważane za jedno z głównych źródeł zanieczyszczenia wód związkami<br />

azotu i fosforu. Ze spływem powierzchniowym są przemieszczane rozpuszczalne formy<br />

azotu i fosforu oraz unoszony jest lekki, pływający materiał organiczny, jak: resztki roślinne<br />

oraz nawozy organiczne [Sapek 1996].<br />

Zawartość różnych form azotu i fosforu w wodach gruntowych zwiększa się przede<br />

wszystkim przez intensywność spływów podpowierzchniowych, które są uwarunkowane<br />

sposobem użytkowania i wielkością nawożenia. Dlatego tak ważna dla środowiska wodnego<br />

jest umiejętność dobrania odpowiedniej dawki nawozów organicznych i mineralnych<br />

adekwatnie do potrzeb pokarmowych roślin.<br />

2. Teren i metody badań<br />

W pracy omówiono wyniki badań przeprowadzonych na obszarze zlewni rzeki Śliny<br />

stanowiącej jeden z dopływów rzeki Narew. Powierzchnia zlewni wynosi 359,53 km 2 . Jest<br />

to zlewnia o charakterze rolniczym, nastawiona przede wszystkim na produkcję zwierzęcą<br />

krów mlecznych i zbożową.<br />

Badania wód gruntowych wykonywano w latach 2008–2009, w miesiącach: czerwiec,<br />

lipiec, sierpień, wrzesień i listopad w 2008 r. oraz w kwietniu 2009 r. Obszar badań podzielono<br />

na 4 transekty, na których łącznie zainstalowano 14 piezometrów. Piezometry umieszczono<br />

w odległości od 50 do 200 m od rzeki Śliny. Podziału zlewni dokonano na podstawie<br />

zróżnicowania użytkowania oraz zmienności form glebowych.<br />

Na gruntach ornych i łąkach zlewni rzeki Śliny przeważają gleby brunatne, na pastwiskach<br />

i łąkach kośnych natomiast – gleby torfowe i bagienne, z niewielką ilością gleb brunatnych.<br />

Jeżeli chodzi o klasy bonitacyjne na analizowanym obszarze przeważają grunty<br />

orne klas IIIb i IVa oraz użytki zielone klasy IV (tab. 1).<br />

Zainstalowane piezometry wykonane zostały z rur PVC o długości 2 metrów i średnicy<br />

110 mm. Osłonięte zostały korkiem w celu zabezpieczenia wód gruntowych przed ewentualnymi<br />

zanieczyszczeniami fizycznymi. Na wysokości 50 cm od dna wykonano perforacje<br />

w postaci otworów o średnicy 4 mm, w celu lepszego przepływu wody do rur.<br />

W pobranych do analizy próbach oznaczono stężenia azotu amonowego, azotu azotanowy<br />

(V), azotu azotanowego (III) i fosforanów. Badania wykonano na spektrofotometrze<br />

firmy HACH DR/2000.<br />

506

Zawartość związków azotu i fosforu w wodach gruntowych zlewni użytkowanej rolniczo...<br />

Tabela 1. Lokalizacja piezometrów<br />

Tabele 1. Piezometers’ location<br />

Nazwa<br />

Gleby<br />

Użytkowanie<br />

terenu<br />

Średni poziom<br />

wody [cm]<br />

Transekt I:<br />

Łopuchowo<br />

I<br />

II<br />

III<br />

IV<br />

gleba hydrogeniczna torfowo-murszowa<br />

gleba brunatna właściwa, namurszowa<br />

gleba czarna ziemia właściwa<br />

gleba czarna ziemia właściwa<br />

łąka kośna<br />

łąka<br />

pastwisko<br />

pastwisko<br />

52<br />

110<br />

Transekt II:Zawady<br />

V<br />

VI<br />

VII<br />

VIII<br />

gleba brunatna właściwa<br />

gleba brunatna wyługowana wytworzona<br />

z gliny zwałowej<br />

gleba bagienna w fazie akumulacji, torfowo-mułowa<br />

gleba torfowo-murszowa płytka<br />

grunty orne<br />

łąka kośna<br />

pastwisko<br />

łąka kośna<br />

150<br />

Transekt III: Franki-Piaski,<br />

Garbowo Stare<br />

IX<br />

X<br />

XI<br />

gleba brunatna właściwa<br />

gleba płowa właściwa<br />

gleba torfowo-murszowa<br />

łąka kośna<br />

pastwisko<br />

pastwisko<br />

47<br />

Transekt IV:<br />

Jamiołki-Pietrowięta<br />

XII<br />

XIII<br />

XIV<br />

gleba mułowa<br />

gleba brunatna właściwa<br />

gleba brunatna właściwa<br />

pastwisko<br />

pastwisko<br />

łaka<br />

92<br />

Źródło: opracowanie własne.<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Poziom wód gruntowych na analizowanym obszarze jest uzależniony przede wszystkim<br />

od rodzaju gleb i form użytkowania. Waha się on od 47 do 110 cm na obszarach zagospodarowanych<br />

jako pastwiska i łąki kośne na glebach torfowych i bagiennych oraz od 82<br />

do 150 cm na gruntach ornych i łąkach na glebach brunatnych. Niezmiernie ważnym czynnikiem,<br />

od którego zależy głębokość zalegania wód, jest wielkość opadów atmosferycznych.<br />

Rok 2008 był rokiem stosunkowo suchym. Średnia roczna wysokość opadów na analizowanym<br />

terenie wynosiła 64,5 mm. Niskie opady przełożyły się na brak zalegania wód<br />

gruntowych w niektórych piezometrach (2, 3, 5, 6, 10, 13) na głębokości umożliwiającej jej<br />

zbadanie, zwłaszcza na glebach mineralnych.<br />

Początek roku 2009 był bardziej obfity w opady, co znalazło odzwierciedlenie w poziomie<br />

wód gruntowych. Ich poziom wahał się w kwietniu od 50 do 63 cm poniżej powierzchni terenu<br />

(p.p.t.) na glebach torfowych i od 84 do 170 cm p.p.t. na glebach brunatnych zwięzłych.<br />

Zanieczyszczenie azotem. Jednym z najistotniejszych zanieczyszczeń pochodzenia<br />

rolniczego jest azot azotanowy (V). Powstaje on w glebie w wyniku mineralizacji materii organicznej,<br />

w której organiczne formy azotu ulegają w procesie amonifikacji przemianom<br />

w formę mineralną. Powstałe jony amonowe (NH 4+<br />

) ulegają nitryfikacji pod wpływem bak-<br />

507

Małgorzata Rauba<br />

terii nitryfikacyjnych i w reakcji utlenienia tworzą się azot azotanowy (III), a następnie azot<br />

azotanowy (V).<br />

Ilość azotu azotanowego (V) w glebie jest zmienna w ciągu roku. Wiosną jest nieco<br />

większa, ze względu na pewien zapas niewymytego ze strefy korzeniowej azotu azotanowego<br />

(V), który szybko powiększa się wraz z wprowadzeniem do gleby nawozów oraz częściowej<br />

mineralizacji. Ilość nagromadzonego w glebie azotu azotanowego (V) jest maksymalna<br />

przed rozpoczęciem wegetacji [Sapek 1995]. Kumulacja tego związku w glebach<br />

wpływa bezpośrednio na jego zawartość w wodach gruntowych, co widać w prezentowanych<br />

w tabeli 2 wynikach badań [Lipiński 2003]. Na początku czerwca i w kwietniu zawartość<br />

tego związku jest niemal trzykrotnie większa niż w lecie.<br />

Tabela 2. Zawartość azotu azotanowego (V) w wodach gruntowych [mg N-NO 3<br />

/dm 3 ]<br />

Tabele 2. The content of nitrate nitrogen (V) in ground water [mg NO 3<br />

-N/dm 3 ]<br />

Piezometry<br />

Czerwiec<br />

2008 r.<br />

Lipiec/sierpień<br />

2008 r.<br />

Wrzesień<br />

2008 r.<br />

Listopad<br />

2008 r.<br />

Kwiecień<br />

2009 r.<br />

I 1,00 0,50 0,90 1,12 0,60<br />

II 1,10 – – – 0,90<br />

III 0,50 – – – 0,50<br />

IV 0,60 0,<strong>40</strong> 0,90 0,80 0,30<br />

V 16,<strong>40</strong> – – – 9,20<br />

VI – – – – –<br />

VII 0,70 0,10 1,60 0,60 0,10<br />

VIII 1,20 0,20 0,70 0,50 0,70<br />

IX 1,30 – 0,<strong>40</strong> 0,70 1,70<br />

X – – – – 1,80<br />

XI 0,70 0,70 0,10 – 0,00<br />

XII 11,60 10,50 10,70 9,70 10,10<br />

XIII – – – – –<br />

XIV 17,20 0,30 7,50 11,60 8,<strong>40</strong><br />

Źródło: opracowanie własne.<br />

Latem następuje zmniejszenie zawartości azotu azotanowego (V), co jest związane<br />

z intensywnym wzrostem roślin i ich większymi potrzebami żywieniowymi. Jesienią ilość<br />

azotu ponownie się zwiększa, w wyniku nasilenia się procesów mineralizacji i nitryfikacji po<br />

zakończeniu wegetacji.<br />

Nie bez znaczenia ze względu na zawartości związków azotowych w wodach gruntowych<br />

jest rodzaj gleb. Na glebach organicznych zachodzą silne procesy mineralizacyjne, powodujące<br />

nadmierną produkcję związków azotowych w glebach. Zainstalowane na glebach torfowych<br />

i mułowych piezometry, zwierają znacznie więcej azotu azotanowego (V) niż te, które znajdują<br />

się na glebach mineralnych. Wyjątek stanowi piezometr XIV, w którym stwierdzono większe<br />

obciążenie wód gruntowych azotem azotanowym (V), przekraczającym w czerwcu i listopadzie<br />

2008 r. 10 mg N-NO 3<br />

/dm 3 . Tak wysokie stężenie tego związku jest spowodowane nad-<br />

508

Zawartość związków azotu i fosforu w wodach gruntowych zlewni użytkowanej rolniczo...<br />

miernym użyźnianiem gruntów ornych, niemożnością wykorzystania w całości tego składnika<br />

przez rośliny.<br />

Kumulacja związków azotu w glebach prowadzi do ich przemieszczania w głąb profilu<br />

glebowego, co powoduje również zanieczyszczenie głębszych warstw wodonośnych. Należy<br />

pamiętać, że zanieczyszczenie wód gruntowych powyżej 50 mg N- NO 3<br />

/l wyklucza ich<br />

wykorzystanie jako wody do picia [Rozporządzenie Ministra Środowiska... 2007].<br />

Stężenia azotu amonowego w badanych próbach są bardzo różne (tab. 3). Najniższe wartości<br />

zaobserwowano w piezometrze XIV, wahające się od 0,01 mg N-NH 4<br />

/dm 3 w próbce pobranej<br />

w czerwcu 2008 r. do 0,11 mg N-NH 4<br />

/dm 3 w próbie pobranej miesiąc później. Mała zawartość<br />

tego związku wynika prawdopodobnie z szybkiej przemiany do jonów NO 3-<br />

, co wyraża<br />

zwiększenie zawartości tego właśnie związku w tym punkcie. Największe wartości azotu amonowego<br />

natomiast odnotowano w piezometrach zlokalizowanych na glebach organicznych (od<br />

0,43 mg N-NH 4<br />

/dm 3 w próbie pobranej we wrześniu 2008 r. do 4,44 mg N-NH 3<br />

/dm 3 w próbie<br />

kwietniowej z 2009 r. pobranej z piezometru I). Zgodnie z rozporządzeniem Ministra Środowiska<br />

w sprawie kryteriów i sposobu oceny stanu wód podziemnych [Rozporządzenie Ministra Środowiska...<br />

2008], wody gruntowe pod względem zawartości azotu amonowego należą w przewadze<br />

do klasy III i IV.<br />

Tabela 3. Zawartość azotu amonowego w wodach gruntowych [mg N-NH 4<br />

/dm 3 ]<br />

Tabele 3. The content of ammonium nitrogen in ground water [mg NH 4<br />

-N/dm 3 ]<br />

Piezometry<br />

Czerwiec<br />

2008 r.<br />

Lipiec/sierpień<br />

2008 r.<br />

Wrzesień<br />

2008 r.<br />

Listopad<br />

2008 r.<br />

Kwiecień<br />

2009 r.<br />

I 1,60 2,31 0,43 0,51 4,44<br />

II 0,95 – – – 0,56<br />

III 2,51 – – – 0,24<br />

IV 1,06 1,44 0,59 0,60 0,44<br />

V 0,35 – – – 0,42<br />

VI – – – – –<br />

VII 0,65 0,68 0,76 0,62 1,39<br />

VIII 0,92 1,13 1,09 0,98 1,03<br />

IX 1,22 – 1,46 1,31 0,32<br />

X – – – – 1,14<br />

XI 1,80 1,18 1,37 – 1,45<br />

XII 0,89 0,79 0,82 0,76 0,71<br />

XIII – – – – –<br />

XIV 0,01 0,11 0,09 0,05 0,05<br />

Źródło: opracowanie własne.<br />

Azot azotanowy (III) jest formą przejściową przemiany jonów azotu amonowego do jonów<br />

azotanowych (V) (tab. 4). Nawet niskie stężenia azotu azotanowego (III) są dla środowiska<br />

wodnego toksyczne [Hermanowicz 1999]. W badanych próbach najwyższe stężenia<br />

tego związku zaobserwowano w poborze czerwcowym we wszystkich piezometrach (od<br />

509

Małgorzata Rauba<br />

0,001 mg N-NO 2<br />

/dm 3 do 0,123 mg N-NO 2<br />

/dm 3 ), mimo to wodę gruntową można było zakwalifikować<br />

do I i II klasy jakości wód podziemnych. Duża koncentracja azotu azotanowego<br />

(III) nastąpiła w listopadzie w piezometrze XIV – 1,488 mg N-NO 2<br />

/dm 3 , co powoduje, że<br />

w tym punkcie woda należy do V klasy jakości. Trudno jest wyjaśnić przyczynę takiego wysokiego<br />

stężenia azotu azotanowego (III). Ponieważ jednak w punkcie tym stężenie azotu<br />

azotanowego (V) jest również zwiększone, można przypuszczać, że jest to wynik nadmiernego<br />

nawożenia gruntów ornych związkami azotu i przenikaniem ich do wód gruntowych.<br />

Tabela 4. Zawartość azotu azotanowego (III) w wodach gruntowych [mg N-NO 2<br />

/dm 3 ]<br />

Tabele 4. The content of nitrate nitrogen (III) in ground water [mg N-NO 2<br />

/dm 3 ]<br />

Piezometry<br />

Czerwiec<br />

2008 r.<br />

Lipiec/sierpień<br />

2008 r.<br />

Wrzesień<br />

2008 r.<br />

Listopad<br />

2008 r.<br />

Kwiecień<br />

2009 r.<br />

I 0,038 0,038 0,012 0,063 0,017<br />

II 0,043 – – – 0,032<br />

III 0,044 – – – 0,007<br />

IV 0,01 0,026 0,015 0,023 0,006<br />

V 0,123 – – – 0,097<br />

VI – – – – –<br />

VII 0,009 0,009 0,026 0,022 0,006<br />

VIII 0,058 0,013 0,008 0,01 –<br />

IX 0,001 – 0,013 0,014 0,031<br />

X – – – – 0,005<br />

XI 0,028 0,007 0,008 – 0,032<br />

XII 0,118 0,099 0,101 0,11 0,112<br />

XIII – – – – –<br />

XIV 0,002 0,04 0,009 1,488 0,013<br />

Źródło: opracowanie własne.<br />

Zanieczyszczenie fosforem. Kolejnym badanym wskaźnikiem zanieczyszczenia wód<br />

gruntowych jest fosfor. Związki fosforu, mimo że nie są szkodliwe dla zdrowia człowieka, są<br />

niepożądane w wodzie do picia, ponieważ sprzyjają rozwojowi mikroorganizmów. Obecność<br />

tych związków w wodzie przeznaczonej do spożycia budzi także obawy natury higieniczno-<br />

-sanitarnej, zwłaszcza jeżeli występują wraz ze związkami azotowymi [Sieradzki 2005]. Największe<br />

stężenia fosforanów zaobserwowano w piezometrach ulokowanych na glebach organicznych<br />

(tab. 5). Maksymalne wartości stężeń tego związku wystąpiły w czerwcu i wrześniu<br />

2008 r. (odpowiednio 6,04 mg P- PO 4<br />

/dm 3 i 8,44 mg P- PO 4<br />

/dm 3 ), czyli w okresie poza<br />

sezonem wegetacyjnym roślin.<br />

Ponieważ fosfor w przeciwieństwie do azotu jest mniej ruchliwy i w mniejszym stopniu<br />

przemieszcza się w glebie, ma możliwość kumulowania się po rozkładzie związków organicznych.<br />

Ogólnie wody badane w piezometrach można zaliczyć w tym wypadku do IV i V<br />

klasy jakości wody podziemnej.<br />

510

Zawartość związków azotu i fosforu w wodach gruntowych zlewni użytkowanej rolniczo...<br />

Tabela 5. Zawartość fosforanów w wodach gruntowych [mg P-PO 4<br />

/dm 3 ]<br />

Tabele 5. The content of phosphates in ground water [mg P-PO 4<br />

/dm 3 ]<br />

Piezometry<br />

Czerwiec<br />

2008 r.<br />

Lipiec/sierpień<br />

2008r.<br />

Wrzesień<br />

2008 r.<br />

Listopad<br />

2008 r.<br />

Kwiecień<br />

2009 r.<br />

I 4,20 2,05 0,65 3,17 2,38<br />

II 1,90 – – – 1,<strong>40</strong><br />

III 1,88 – – – 4,94<br />

IV 1,56 1,47 8,44 3,50 3,08<br />

V 1,35 – – – 1,57<br />

VI – – – – –<br />

VII 6,04 2,04 2,20 1,08 0,74<br />

VIII 4,24 1,48 1,24 1,74 3,09<br />

IX 1,87 – 0,44 0,13 1,11<br />

X – – – – 0,37<br />

XI 3,14 4,06 0,47 – 0,76<br />

XII 2,74 2,01 1,73 2,43 2,13<br />

XIII – – – – –<br />

XIV 0,18 0,98 0,89 2,22 0,11<br />

Źródło: opracowanie własne.<br />

4. Podsumowanie<br />

Wyniki prezentowanych badań wskazują, że stężenia badanych związków azotu i fosforu<br />

są bardzo zróżnicowane. Ich wielkość jest uzależniona od rodzaju użytków rolnych, rodzaju<br />

gleb oraz opadów atmosferycznych.<br />

Największe stężenia związków fosforu można zaobserwować w piezometrach zainstalowanych<br />

na glebach organicznych, co wynika ze słabego ich przemieszczania w profilu<br />

glebowym i z rozkładu związków organicznych.<br />

Większą koncentrację związków azotu jak i fosforu można zaobserwować w piezometrach<br />

ulokowanych z dala od koryta rzeki, co spowodowane jest niewielką wymianą wody,<br />

zwłaszcza w okresach z niewielką ilością opadów.<br />

Zawartość azotu azotanowego (V), azotu azotanowego (III) i azotu amonowego w większości<br />

badanych prób nie przekracza I klasy jakości wód podziemnych.<br />

Piśmiennictwo<br />

Hermanowicz W., Dojlido J., Dożańska W., Koziorowski B., Zerze J. 1999. Fizyczno-chemiczne<br />

badanie wody i ścieków. Arkady, Warszawa: 88–89.<br />

Lipiński J. 2003. Drenowanie gleb mineralnych, a środowisko przyrodnicze, Wiadomości<br />

Melioracyjne i Łąkarskie 2: 74–76.<br />

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 29 marca 2007 r. w sprawie jakości wody<br />

przeznaczonej do spożycia przez ludzi. Dz.U. 2007 r. <strong>Nr</strong> 61, poz. 417.<br />

511

Małgorzata Rauba<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 23 lipca 2008 r. w sprawie kryteriów i sposobu<br />

oceny stanu wód poziemnych. Dz.U. 2008 r. <strong>Nr</strong> 143, poz. 896.<br />

Sapek B. 1995: Wymywanie azotanów oraz zakwaszenie gleby i wód gruntowych w aspekcie<br />

działalności rolniczej. IMUZ, Falenty: 5.<br />

Sapek B. 1996: Zeszyty edukacyjne 1/96. IMUZ, Falenty: 24.<br />

Sieradzki T. 2005. Wpływ wieloletniego nawożenia gnojówką bydlęcą pastwiska na jakość<br />

wody gruntowej, Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie, Falenty, t.5, z. 1(13). IMUZ, : 77.<br />

512

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Halina Chomutowska*<br />

Wpływ wybranych czynników fizykochemicznych<br />

na bakterioplankton rzeki Rospuda<br />

Influence of physiochemical factor<br />

on bacterioplankton in Rospuda River<br />

Słowa kluczowe: Rospuda, drobnoustroje, stan fizykochemiczny, metale ciężkie.<br />

Key words: Rospuda River, physiochemical factor, bacteria, heavy metals.<br />

Research into connection between a number of micro-organisms and chemical composition<br />

in the bodies of surface water have been conducted for many years. Bacteria are a diversified<br />

group. Besides the typical species, there are also soil and sewage bacteria. The pathogenic<br />

bacteria, mainly intestinal, can also be found. The quantity of bacteria in the flowing<br />

waters is larger in summer than in winter. The main factor regulating its development is water<br />

temperature. An utmost amount of bacteria occurs after the rain – a great number of soil<br />

bacteria are rinsed off from land, which can develop in water for some period. Erosion and<br />

increasing pollution can cause higher concentration of bacteria occurring in rivers. The considerable<br />

influence on the number of micro- organisms has the content of dissolved oxygen,<br />

ammonium nitrogen, nitrates (III) and phosphorus compounds.<br />

The target of research carried out in 2007 was to determine the impact of physicochemical<br />

factor in Rospuda River on the development and the number of psychrophic and mesophilic<br />

bacteria and to describe the mutual correlation between them. Additionally heavy metals<br />

content was tested: Fe, Al, Mn, Cd, Cu, Pb and Zn.<br />

General number of psychrophic and mesophilic bacteria on the selected stands in Rospuda<br />

valley fluctuates from 0,207 to 1,3<strong>40</strong>x10 3 in 1 ml of water. Positive correlation between the<br />

quantity of bacteria and the physiochemical composition of water appeared in case of tem-<br />

* Dr n. med. inż. Halina Chomutowska – Zamiejscowy Wydział Zarządzania Środowiskiem<br />

Politechniki Białostockiej w Hajnówce, ul. Piłsudskiego 8, 17-200 Hajnówka;<br />

tel.: 85 682 95 07; e-mail: wzs.prodziekan@pb.edu.pl<br />

513

Halina Chomutowska<br />

perature and pH, whereas negative in case of the content of dissolved oxygen, nitrates (III)<br />

and nitrates (V).<br />

Heavy metals were found in little quantity: the most iron and manganese were stated (appropriately<br />

Fe 0,005–0,313 mg/dm 3 , Mn 0,001–0,276 mg/dm 3 ), less of zinc, cadium, copper<br />

and lead ( about 0,001–0,009 mg/dm 3 ).<br />

Coliform bacteria were not stated despite the fact that research confirming their presence<br />

were carried on the whole research posts.<br />

The river belongs to an extraordinary clean ones, there are no biogenic material from nearby<br />

fields and farmsteads, any industrial pollution are included and it deserves a complete protection.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Stan jakości wód powierzchniowych określa się na podstawie wyników badań cech fizycznych,<br />

chemicznych i biologicznych. Cechy fizyczne to między innymi temperatura, barwa,<br />

mętność, zapach i smak. Do cech chemicznych należy odczyn wody (pH), ogólna liczba<br />

jonów, zawartość substancji organicznych oraz ilość rozpuszczonych gazów. Cechy biologiczne<br />

to skład fito- i zooplanktonu oraz ilość i skład mikroflory bakteryjnej.<br />

Występujące w wodach mikroorganizmy należą do dwóch grup:<br />

● te, których naturalnym środowiskiem jest woda<br />

oraz<br />

● bakterie allochtoniczne, przedostające się do wód spoza zbiornika, głównie z gleby, powietrza,<br />

zwierząt, roślin i ścieków [Czeczuga i in.1984/1985].<br />

Mikroorganizmy autochtoniczne są aktywne w stosunkowo niskich temperaturach, powodują<br />

mineralizację materii organicznej i przyczyniają się do procesu samooczyszczania<br />

się rzek. Bakterie allochtoniczne występują w wodach okresowo – zwykle w czasie wezbrań<br />

i roztopów. Największym zagrożeniem dla zdrowia są bakterie pochodzenia ściekowego,<br />

stanowiące naturalną mikroflorę przewodu pokarmowego ludzi i zwierząt [Smyłła 2005].<br />

Przy ocenie bakteriologicznej jakości wód uwzględnia się ogólną liczbę bakterii psychro- i mezofilnych.<br />

Liczba bakterii psychrofilnych wskazuje na zawartość substancji organicznych w wodach,<br />

a liczba bakterii mezofilnych na stopień skażenia mikrobiologicznego tych wód [Kukuła 2006].<br />

2. Materiały i metody badań<br />

Próby wody pobierano z wcześniej wyznaczonych 12 punktów, położonych w dorzeczu<br />

rzeki Rospuda. Punkty poboru na trwałe ustabilizowano w terenie, za pomocą specjalnie<br />

przygotowanych rur PCV, długości ok. 1,2 m.<br />

514

Wpływ wybranych czynników fizykochemicznych na bakterioplankton rzeki Rospuda<br />

Badania hydrochemiczne na wybranych stanowiskach przeprowadzono w 2007 r. trzykrotnie<br />

(V,VII,X), pod kątem zawartości form azotu, fosforanów, tlenu rozpuszczonego oraz<br />

pH, temperatury i przewodności.<br />

W kwietniu i maju 2007 r. badano obecność metali ciężkich: Al, Mn, Cd, Cu, Pb, Fe,<br />

i Zn, według obowiązujących norm [Praca zbiorowa 2001; Rozporządzenie Ministra Środowiska..<br />

2004].<br />

Ogólną liczbę bakterii psychro- i mezofilnych oznaczono na podłożu agarowym odżywczym<br />

(MPA). Bakterie grupy coli oznaczano na podłożu laktozowym z purpurą bromokrezolową<br />

Ejkmana – badania wstępne i na podłożu agarowym Endo – badania potwierdzające<br />

[Grabińska-Łoniewska 1999].<br />

Obliczenia statystyczne dotyczące zależności między stanem fizykochemicznym wód<br />

a liczbą bakterii przeprowadzono za pomocą programu STATISTICA 7 oraz STATISTICA 8.<br />

3. Wyniki badań i dyskusja<br />

Wyniki badań fizykochemicznych zestawiono w tabeli 1 (wyniki uśrednione).<br />

Tabela 1. Stan fizykochemiczny wód doliny rzeki Rospuda na stanowiskach badawczych w okresie<br />

maj 2007 – październik 2007 (wyniki uśrednione)<br />

Table 1. Physicochemical properties of Rospuda River basin in measurement points in May 2007<br />

– October 2007 (mean values)<br />

<strong>Nr</strong><br />

stanowiska<br />

Przewodność Temperatura Odczyn<br />

Tlen<br />

rozpuszczony<br />

Azotany (III) Azotany (V)<br />

µS/cm °C pH mg O 2<br />

/dm 3 mg NO 3-<br />

/dm 3 mg NO 2-<br />

/dm 3<br />

1 720,0 11,3 5,967 11,467 0,300 2,100<br />

2 216,7 11,7 6,213 6,067 0,025 2,033<br />

3 450,0 11,6 6,620 9,233 0,020 0,900<br />

3A 410,0 12,7 7,060 6,667 0,006 0,733<br />

4 413,3 15,2 7,350 6,333 0,003 0,333<br />

5 596,7 16,3 7,417 4,333 0,007 0,633<br />

6 433,3 14,8 7,893 6,067 0,006 0,367<br />

7 350,0 11,1 6,803 4,967 0,020 1,303<br />

8 330,0 15,7 6,953 5,933 0,307 0,567<br />

9 436,7 13,8 7,993 5,967 0,006 0,267<br />

10 476,7 16,6 7,347 3,567 0,006 0,367<br />

11 426,7 18,1 7,143 5,967 0,324 0,033<br />

12 426,7 17,9 7,247 5,333 0,003 0,227<br />

Najmniejszą zawartość tlenu rozpuszczonego obserwowano na stanowisku 5 (tab.1).<br />

Azotany (III) w większości badanych prób wody występowały w niewielkich ilościach,<br />

nieprzekraczających 0,025 mg NO 2–<br />

/dm 3 . Zawartość azotanów (V) wynosiła od 0,033<br />

mg NO 3–<br />

/dm 3 do 2,10 mg NO 3–<br />

/dm 3 .<br />

515

Halina Chomutowska<br />

Uśrednione wyniki analizy bakteriologicznej wody zestawiono w tabeli 2.<br />

Tabela 2. Ogólna liczba bakterii psychrofilnych i mezofilnych wód doliny rzeki Rospuda na stanowiskach<br />

badawczych w okresie maj 2007 r. – październik 2007 r. (wyniki uśrednione)<br />

Table 2. Total number of psychrophilic and mesophilic bacteria of Rospuda River basin in measurement<br />

points in May 2007 – October 2007 (mean values)<br />

Liczba bakterii psychrofilnych<br />

Liczba bakterii mezofilnych<br />

<strong>Nr</strong> stanowiska średnia<br />

odchylenie<br />

odchylenie<br />

średnia<br />

standardowe<br />

standardowe<br />

liczba bakterii x 10 3 /ml<br />

1 0,617 1,059 0,228 0,374<br />

2 0,507 0,685 1,028 0,739<br />

3 0,822 0,873 0,748 0,412<br />

3A 0,478 0,322 0,433 0,204<br />

4 0,258 0,139 0,380 0,399<br />

5 1,013 0,770 0,600 0,397<br />

6 0,207 0,145 0,705 0,258<br />

7 0,432 0,730 0,437 0,391<br />

8 0,648 0,574 0,507 0,617<br />

9 0,320 0,520 1,3<strong>40</strong> 0,754<br />

10 1,243 0,105 0,775 0,801<br />

11 0,955 0,896 1,142 0,848<br />

12 0,935 1,129 1,060 0,954<br />

Liczba bakterii psychrofilnych w 1 ml badanej próby wody wahała się od 0,207·10 3 (st.6)<br />

do 1,243·10 3 (st. 10), a bakterii mezofilnych od 0,228·10 3 (st.1) do 1,3<strong>40</strong>·10 3 (st. 9).<br />

Badając obecność bakterii grupy coli, stwierdzono, że wystąpiła duża liczba wyników<br />

wątpliwych, dla których należało wykonać badania potwierdzające. Badania potwierdzające<br />

wykonano dla wszystkich prób. Badania potwierdzające dotyczące badań dały wynik negatywny<br />

– nie stwierdzono obecności bakterii z grupy coli.<br />

4. Analiza statystyczna wyników badań<br />

Zestawienie liczby bakterii z poszczególnymi czynnikami fizycznymi i chemicznymi<br />

wody pozwoliło na stwierdzenie występowania między nimi korelacji. W tabeli 3 przedstawiono<br />

współczynniki korelacji między liczbą bakterii a poszczególnymi czynnikami fizykochemicznymi.<br />

Zwiększająca się przewodność elektrolityczna powodowała zmniejszenie<br />

liczby bakterii mezofilnych, liczba zaś bakterii psychrofilnych zwiększała się wraz z przewodnością<br />

(tab. 3).<br />

Wraz ze wzrostem temperatury zwiększała się zarówno liczba bakterii psychrofilnych,<br />

jak i mezofilnych. Współczynnik korelacji jest w obu wypadkach podobny, jednak bakterie<br />

psychrofilne silniej reagowały na wzrost temperatury (rys. 1) niż bakterie mezofilne (rys. 2).<br />

516

Wpływ wybranych czynników fizykochemicznych na bakterioplankton rzeki Rospuda<br />

Tabela 3. Współczynniki korelacji między liczebnością drobnoustrojów a wskaźnikami fizykochemicznymi<br />

Table 3. Correlation coefficients for number of bacteria and physicochemical rates<br />

Wskaźniki fizykochemiczne Liczba bakterii psychrofilnych Liczba bakterii mezofilnych<br />

Przewodność elektrolityczna 0,2874 - 0,3442<br />

Temperatura 0,4974 0,3647<br />

Odczyn -0,1215 0,3818<br />

Tlen rozpuszczony -0,2434 -0,3372<br />

Azotany III -0,1382 -0,3027<br />

Azotany V -0,1807 -0,3779<br />

Rys. 1. Wykres zależności liczby bakterii psychrofilnych od temperatury wody<br />

Fig. 1. Diagram of relationship for number of psychrophilic bacteria and water temperature<br />

Zwiększone pH wody na badanych stanowiskach wiąże się ze zmniejszeniem liczby<br />

bakterii psychrofilnych. Liczba bakterii mezofilnych natomiast zwiększała się wraz ze zwiększaniem<br />

się wartości pH (tab. 3).<br />

Na stanowiskach, w których zawartość tlenu rozpuszczonego była większa, zaobserwowano<br />

mniejszą liczbę zarówno bakterii psychrofilnych (rys. 3), jak i mezofilnych (rys. 4).<br />

Podobny wpływ na liczbę bakterii miała zawartość azotanów (III) i (V). Wraz ze zwiększaniem<br />

się zawartości azotanów malała liczba bakterii psychrofilnych, a także bakterii mezofilnych<br />

– korelacja ujemna (tab. 3; rys. 5 oraz 6).<br />

517

Halina Chomutowska<br />

Rys. 2. Wykres zależności liczby bakterii mezofilnych od temperatury wody<br />

Fig. 2. Diagram of relationship for number of mesophilic bacteria and water temperature<br />

Rys. 3. Wykres zależności liczby bakterii psychrofilnych od zawartości tlenu rozpuszczonego<br />

Fig. 3. Diagram of relationship for number of psychrophilic bacteria and dissolved oxygen<br />

518

Wpływ wybranych czynników fizykochemicznych na bakterioplankton rzeki Rospuda<br />

Rys. 4. Wykres zależności liczby bakterii mezofilnych od zawartości tlenu rozpuszczonego<br />

Fig. 4. Diadram of relationship for number of mesophilic bacteria and dissolved oxygen<br />

Rys. 5. Wykres zależności liczby bakterii psychrofilnych od zawartości azotanów (V)<br />

Fig. 5. Diagram of relationship for number of psychrophilic bacteria and nitrates (V)<br />

519

Halina Chomutowska<br />

Rys. 6. Wykres zależności liczby bakterii mezofilnych od zawartości azotanów (V)<br />

Fig. 6. Diagram of relationship for number of mesophilic bacteria and nitrates (V)<br />

Badania prób wody pobranych z doliny rzeki Rospuda w miesiącach maj, lipiec i październik<br />

2007 r. pozwoliły określić wpływ czynników fizykochemicznych na liczebność bakterioplanktonu.<br />

Przewodność elektrolityczna. Przewodność elektrolityczna, wynosząca od 216,7<br />

µS/cm do 720 µS/cm, mieści się w przedziale przewodności dla wód naturalnych [Chomutowska<br />

2008]. Zwiększająca się przewodność elektrolityczna powodowała zwiększenie liczebności<br />

bakterii psychrofilnych. Duża liczba bakterii psychrofilnych świadczy o obecności<br />

w wodzie dużej ilości związków organicznych. Rozkładając związki organiczne, bakterie<br />

namnażają się, ale trwa to do momentu wyczerpania tych związków, wówczas bowiem bakterie<br />

zaczynają obumierać [Kukuła 2006].<br />

Temperatura. Analizy statystyczne wyników badań wykazały dodatnie korelacje pomiędzy<br />

liczbą bakterii (psychrofilnych oraz mezofilnych) a badaną na stanowiskach badawczych<br />

temperaturą wody. Temperatura ma istotny wpływ na mikroorganizmy, warunkuje większość<br />

procesów życiowych bakterii, wpływa na tempo i zdolność ich rozmnażania (tab. 3).<br />

Bakterie psychrofilne silniej reagowały na zmianę temperatury wody niż bakterie mezofilne.<br />

Obecność bakterii mezofilnych w wodach o temperaturze minimalnej potrzebnej<br />

do ich funkcjonowania świadczy o pochodzeniu tych bakterii. Bakterie te nie są typowe dla<br />

zbiornika, są głównie organizmami allochtonicznymi i występują w wodach okresowo, zwykle<br />

w okresach wezbrań i roztopów. Uśrednione wyniki pomiarów temperatury wskazują na<br />

rozkład temperatur w przedziale od 11 do 18°C.<br />

520

Wpływ wybranych czynników fizykochemicznych na bakterioplankton rzeki Rospuda<br />

Odczyn wody. Wody naturalne charakteryzuje wartość pH w granicach od 6,5 do 8,5.<br />

W pobranych w wyniku badań próbach wody pH mieściła się w przedziale od 5,967 (st.1) do<br />

7,993 (st.9). Najwyższe pH (powyżej 7,5) obserwowano na stanowiskach 6 i 9, gdzie woda<br />

pochodziła bezpośrednio z rzeki. Odczyn wody lekko zasadowy może powstawać na skutek<br />

intensywnych procesów syntezy i kumulacji zanieczyszczeń. Najniższym pH wyróżniało się<br />

stanowisko 1, zlokalizowane pod okapem drzewostanu, w którym dominującym gatunkiem<br />

był świerk pospolity. Igliwie drzew iglastych (z wyjątkiem jodły pospolitej) powoduje zakwaszanie<br />

gleby [Janek 2000]. Odczyn wody i gleby wywiera silny wpływ na skład jej mikroflory.<br />

Wraz ze wzrostem zakwaszenia środowiska liczba bakterii maleje.<br />

Optymalna wartość pH do rozwoju bakterii waha się w granicach od 5,5 do 8,5. Bakterie<br />

rozwijają się lepiej przy malejącej kwasowości, o czym świadczy dodatni współczynnik<br />

korelacji dla bakterii mezofilnych (tab. 3). W odniesieniu do bakterii psychrofilnych nie<br />

zaobserwowano znacznego wpływu pH wody na liczebność bakterii. Występuje lekki spadek<br />

krzywej korelacji (współczynnik korelacji ujemny). Może się to wiązać z tym, że bakterie<br />

psychrofilne stanowią autochtoniczną bakterioflorę tych wód, a zakres wartości pH wód<br />

doliny rzeki Rospuda stanowi ich optimum.<br />

Tlen rozpuszczony. Tlen w wodzie pochodzi głównie z atmosfery i procesów fotosyntezy.<br />

Analiza zawartości tlenu rozpuszczonego w badanej wodzie wykazała, że poziom<br />

waha się średnio od 3,67 do 4,67 mg O 2<br />

/dm 3 . Najniższe ilości tlenu rozpuszczonego odnotowano<br />

na stanowiskach 5 i 10. Są to stanowiska położone we właściwej dolinie, na terenie<br />

dobrze nasłonecznionym, o bardzo niskim poziomie wody. Największe ilości tlenu rozpuszczonego<br />

odnotowano na stanowiskach 1 i 3, położonych w miejscach stale zacienionych,<br />

o niskich temperaturach.<br />

Analiza statystyczna wyników pokazuje ujemną korelację pomiędzy ilością tlenu rozpuszczonego<br />

w badanych próbach wody a ilością bakterii psychrofilnych oraz mezofilnych<br />

(rys. 3 i 4). Na zawartość tlenu rozpuszczonego ma duży wpływ temperatura (im niższa<br />

temperatura, tym większa zawartość tlenu). W miarę zwiększania się zawartości tlenu, maleje<br />

temperatura, co z kolei ogranicza rozwój bakterii. Duża zawartość tlenu powoduje lepszy<br />

rozwój zooplanktonu wyjadającego bakterie [Czeczuga i in. 1984/1985].<br />

Azotany. Przeprowadzone badania wykazały, że azotany (III) występowały w niewielkich<br />

ilościach, nieprzekraczających 0,300 mg NO 2-<br />

/dm 3 (st.1), ilość azotanów (V) zaś waha<br />

się od 0,033 (st.12) do 2,1 mg NO 3<br />

/dm 3 (st.1). Przeprowadzone analizy statystyczne zależności<br />

pomiędzy zawartością azotanów (III) i (V) a liczbą bakterii psychrofilnych i mezofilnych<br />

dają ujemne współczynniki korelacji (rys. 5 i 6). Bakterie mezofilne silniej reagowały<br />

spadkiem liczebności na wzrost zawartości obu form azotu. Mikroorganizmy szybciej pobierają<br />

formę amonową azotu.<br />

Bakterie Escherichia coli. Należące do rodziny Enterobacteriaceae bakterie coli zostały<br />

przyjęte jako podstawowy wskaźnik czystości wód ze względu na miejsce ich występowania<br />

i liczebność. Bakterie te są najbardziej wiarygodnym wskaźnikiem, ponieważ ich obec-<br />

521

Halina Chomutowska<br />

ność wskazuje na świeże zanieczyszczenia kałowe i możliwość występowania towarzyszących<br />

im chorobotwórczych bakterii jelitowych [Grabińska-Łoniewska 1999]. Wykonane badania<br />

na etapie wstępnym dały wątpliwe wyniki. W październiku liczba wyników wątpliwych<br />

była mniejsza. Badania potwierdzające wykonano dla każdej pobranej próby wody. W wyniku<br />

przeprowadzonych badań potwierdzających stwierdzono brak bakterii z grupy coli.<br />

Metale ciężkie. W wyniku przeprowadzonej dwukrotnie (IV i V 2007 r.) analizy metali<br />

ciężkich w badanych wodach stwierdzono ich niewielkie ilości. W pobranych próbach<br />

wody stwierdzono najwięcej żelaza i manganu: (Fe 0,005–0,313 mg/l, Mn 0,001–0,276<br />

mg/l); mniej cynku: Zn 0,003: 0,0290 mg/l, a także kadmu, miedzi i ołowiu: w granicach<br />

0,001–0,009 mg/l (tab. 4), co jest charakterystyczne dla czystych zbiorników wód [Niewolak<br />

i in.1996]<br />

Tabela 4. Poziom metali ciężkich na stanowiskach rzeki Rospuda w okresie IV–V 2007 r.<br />

Table 4. Accumulation of heavy metals in water Rospuda River<br />

Stanowisko Fe Al Mn Cd Cu Pb Zn<br />

Niepewność 11,5 9,0 11,6 22,0 12,0 20,3 13,0<br />

Granice<br />

oznaczalności 0,003 0,018 0,001 0,001 0,009 0,015 0,003<br />

LoQ<br />

1 0,01 0,028

Wpływ wybranych czynników fizykochemicznych na bakterioplankton rzeki Rospuda<br />

3. Metale ciężkie występowały w niewielkich ilościach, co świadczy o braku zanieczyszczeń<br />

pochodzenia antropogenicznego w rzece Rospuda.<br />

4. Nie stwierdzono obecności bakterii z grupy coli.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Chomutowska H. 2008. Ocena zmian pierwiastków biogennych w wybranych oczkach<br />

wodnych Puszczy Białowieskiej. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 35/36:<br />

246–253.<br />

Czeczuga B., Brzozowska K., Poskrobko H., Woronowicz L. 1984–1985. Stosunek<br />

ziarniaków do pałeczek w bakterioplanktonie wód płynących o różnym stopniu<br />

zanieczyszczenia. Rocz. AM Białystok 1984–1985, 29–30: 209–225.<br />

Czeczuga B., Brzozowska K., Poskrobko H., Woronowicz L. 1984–1985.<br />

Wpływ zanieczyszczenia wody na dynamikę bakterii w rzekach. Rocz. AM Białystok<br />

1984–1985, 29–30: 227–236.<br />

Grabińska-Łoniewska A. 1999.Ćwiczenia laboratoryjne z mikrobiologii ogólnej. Oficyna<br />

wydawnicza Politechniki Warszawskiej, Warszawa.<br />

Janek M. 2000. Wpływ drzewostanów iglastych na jakość wód opadowych. Prace IBL, Seria<br />

A, 2000, 4(908): 73–87.<br />

Kukuła E. 2006. Ocena jakości mikrobiologicznej wód Sanu. II Konferencja Naukowo-<br />

-Techniczna „Błękitny San”, Uniwersytet Rzeszowski.<br />

Niewolak S., Kopij H., Chomutowska H. 1996. Influence of some heavy metals on<br />

the survival of heterotrophic bacteria in bottom sedimentes of eutrophic lake. Polish Journal<br />

of Environmental Studies, Vol.5, No.4: 21–27.<br />

Fizykochemiczne metody kontroli zanieczyszczeń środowiska. Praca zbiorowa 2001.<br />

WNT, Warszawa.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji<br />

do prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia<br />

monitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych<br />

wód (Dz.U. 2004 r. <strong>Nr</strong> 32 poz. 284).<br />

Smyłła A. 2005. Zagrożenia bakteryjne wód powierzchniowych. Wyd. WSP, Częstochowa.<br />

523

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Mirosława Orłowska*, Elżbieta Kulikowska-Karpińska**,<br />

Halina Ostrowska*<br />

WODNE HYPHOMYCETES W RZECE NAREWKA<br />

AQUATIC HYPHOMYCETES IN THE NAREWKA RIVER<br />

Słowa kluczowe: wodne Hyphomycetes, rzeka Narewka, zanieczyszczenia.<br />

Key words: Hyphomycetes, Narewka River, contamination.<br />

Anthropogenic influences on the natural water ecosystems are very often caused by numerous<br />

conditions, and it is difficult to interpret their consequences. They may influence the<br />

biodiversity, stability, as well as functioning of ecosystems. Affecting of a single element in<br />

a range of environmental changes very often appears difficult to evaluate. Because of the<br />

profound knowledge connected with physical-chemical water elements interaction on Hyphomycetes<br />

fungi, they can be used as bio indicators of changes in the natural systems due<br />

to their omnipresence and rapid reaction on environmental changes.<br />

The aim of the work was to analyse the species content of Fungi imperfecti in the Narewka<br />

river, taking into account the selected physical-chemical water elements, such as the temperature,<br />

pH, the content of phosphates, nitrates, cadmium and lead. The examinations<br />

were carried out in the period of 2007–2008. In the vegetative period the banks of the river<br />

are largely overgrown with water and macrophytes, which during the autumn becomes the<br />

soil for Hyphomycetes development. They initiate the organic matter degradation, especially<br />

of the plant origin. In addition, water conidia fungi may cause the organic elements’<br />

degradation in water reservoirs, which are rich with biogenic substances, contaminated<br />

with heavy metals or xenobiotic. As a result of the carried out examinations, on the six<br />

stands, between Białowieża and Narewka, 34 species of conidia Hyphomycetes fungi were<br />

denoted in the Narewka river.<br />

* Dr Mirosława Orłowska i dr hab. Halina Ostrowska – Zakład Biologii, Uniwersytet Medyczny<br />

w Białymstoku, ul. Kilińskiego 1, 15-089 Białystok; e-mail: helicoma@umwb.edu.pl<br />

** Dr hab. Elżbieta Kulikowska-Karpińska – Zakład Toksykologii, Uniwersytet Medyczny<br />

w Białymstoku, ul. Kilińskiego 1, 15-089 Białystok; tel.: 85 748 56 04;<br />

e-mail: ekotoksykologia@wp.pl<br />

524

Wodne Hyphomycetes w rzece Narewka<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Wodne Hyphomycetes stanowią ważną część słodkowodnych biocenoz mikrobiologicznych.<br />

W ekosystemach wodnych mogą być wykorzystane jako bioindykatory czystości środowiska<br />

[Sole i in. 2008]. Organizmy te łącznie z bakteriami i pierwotniakami odgrywają zasadniczą<br />

rolę w funkcjonowaniu zbiorników wodnych oraz spełniają kluczowe funkcje jako<br />

ogniwa w łańcuchach pokarmowych oraz w obiegu materii w biosferze [ Buesing, Gressner<br />

2006]. Inicjują one rozkład materii organicznej, zwłaszcza roślinnego pochodzenia, przygotowując<br />

to podłoże do zasiedlenia przez bezkręgowce, będące pokarmem dla ryb [Sridhar<br />

i in. 2001]. Grzyby te mogą prowadzić do degradacji składników organicznych w zanieczyszczonych<br />

wodach bogatych w substancje biogenne [Pascoal, Cassino 2004], metale<br />

ciężkie [ Sridhar i in. 2001] czy też ksenobiotyki [Junghanns i in. 2005]. Jednak istnieje ogólny<br />

pogląd, że zanieczyszczenie, niezależne od jego typu, prowadzi zwykle do zmniejszenia<br />

różnorodności wodnych Hyphomycetes [Krauss i in. 2003]. W siedliskach silnie zanieczyszczonych<br />

metalami ciężkimi odnotowano drastyczny spadek różnorodności oraz sporulacji<br />

tych organizmów z towarzyszącymi zmianami w dominacji gatunkowej [Krauss i in.<br />

2001]. W siedliskach o umiarkowanym zanieczyszczeniu zmiany w różnorodności oraz obfitości<br />

grzybów są mniej nasilone, przez co zależność między składem fizykochemicznym<br />

wód, a składem gatunkowym grzybów jest trudniejsza do oceny.<br />

Rzeka Narewka jest lewostronnym dopływem rzeki Narew. Swój początek bierze na terenie<br />

Białorusi, wśród bagien Dzikiego Nikoru. Rzeka przecina Puszczę Białowieską i płynie<br />

meandrując wśród zwartych kompleksów leśnych i malowniczych łąk. Dolina rzeki do granicy<br />

państwa jest wąska, wypełniona torfami, od Białowieży znacznie się rozszerza. Warunki<br />

hydrologiczne występujące w dolinie Narewki są typowe dla rzek nizinnych, charakteryzują<br />

je wezbrania wiosenne, powstające w wyniku topnienia śniegu oraz dość wyrównany dopływ<br />

letni. W okresie wegetacyjnym brzegi koryta porasta dość intensywnie roślinność wodna<br />

i szuwarowa. Wpływa ona na znaczne spowolnienie przepływu wody.<br />

Woda rzeki Narewka na odcinku od Białowieży do miejscowości Narewka jest narażona<br />

w różnym stopniu na działania antropogeniczne. Na pogorszenie jakości wody wpływają<br />

ścieki bytowo-gospodarcze z miejscowości Białowieża, Gruszki i Narewka, dlatego stanowiska<br />

poboru prób wyznaczono w wymienionych punktach. W wyniku przeprowadzonych<br />

badań na 6 stanowiskach, na odcinku od Białowieży do miejscowości Narewka, oznaczono<br />

w wodzie rzeki 34 gatunki grzybów konidialnych z grupy Hyphomycetes.<br />

2. MATERIAŁY I METODY<br />

Próby do badań z 6 stanowisk na rzece Narewce pobierano wiosną i jesienią w latach 2007<br />

i 2008. Wodę do analiz fizykochemicznych pobierano zgodnie z normą PN-74/C-04620/02,<br />

bezpośrednio do naczyń polietylenowych. Badania fizykochemiczne wody przeprowadzono<br />

525

Mirosława Orłowska, Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Halina Ostrowska<br />

według ogólnie przyjętych metod [Pinta 1990, Hermanowicz i in. 1999]. Pomiary dotyczyły:<br />

temperatury wody, odczynu (pH), azotanów (III), azotanów (V), stężenia fosforanów (PO 4<br />

),<br />

ołowiu i kadmu. Azotany (III) i azotany (V) oznaczano metodą kolorymetryczną z kwasem sulfanilowym<br />

według Griess’a, fosforany oznaczono metodą molibdenową. Kadm i ołów oznaczono<br />

w µg/dm³ za pomocą spektrofotometru absorpcji atomowej HITACHI Z 5000.<br />

Do badań mikologicznych pozyskiwano fragmenty roślinności przybrzeżnej oraz zanurzone<br />

w wodzie gałęzie i liście drzew, które służyły grzybom z grupy Hyphomycetes jako naturalne<br />

przynęty do hodowli w laboratorium. Fragmenty liści po 48-godzinnej inkubacji były<br />

poddane działaniu laktofenolu. Pozostałe przynęty roślinne poddawano dalszej inkubacji,<br />

nawet przez okres miesiąca i dłużej. Badania jakościowe grzybów konidialnych należących<br />

do grupy Hyphomycetes przeprowadzono znanymi metodami stosowanymi w hydromikologii<br />

[Ingold 1975; Ando, Tubaki 1984; Bärlocher 1992] i polegającymi na ich identyfikacji mikroskopowej.<br />

Do obserwacji pod mikroskopem używano powiększeń 100, 200, <strong>40</strong>0 i 1000<br />

razy. Rozwijające się konidiofory i konidia oznaczano według cech morfologicznych i biometrycznych,<br />

korzystając z kluczy [Nilsson 1964; Burnett, Hunter 1972; Dudka 1974; Matsushima<br />

1993] oraz licznych publikacji.<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

W wyniku przeprowadzonej analizy składu gatunkowego mikroflory wody rzeki Narewka<br />

na odcinku od Białowieży do miejscowości Narewka oznaczono 34 gatunki grzybów<br />

z grupy Hyphomycetes. W wodzie dokonano także pomiaru wybranych parametrów fizykochemicznych,<br />

które potencjalnie mogły wpłynąć na rozwój grzybów tj. temperatury, pH oraz<br />

stężenia kadmu, ołowiu, fosforanów i azotanów III oraz azotanów V.<br />

W prowadzonych badaniach najwięcej gatunków, tj. 19, stwierdzono w wodzie rzeki Narewka<br />

we wsi Gruszki (rys.1). Wodę na tym stanowisku charakteryzowała podwyższona zawartość<br />

analizowanych związków azotu i fosforanów (tab.1). Występowanie drzew liściastych oraz bogactwo<br />

roślinności wodnej i szuwarowej, stanowiącej doskonałe podłoże do rozwoju tych organizmów,<br />

miało korzystny wpływ na rozwój grzybów konidialnych w tym punkcie. Na uwagę zasługuje<br />

stwierdzony tu Arthrobotrys oligospora, po raz pierwszy oznaczony przez Freseniusa [Batko<br />

1975]. Grzyb ten jest jednym z najlepiej poznanych gatunków z grupy Hyphomycetes. Rozwija<br />

się na różnych podłożach, tj. na drewnie, odchodach zwierzęcych. Jest to drapieżnik, który<br />

tworzy trójwymiarowe sieci pokryte lepką substancją zawierającą toksyny, które paraliżują i zabijają<br />

zdobycz. Prawdopodobnie substancje toksyczne działają na powłoki ciała ofiary lub mogą<br />

być transportowane do wnętrza, penetrując naskórek nicienia. Obezwładniony nicień jest trawiony,<br />

a substancje odżywcze wchłania grzyb całą powierzchnią ciała [Woodward i in. 2005] .<br />

Najmniej liczny skład gatunkowy grzybów z grupy Hyphomycetes odnotowano w wodzie<br />

pobieranej we wsi Narewka, łącznie 7 gatunków. Wiosną oznaczono tylko 3 taksony,<br />

jesienią natomiast – 6.<br />

526

Wodne Hyphomycetes w rzece Narewka<br />

W pobliżu punktu poboru prób znajdują się liczne gospodarstwa. Otoczenie stanowią<br />

łąki i użytki rolne. Brzeg rzeki porośnięty jest mało zróżnicowaną roślinnością trawiastą.<br />

W wodzie występowała niewielka ilość materiału roślinnego. Jesienią na tym stanowisku<br />

odnotowano największą z uzyskanych zawartość fosforanów – 10,227 mg/dm 3 , wartość ta<br />

decyduje o pozaklasowej przynależności wody rzeki Narewka w tym punkcie.<br />

Intensywność migracji i dopływu pierwiastków eutrofizujących do wód ze źródeł rolniczych<br />

zależy od czynników naturalnych i antropogenicznych. Czynniki antropogeniczne to<br />

przede wszystkim mechanizacja rolnictwa oraz stosowanie nawozów sztucznych i środków<br />

ochrony roślin [Zakrzewski 2000].<br />

Przyczyną wysokich wartości stężeń fosforanów w wodzie rzeki w miejscowości Narewka<br />

były najprawdopodobniej spływy powierzchniowe z użytków rolnych oraz z podwórzy<br />

gospodarskich. Wartości fosforanów we wszystkich analizowanych próbach były zróżnicowane,<br />

najmniejszą wartość odnotowano wiosną, w wodzie pobranej w Białowieży przy ulicy<br />

Mostowej – 0,024 mg/dm³. Rzeka płynie tu rozległą doliną, gęsto porośniętą roślinnością<br />

trawiastą. Otoczenie stanowią łąki i tereny niezagospodarowane. Koryto rzeki jest w tym<br />

miejscu nieco rozszerzone, brzegi porośnięte roślinnością szuwarową, głównie tatarakiem<br />

Acorus sp. i trzciną pospolitą Phragmites sp. Z prób pobranych w tym punkcie wyizolowano<br />

13 gatunków grzybów konidialnych z grupy Hyphomycetes.<br />

Do najczęstszych gatunków grzybów konidialnych oznaczonych w wodach rzeki Narewka<br />

na odcinku od Białowieży do Narewki należą: Alternaria alternata, Arbusculina fragmentans,<br />

Centrospora aquatica, Mirandina corticola oraz Tetracladium marchalianum.<br />

Alternaria alternata jest fitopatogenem występującym pospolicie na nadziemnych częściach<br />

roślin oraz na nasionach [Marcinkowska 2003]. Produkuje konidia, które unoszą się<br />

w powietrzu, a następnie wdychane przez człowieka mogą powodować reakcje alergiczne<br />

u osób szczególnie wrażliwych [Krajewska-Kułak 2005]. Mirandina corticola, oznaczona<br />

została po raz pierwszy przez Arnauda w pianie wodnej strumieni w zachodniej Szkocji,<br />

później na rozkładających się w wodzie liściach oraz w środowisku lądowym, na rozkładających<br />

się liściach drzew [Gönczöl, Revay 1983]. Tetracladium marchalianum jest pospolitym<br />

grzybem konidialnym, który został opisany w wielu krajach [Dudka 1974]. Gatunek ten<br />

jest często izolowany z rozkładających się liści w wodach północno-wschodniej Polski [Orłowska<br />

i in. 2006a, 2006b, 2007].<br />

Skład chemiczny wody w rzece zmienia się wzdłuż jej biegu. Zmiany sezonowe związane<br />

są z warunkami klimatycznymi, szczególnie ze zmianami objętości przepływu wiosną,<br />

z sezonowym funkcjonowaniem rolnictwa oraz z pobieraniem przez rośliny fosforanów i azotanów<br />

(III i V). Azotany (V) są końcową formą w procesie utleniania związków azotowych.<br />

Zawartość azotanów w wodach na wszystkich stanowiskach, bez względu na okres poboru,<br />

była zwiększona (tab.1) i odpowiadała wodzie III lub IV klasy czystości wód powierzchniowych<br />

[Rozporządzenie Ministra Środowiska... 2004]. Duże zawartości azotanów (V) stwierdzono<br />

w wodzie rzeki Narewka w punkcie pomiarowym Białowieża Towarowa – 39,6 mg/dm 3<br />

527

Mirosława Orłowska, Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Halina Ostrowska<br />

wiosną i 44,87 mg/dm 3 jesienią. Stanowisko to znajduje się na wschodniej granicy Białowieży,<br />

w pobliżu byłej stacji kolejowej. Koryto rzeki w tym punkcie jest wąskie, o stromych brzegach,<br />

porośniętych bujną roślinnością trawiastą. Otoczenie stanowią podmokłe łąki, przechodzące<br />

w las olszowy. Na tym stanowisku oznaczono 9 gatunków grzybów, w obu sezonach<br />

wystąpiły tylko Beverwykella pulmonaria i Helicoon pluriseptatum. Gatunki te oznaczano<br />

wcześniej zarówno w wodzie, jak i w ściółce leśnej [Gönczöl, Revay 1983].<br />

Wielu autorów analizowało wpływ koncentracji azotanów na tempo rozpadu liści m.in.<br />

olchy (Alnus sp.) i dębu (Quercus sp.). Przy podwyższonej koncentracji azotanów odnotowano<br />

wzrost zarówno tempa rozkładu liści, zwłaszcza dębu, jak i tempa sporulacji grzybów.<br />

Niemniej jednak pewne gatunki grzybów były wrażliwe na wzrost koncentracji azotu azotanowego<br />

w wodzie, co objawiało się powiększeniem lub zmniejszeniem ich populacji. Na<br />

szczególną uwagę zasługuje stwierdzenie znacznej ilości teleomorficznych form (rozmnażających<br />

się płciowo) grzybów przy większych stężeniach azotanów. Przeprowadzone badania<br />

potwierdzają przyspieszenie tempa sporulacji wodnych Hyphomycetes przy umiarkowanym<br />

wzbogaceniu podłoża związkami azotu [Ferreiea i in. 2006; Artigas 2008]. Stwierdzono<br />

również zahamowanie sporulacji i spadek biomasy grzybów konidialnych w konsekwencji<br />

dużych koncentracji związków azotu. Wyniki badań wskazują, że pozytywna rola<br />

związków azotu na rozwój grzybów ma miejsce do pewnego progu, po przekroczeniu którego<br />

biologiczna działalność tych organizmów zostaje zahamowana [Sridhar i in. 2001,<br />

Krauss i in. 2005, Artigas 2008].<br />

Azotany (III) są przejściową formą w procesie utleniania lub redukcji jonu azotanowego.<br />

W wodach czystych zawartość N-NO 2<br />

jest znikoma i wynosi mniej niż 0,01 mg/dm 3 [Hermanowicz<br />

i in. 1999, Kajak 2001]. Stężenia azotynów określone dla badanych wód we<br />

wszystkich okresach poboru prób mają umiarkowanie podwyższone wartości, mieszczą się<br />

w przedziale 0,021–0,176 mg/dm 3 (tab.1). Największą wartość azotanów (III) oznaczono jesienią<br />

w wodzie rzeki Narewka, pobranej w miejscowości Narewka. Interesującym gatunkiem<br />

izolowanym jesienią na tym stanowisku była Taeniolina deightonii. Grzyb ten oznaczono<br />

po raz pierwszy w środowisku lądowym na roślinie Visami guineensis w Sierra Leine<br />

w Zachodniej Afryce [Crane, Schoknecht 1981]. W Polsce gatunek ten oznaczono w wodzie<br />

uzyskanej z topniejącego lodu z czterech zbiorników wodnych [Czeczuga, Orłowska 1999].<br />

Gatunek został również stwierdzony na średniowiecznych witrażach z kościoła cystersów<br />

w Hauterive we Francji, pożywką dla tych grzybów było podłoże oligotroficzne, zawierające<br />

głównie wapń [Kaiser i in.1994].<br />

Prawie na wszystkich stanowiskach stężenie analizowanych związków biogennych<br />

było podwyższone jesienią (tab.1), m.in. na skutek małego ich zużycia przez rośliny, a także<br />

intensywnej przemiany azotu organicznego w mineralny [Kajak 2001].<br />

Metale ciężkie, takie jak kadm i ołów, stanowią poważne zagrożenie ekosystemów wodnych.<br />

Znaczna ich ilość odkłada się w osadach dennych, skąd mogą być ponownie włączone<br />

w obieg i kumulować się w organizmach żywych. Toksyczność metali w wodzie zale-<br />

528

Wodne Hyphomycetes w rzece Narewka<br />

ży od ich stężenia, reaktywności chemicznej i rozpuszczalności ich związków. Kadm w wodzie<br />

często wytrąca się w postaci węglanów lub jest absorbowany przez zawiesiny i osady<br />

denne. Zanieczyszczenie metalami ciężkimi powoduje zachwianie równowagi biologicznej,<br />

może prowadzić do ciężkich zatruć organizmów wodnych, ryb, gadów, płazów, a także człowieka,<br />

powodujących trwałe uszkodzenia różnych narządów, takich jak: nerki, mózg, rdzeń<br />

kręgowy [Walker i in. 2002].<br />

W analizowanych próbach wody rzeki Narewka zawartości kadmu i ołowiu, tylko w niektórych<br />

punktach były nieznacznie zwiększone i prawdopodobnie nie miały bezpośredniego<br />

wpływu na skład gatunkowy mikoflory z grupy Hyphomycetes.<br />

W Niemczech obserwowano rozwój grzybów konidialnych w wodach gruntowych o dużym<br />

stopniu zanieczyszczenia i znacznej koncentracji ołowiu, żelaza, manganu, siarczanów,<br />

azotanów oraz fosforanów. W środowisku tym oznaczono ok. 20 gatunków kolonizujących<br />

wcześniej wysterylizowane liście Alnus glutinosa. Najczęściej występującymi taksonami<br />

były Heliscus lugdunensis i Angulospora spp. [Krauss i in. 2003b].<br />

W ekosystemach rzecznych Pascoal i Cassino [2004] wykazali, że różnice w strukturze<br />

populacji wodnych Hyphomycetes są związane ze zmianami składu chemicznego wody.<br />

Autorom nie udało się jednak wyłonić głównych czynników środowiskowych kształtujących<br />

zbiorowiska grzybów w analizowanym środowisku.<br />

Tabela 1. Parametry fizykochemiczne wody z poszczególnych stanowisk<br />

Table 1. The physicochemical parameters of water in particular place<br />

Temperatura<br />

ºC<br />

pH<br />

Kadm,<br />

µg/dm³<br />

Ołów,<br />

µg/dm³<br />

Fosforany,<br />

mg/dm³<br />

Azotany (III)<br />

N-NO 2<br />

,<br />

mg/dm³<br />

Azotany (V)<br />

N-NO 3<br />

,<br />

mg/dm³<br />

Stanowisko<br />

wiosna<br />

jesień<br />

wiosna<br />

jesień<br />

wiosna<br />

jesień<br />

wiosna<br />

jesień<br />

wiosna<br />

jesień<br />

wiosna<br />

jesień<br />

wiosna<br />

jesień<br />

Białowieża,<br />

Towarowa<br />

Białowieża,<br />

przy ul.<br />

Mostowej<br />

Białowieża,<br />

przed<br />

stawem<br />

Narewka,<br />

za stawem<br />

Wieś<br />

Gruszki<br />

Wieś<br />

Narewka<br />

11,0 13,8 6,99 7,23 0,2 0,4 0,8 3,5 0,067 0,144 0,021 0,051 39,6 44,87<br />

12,0 13,6 7,70 7,03 0,5 0,3 1,1 2,6 0,024 0,055 0,0625 0,083 23,9 34,17<br />

12,0 13,8 7,03 7,28 0,6 0,3 0,5 3,3 0,047 0,064 0,062 0,072 25,8 39,5<br />

12,0 14,0 6,94 7,05 0,1 0,4 0,3 3,5 0,034 0,043 0,055 0,067 24,8 33,<strong>40</strong><br />

11,0 13,0 7,55 6,82 0,3 0,05 3,6 1,9 1,04 0,667 0,067 0,081 16,75 23,97<br />

11,5 14,5 7,56 7,24 0,6 0,1 4,1 5,7 0,187 10,227 0,098 0,176 41,9 49,10<br />

Oznaczenia stanowisk na rzece Narewce: 1 – Białowieża Towarowa, 2 – Białowieża przy ul. Mostowej,<br />

3 – Białowieża przed stawem, 4 – Białowieża za stawem, 5 – wieś Gruszki, 6 – wieś Narewka.<br />

529

Mirosława Orłowska, Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Halina Ostrowska<br />

Kwestią sporną jest zależność rozprzestrzeniania się grzybów wodnych od kwasowości<br />

środowiska [Chamier 1987; Tauk-Tornisielo i in. 2005]. Twierdzi się, że czynniki te mogą wywierać<br />

bezpośredni wpływ na fizjologię grzybów konidialnych, jak też na ich strukturę biologiczną.<br />

Wyniki badań przeprowadzone w Portugalii, na rzece Ave River, w wodzie w której<br />

występuje duży stopień zróżnicowania zanieczyszczenia. Dowodzi to, że grzyby niedoskonałe<br />

wykazują wysoki stopień tolerancji na zanieczyszczenia związkami organicznymi i nieorganicznymi,<br />

potwierdzają również, że na ich aktywność ma wpływ wiele czynników środowiskowych<br />

[Pascoal, Cassino 2004].<br />

Zmieniająca się ciągle liczba gatunków jest wynikiem działania czynników abiotycznych,<br />

które w zależności od nasilenia mogą powodować rozwój wodnych Hyphomycetes<br />

lub ograniczenie ich rozwoju. Takie czynniki jak temperatura i pH wody, skutecznie hamują<br />

bądź stymulują rozwój populacji grzybów konidialnych z grupy Hyphomycetes. Również zawartość<br />

związków organicznych w wodzie jest parametrem bardzo istotnym w rozwoju tych<br />

organizmów. Kwestia wyjaśnienia heterogenności grzybów konidialnych jest związana z ich<br />

łatwą adaptacją do zmieniających się warunków środowiska, do zmian fizykochemicznych<br />

w miejscu ich bytowania.<br />

Rys. 1. Liczba gatunków wodnych Hyphomycetes na poszczególnych stanowiskach; oznaczenia<br />

stanowisk na rzece Narewce: 1 – Białowieża Towarowa, 2 – Białowieża przy ul. Mostowej,<br />

3 – Białowieża przed stawem, 4 – Białowieża za stawem, 5 – wieś Gruszki, 6 – wieś Narewka.<br />

Fig. 1. The contribution of aquatic Hyphomycetes in particular places<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Ando K., Tubaki K. 1984. Some underscribed Hyphomycetes in the rain water fromintact<br />

trees. Trans. Mycol. Soc. Japan 25: 30–37.<br />

Artiges J., Romaní A.M., Sabater S. 2008. Effect of nutrients on sporulation and diversity<br />

of aquatic hyphomycetes on submerged substrat in a Mediterranean stream.<br />

Aquatic Bot. 88: 32–38.<br />

530

Wodne Hyphomycetes w rzece Narewka<br />

Barnett H.L., Hunter B.B. 1972. Ilustrated genera of imperfect fungi. Burgess Publishing<br />

Company, USA.<br />

Bärlocher F. 1992. The ecology of aquatic Hyphomycetes. Springer Verlag. Berlin:152–170.<br />

Batko A. 1975. Zarys hydromikologii. PWN, Warszawa.<br />

Buessing N., Gessner M.O. 2006. Benthic bacterial and fungal productivity and carbon<br />

turnover in a freshwater marsh. Appl. Environ Microbiol. 72: 596–605.<br />

Chamier A.C. 1987. Effect of pH on microbiol degradation of leat litter in seven streams of<br />

the English Lake District. Oecol. 71: 491–500.<br />

Crane J.L., Schoknecht J.D. 1981. Revision of Torula species, Pseudaegerita corticalis,<br />

Taeniolina deightonii and Xylohypha bowdichiae. Mycol. 73: 78–87.<br />

Czeczuga B., Orłowska M. 1999. Hyphomycetes in rain water, melting snow and ice.<br />

Acta Mycol. Vol. 34(2): 181–200.<br />

Dudka J.O. 1974. Wodni gifomicety Ukraini. Naukowa Dumka, Kijew.<br />

Ferreira V., Gulis V., Graça M.A.S. 2006. Whole – stream nitrate addition a Vects litter<br />

decomposition and associated fungi but not invertebrates. Oecologia. 149: 718–29.<br />

Gönczöl J., Revay A. 1983. Observations on the Hyphomycetes inhabiting forest litter in<br />

Hungary. Acta Bot. Hungarica 29: 107–125.<br />

Hermanowicz W., Dojlido J., Dożańska W., Kosiorowski B., Zerze J. 1999. Fizykochemiczne<br />

metody badania wody i ścieków. Arkady, Warszawa.<br />

Ingold C.T. 1975. An illustrated guide to aquatic and water borne Hyphomycetes with<br />

notes on their biology. Fresh. Biolog. Assoc. Sci. Public. 30: 1–96.<br />

Junghanns C., Moeder M., Krauss G., Martin C. 2005. Degradation of the xenoestrogen<br />

nonylphenol by aquatic fungi and their laccases. Microbiol. 151: 45–57.<br />

Kaiser J.P., Trümpler S., Raschle P. 1994. Mikrobielle Werkstoffzerstörung – Simulation,<br />

Schadensfälle und Gegenmaßnahmen für anorganische nichtmetallische Werkstoffe:<br />

Wachstum von Taeniolina deightonii auf mittelalterlichen Gläsern. Materials and<br />

Corrosion. Vol. 45: 125–127.<br />

Kajak Z. 2001. Hydrobiologia – limnologia. Ekosystemy wód śródlądowych. PWN, Warszawa.<br />

Krajewska-Kułak E. 2005. Zarys mikologii dla pielęgniarek. Wyd. Czelej, Lublin.<br />

Krauss G., Bärlocher F., Schreck P., Wennrich R., Glässer W., Krauss G.J.<br />

2001. Aquatic Hyphomycetes occur in polluted waters in Central Germany. Nova Hedwig.72:<br />

419–28.<br />

Krauss R.G., Bärlocher F., Krauss G.J. 2003a. Effects of pollution on aquatic Hyphomycetes.<br />

In: Tsui C.K.M., Hyde K.D., editors. Freshwater mycology, research series<br />

10. Hong Kong: Fungal Diversity Press.: 211–30.<br />

Krauss R.G., Sridhar K.R., Jung K., Wennrich R., Herman J., Bärlocher F.<br />

2003b. Aquatic Hyphomycetes in polluted groundwater habitat of Central Germany. Microbiol.<br />

Ecology. 45: 329–339.<br />

531

Mirosława Orłowska, Elżbieta Kulikowska-Karpińska, Halina Ostrowska<br />

Krauss RG., Sridhar K.R., Bärlocher F. 2005. Aquatic Hyphomycetes and leaf litter<br />

decomposition in contaminated groundwater wells in Central Germany. Arch. Hydrobiol.<br />

162: 417–429.<br />

Marcinkowska J. 2003. Oznaczanie rodzajów grzybów ważnych w patologii roślin. Fundacja<br />

Rozwój SGGW, Warszawa.<br />

Matsushima T. 1993. Matsushima Mycological Memoris 7. Published by the author. Kobe.<br />

Japan 75.<br />

Nilsson S. 1964. Freshwater Hyphomycetes. Toxonomy, morphology and ecology. Symb.<br />

Bot. Upsal. 18: 1–130.<br />

Orłowska M., Lengiewicz I., Ostrowska H. 2006a. Conidial fungi on plants in the<br />

Biebrzański National Park. Acta Hydrochim. Hydrobiol. 34: 53–57.<br />

Orłowska M., Lengiewicz I., Kulikowska-Karpińska E., Ostrowska H.<br />

2006b. Conidial Fungi in the Horodnianka river, near the dumping ground of waste. Pol.<br />

J. of Environ. Stud. Vol.15: 1464–1468.<br />

Orłowska M., Kulikowska-Karpińska E., Lengiewicz I., Ostrowska H. 2007.<br />

Hyphomycetes developing in the water, near the dumping ground of waste. Pol. J. of<br />

Environ. Stud. Vol.16: 443–448.<br />

Pascoal C., Cassio F. 2004. Contribution of fungi and bacteria to leaf litter decomposition<br />

in a polluted river. Appl. Environ. Microbiol. 70: 5266–5277.<br />

Pinta M. 1990. Absorpcyjna spektrometria atomowa – zastosowanie w analizie chemicznej.<br />

PWN, Warszawa.<br />

Solé M., Fetzer I., Wennrich R., Sridhar K.R., Harms H., Krauss G. 2008. Aquatic<br />

Hyphomycete communities as potential bioindicators for assessing anthropogenic<br />

stress. Science of the Total Environ. 38 (9): 557–565.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji<br />

do prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych i prowadzenia<br />

monitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu wód. Dz.U.<br />

2004 r. <strong>Nr</strong> 32, poz. 284.<br />

Sridhar K.R., Bärlocher F., Raviraja N.S., Wennrich R., Baumbach R.,<br />

Krauss G. J. 2001. Decomposition of alder leaves in two heavy metal – polluted<br />

streams in Central Germany. Aqua. Microb. Ecol. 26: 73–80.<br />

Tauk-Tornisielo S.M., Garlipp A., Ruegger M., Attil D.S., Malagutti E. 2005.<br />

Soliborne filamentous fungi in Brazil. J. of Basic. Microbiol. 45(1): 72–82.<br />

Walker C.H., Hopkin S.P., Sibly R.M., Peakall D.B. 2002. Podstawy ekotoksykologii.<br />

PWN, Warszawa.<br />

Woodward J.E., Walker N.R., Dillwith J.W., Zhang H., Martin D.L. 2005. The influence<br />

of fungicides on Arthrobotrys oligospora in simulated putting green soil. Annals<br />

of Applied Biology. Vol. 146:115–121.<br />

Zakrzewski S.F. 2000. Podstawy toksykologii środowiska. Wyd. III. PWN, Warszawa.<br />

532

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Janina Piekutin*<br />

WYSTĘPOWANIE ZANIECZYSZCZEŃ KOMUNIKACYJNYCH<br />

W WODACH ZLEWNI SUPRAŚLI<br />

OCCURRENCE OF TRAFFIC POLLUTANTS IN THE WATER<br />

CATCHMENTS OF RIVER SUPRAŚL<br />

Słowa kluczowe: zanieczyszczenia komunikacyjne, wody powierzchniowe, rzeka Supraśl.<br />

Key words: surface water, Bialystok district.<br />

Problem of traffic pollution appearance in water catchment of river Supraśl is presented in<br />

this article. Chemical condition of water in the river is changing often especially because of<br />

agrochemical pollution, in which gradually join pollution coming from means of transport.<br />

Danger comes out from intensive agricultural economy and economic growth which causes<br />

development of car transport. Water research was done according to biogenic, aerobic,<br />

physical and organic indicators according to current standard and methodic. Results presented<br />

in this article are synthesis of writers own research, made by me own researches<br />

and results obtained from Regional Inspectorate of Preservation of the Environment. Presented<br />

material signalize only importance of the problem and proves necessity of making<br />

more detailed researches in this range.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Emisje powodowane przez transport stanowią zagrożenie dla zdrowia człowieka i negatywnie<br />

wpływają na lokalne środowisko, a jednocześnie w dużym i stale rosnącym stopniu<br />

przyczyniają się do zmian klimatu [Surygała, Śliwka 1999]. Emisje CO 2<br />

pochodzące<br />

z sektora transportu drogowego są obecnie o 27% większe niż w 1990 r., a transport jest jedynym<br />

sektorem gospodarki, w którym prognozuje się, że wielkość tych emisji w przyszłości<br />

wzrośnie. Wzrostowe tendencje w tym sektorze uwidacznia narastający konflikt między<br />

* Dr n. tech. Janina Piekutin – Katedra Technologii w Inżynierii i Ochronie Środowiska,<br />

Politechnika Białostocka, ul. Wiejska 45A, 15-351 Białystok; tel.: 85 746 96 60;<br />

e-mail: jpieku@wp.pl<br />

533

Janina Piekutin<br />

działalnością transportową a środowiskiem naturalnym [Szczepocka, Prędecka, Pawlak,<br />

Dmochowska 2007]. Rozwój infrastruktury drogowej to jednak warunek niezbędny do zapewnienia<br />

łatwego i sprawnego dostępu do regionu oraz regionu do reszty Europy i świata.<br />

Budowa i rozwój sieci połączeń komunikacyjnych przyczynia się do rozwoju działalności<br />

gospodarczej, [Truskolaski 2000, 2003] ułatwia dostęp do terenów wypoczynkowych<br />

i turystycznie atrakcyjnych oraz w dalszej perspektywie – spowoduje wzrost zatrudnienia<br />

w województwie. Wzmożony ruch i fatalny stan techniczny dróg jest jednak głównym źródłem<br />

uwalniania ropy naftowej i jej pochodnych, które powodują największe zanieczyszczenia<br />

wód powierzchniowych, podziemnych i gleb [Surygała, Śliwka 1999]. Ropa naftowa<br />

jest mieszaniną węglowodorów zawierających także niewielkie ilości (do 3%) związków organicznych<br />

tlenu (kwasy karboksylowe, fenole), siarki, azotu oraz metali ciężkich (do 1%).<br />

W dostępnej literaturze nie podaje się aktualnych stężeń tych związków w wodach zlewni<br />

rzeki Supraśli. W związku z tym celowe wydaje się być podjęcie badań nad występowaniem<br />

zanieczyszczeń komunikacyjnych na badanym terenie, zwłaszcza że wiele wód powierzchniowych<br />

tego regionu stanowi źródło wody pitnej.<br />

Rys. 1. Rzeka Supraśl i jej dopływy<br />

Fig. Rys. 1. 1. River Rzeka Supraśl Supraśl and i its jej tributaries dopływy<br />

Rzeka Supraśl przepływa w większości przez tereny typowo rolnicze [Ocena<br />

534<br />

stanu…WIOŚ 2005, 2006, 2007], ale jest gęsto poprzecinana przez szlaki komunikacyjne.<br />

Przez teren zlewni Supraśli przebiegają takie ważne szlaki komunikacyjne [Truskolaski 2000,

Występowanie zanieczyszczeń komunikacyjnych w wodach zlewni Supraśli<br />

Rzeka Supraśl (jedna z większych rzek Podlasia) o długości 93,8 km i powierzchni<br />

zlewni 1844,4 km 2 jest prawobrzeżnym dopływem Narwi. Uchodzi do niej, na 299,8 km.<br />

Supraśl jest rzeką nizinną, jej źródła znajdują się w okolicach wsi Topolany, na wysokości<br />

157 m n.p.m., w zatorfionej Niecce Grójecko-Michałowskiej [Banaszuk P. 2007].<br />

Dorzecze Supraśli jest wyraźnie asymetryczne. Rzeka przyjmuje 18 dopływów, z czego<br />

prawobrzeżnych jest 11, a lewobrzeżnych 7. Dopływy prawobrzeżne odwadniają 70% obszarów,<br />

lewobrzeżne – zaledwie 30% [Rocznik Statystyczny woj. podlaskiego 2007].<br />

Rzeka Supraśl przepływa w większości przez tereny typowo rolnicze [Ocena stanu…<br />

WIOŚ 2005, 2006, 2007], ale jest gęsto poprzecinana przez szlaki komunikacyjne. Przez teren<br />

zlewni Supraśli przebiegają takie ważne szlaki komunikacyjne [Truskolaski 2000, 2003],<br />

jak:<br />

● droga krajowa nr 19, 8 i 65,<br />

● droga wojewódzka nr 676,<br />

● linia kolejowa Warszawa – Sankt Petersburg.<br />

Tranzytowe położenie województwa między wschodem i zachodem Europy spowodowało<br />

znaczną intensyfikację przewozów drogowych i kolejowych.<br />

W artykule przedstawiono problem pojawiających się zanieczyszczeń komunikacyjnych<br />

w wodach zlewni Supraśli. Stan chemiczny wody w rzece ulega często zmianom, szczególnie<br />

ze względu na zanieczyszczenia agrochemiczne, do których dołączają stopniowo zanieczyszczenia<br />

pochodzące ze środków transportu. Zagrożenia wynikają z intensywnej gospodarki<br />

rolniczej i wzrostu gospodarczego przekładającego się na rozwój transportu samochodowego.<br />

Prezentowane badania wody prowadzono w celu określenia wartości wskaźników<br />

biogennych, tlenowych, fizycznych i organicznych wody, według obowiązujących norm<br />

i metodyk. Wyniki zaprezentowane w pracy stanowią syntezę badań własnych autorki oraz<br />

wyników uzyskanych z Wojewódzkiego Inspektoratu <strong>Ochrony</strong> Środowiska. Przedstawiony<br />

materiał sygnalizuje jedynie znaczenie problemu i dowodzi konieczności dalszych, szczegółowych<br />

badań w tym zakresie .<br />

Celem badań było oszacowanie ilościowe i jakościowe związków organicznych i metali<br />

ciężkich w zlewni rzeki Supraśl.<br />

2. MATERIAŁY I METODY<br />

Wodę do badań pobierano w miejscach umożliwiających określenie wpływu i zasięgu odprowadzanych<br />

zanieczyszczeń z miejscowości oraz ważniejszych dopływów znajdujących<br />

się w obrębie zlewni i w bezpośredniej bliskości drogi. Prowadzono badania wody pod kątem<br />

wskaźników biogennych, tlenowych i fizycznych oraz zanieczyszczenia olejami mineralnymi<br />

i węglowodorami ropopochodnymi, według obowiązujących norm i metodyk. Na podstawie<br />

danych z Wojewódzkiego Inspektoratu <strong>Ochrony</strong> Środowiska w Białymstoku dokonano prze-<br />

535

Janina Piekutin<br />

glądu jakości wody w rzece Supraśl [Ocena stanu… WIOŚ 2006, Raport... WIOŚ 2007]. Do<br />

badań posłużyły również dane z Głównego Urzędu Statystycznego (GUS) dotyczące zarejestrowanych<br />

pojazdów [Rocznik statystyczny 2003, 2006, 2007. GUS, Warszawa]<br />

3. WYNIKI BADAŃ<br />

Na wszystkich odcinkach dróg krajowych w województwie podlaskim, na których przeprowadzony<br />

był generalny pomiar ruchu, zaobserwować można dynamiczny wzrost natężenia<br />

ruchu (rys. 2). Liczba pojazdów od 1995 do 2005 r. we wszystkich niemal przypadkach<br />

wzrosła dwukrotnie.<br />

Natężenie ruchu<br />

20 000<br />

18 000<br />

16 000<br />

14 000<br />

12 000<br />

10 000<br />

8 000<br />

6 000<br />

4 000<br />

2 000<br />

Jeżewo St. – Choroszcz<br />

Choroszcz – Białystok<br />

Białystok (wlot na<br />

obwodnicę)<br />

Wasilków – Białystok<br />

Knyszyn – Dobrzyniewo<br />

Dobrzyniewo –<br />

– Białystok<br />

Białystok – Widły<br />

1995 2000 2005<br />

Lata pomiarowe<br />

Rys. Rys. 2. 2. Natężenie ruchu w w latach 1995–2005 [GDDKiA 1995, 1995, 2000, 2000, 2005] 2005]<br />

Fig. 2. Comparison of measurements and traffic density between 1995–2005<br />

Na drodze Jeżewo Stare – Choroszcz w 1995 r. odnotowano 6341 pojazdów, w 2000 r.<br />

– 9450 pojazdów,<br />

Na drodze Jeżewo<br />

a w 2005<br />

Stare<br />

r. już<br />

– Choroszcz<br />

12 275, tj.<br />

w<br />

o<br />

1995<br />

100%<br />

r.<br />

więcej<br />

odnotowano<br />

niż w<br />

6341<br />

roku<br />

pojazdów,<br />

1995. Podobny<br />

w 2000<br />

wzrost<br />

r.<br />

zaobserwować – 9450 pojazdów, można a w na 2005 odcinku r. już 12 Wasilków 275, tj. o 100% – Białystok, więcej niż w roku 1995 1995. r. Podobny odnotowano wzrost 5301<br />

pojazdów, zaobserwować w czasie można pomiarów na odcinku w 2000 Wasilków r. – – 6805 Białystok, pojazdów w 1995 oraz r. odnotowano w roku 2005 5301 – pojazdów,<br />

w czasie pomiarów w 2000 r. – 6805 pojazdów oraz w roku 2005 – 12 249 pojazdów<br />

12 249<br />

pojazdów[Banaszczuk 2007; GDDK iA 1995, 2000].<br />

[Banaszczuk 2007; GDDKiA 1995, 2000].<br />

Wzrost natężenie ruchu w województwie przełożył się się w w większości na na główne drogi<br />

w zlewni rzeki rzeki Supraśl, Supraśl, jak jak to wynika to wynika z z analizy rysunku 2. Obserwujemy na stały, tych dynamiczny<br />

drogach<br />

drogi<br />

w zlewni<br />

stały, dynamiczny wzrost natężenia ruchu.<br />

wzrost natężenia ruchu.<br />

536 Tabela 1. Pojazdy samochodowe i ciągniki zarejestrowane na terenie zlewni Supraśl w<br />

roku 2003 i 2007. [Urząd Statystyczny Białystok 2004, 2008]

Występowanie zanieczyszczeń komunikacyjnych w wodach zlewni Supraśli<br />

Tabela 1. Pojazdy samochodowe i ciągniki zarejestrowane na terenie zlewni Supraśl w latach<br />

2003 i 2007. [Rocznik Statystyczny woj. podlaskiego 2004, 2008]<br />

Table 1. Car vehicles and tractors registered on the area of river Supraśl in year 2003 and 2007<br />

Wyszczególnienie<br />

Pojazdy zarejestrowane<br />

rok 2003<br />

Pojazdy zarejestrowane<br />

rok 2007<br />

Powiat białostocki 33 599 71 581<br />

Powiat sokólski 20 182 42 304<br />

Miasto Białystok 55 623 105 450<br />

Województwo podlaskie 305 500 604 743<br />

W poszczególnych powiatach (tab. 1) obserwuje się stopniowy wzrost liczby rejestrowanych<br />

pojazdów. W ciągu czterech lat ich liczba podwoiła się.<br />

700 000<br />

Pojazdy zarejestrowane<br />

600 000<br />

500 000<br />

<strong>40</strong>0 000<br />

300 000<br />

200 000<br />

powiat białostocki<br />

powiat sokólski<br />

m . Białystok<br />

województwo<br />

podlaskie<br />

0<br />

2003 2007<br />

Lata pomiarowe<br />

Rys. 3. Przyrost zarejestrowanych pojazdów w latach 2003–2007. [GDDKiA 1995, 2000, 2005]<br />

Rys. 3. Przyrost zarejestrowanych pojazdów w latach 2003–2007. [GDDKiA 1995, 2000,<br />

Fig. 3. Increase of registered vehicles between years 2003–2007<br />

2005]<br />

We wszystkich We wszystkich analizowanych powiatach powiatach (rys. 3) (rys. odnotowano 3) odnotowano dwukrotny dwukrotny wzrost wzrost liczby<br />

liczbyt pojazdów pojazdów samochodowych samochodowych w okresie w okresie od 2003 od 2003 do 2007 do 2007 r. Tak roku. dynamiczny Tak dynamiczny rozwój liczby rozwój<br />

środków komunikacji niesie za sobą różnego rodzaju sytuacje, które istotnie wpływają na jakość<br />

środowiska wodno-glebowego.<br />

ilości środków komunikacji niesie za sobą różnego rodzaju sytuacje, które istotnie wpływają<br />

na jakość środowiska wodno- glebowego.<br />

Jakość wody w rzece Supraśl od 2004 r. pod względem ChZT Mn<br />

, oraz zawartości ogólnego<br />

węgla Jakość organicznego, wody w rzece fosforanów Supraśl od i azotu 2004 ogólnego r. pod względem uległa poprawie, ChZT Mn , ale oraz jeżeli zawartości chodzi<br />

ogólnego ChZT Cr<br />

stężenie węgla organicznego, tego wskaźnika fosforanów wzrosło. Wysoka i azotu wartość ogólnego wskaźników uległa poprawie, zanieczyszczeń ale jeżeli<br />

w chodzi 2004 r. jest ChZT spowodowana Cr stężenie awaryjnym tego wskaźnika zanieczyszczeniem wzrosło. Wysoka rzeki Supraśl. wartość W tym wskaźników roku wystąpiły<br />

gwałtowne opady deszczu, które zmyły głównie nawozy azotowe z pól uprawnych<br />

zanieczyszczeń w 2004 r. jest spowodowana awaryjnym zanieczyszczeniem rzeki Supraśl. W<br />

i substancje humusowe z torfu. Przeprowadzone w 2006 r. odmulanie, na najbardziej newralgicznym<br />

tym roku wystąpiły<br />

odcinku rzeki,<br />

gwałtowne<br />

zapobiega<br />

opady<br />

takim<br />

deszczu,<br />

sytuacjom.<br />

które zmyły głównie nawozy azotowe z pól<br />

uprawnych i substancje humusowe z torfu. Przeprowadzone w 2006 r., na najbardziej<br />

newralgicznym odcinku rzeki, odmulanie zapobiega takim sytuacjom.<br />

537

Janina Piekutin<br />

90<br />

Wartości wskaźników zanieczyszczeń<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

<strong>40</strong><br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

2004 2008<br />

Lata pomiarowe<br />

ChZTMn<br />

ChZTCr<br />

Ogólny węgiel org.<br />

Azot og.<br />

Fosforany<br />

Rys 4. Kształtowanie się wartości wskaźników zanieczyszczeń rzeki Supraśl w latach 2004 -<br />

Rys 4. Kształtowanie się wartości wskaźników zanieczyszczeń rzeki Supraśl w latach 2004–<br />

2008<br />

2008<br />

Fig. 4. Niestety Shaping jedyne of valuation dane of dotyczące pollution indicators zanieczyszczeń of river metalami Supraśl between ciężkimi, years WWA, 2004–2008 olejami<br />

mineralnym i substancjami ropopochodnymi pochodzą z 2008 r. W związku z tym nie jest<br />

możliwe Niestety ustalenie jedyne skali dane ich dotyczące wzrostu. Dane zanieczyszczeń te podano w metalami tabeli nr 2, ciężkimi, a ich stan WWA, określany olejami jest mineralnym<br />

i substancjami ropopochodnymi pochodzą z 2008 r. W związku z tym nie jest możliwe<br />

ustalenie skali ich wzrostu. Dane te podano w tabeli 2, a ich stan określany jest „poni-<br />

„poniżej dobrego”. W ostatnim okresie w dolinie Supraśli prowadzone są duże inwestycje<br />

drogowe. Największe z nich to droga krajowa nr 8 na odcinku Białystok – Augustów i<br />

żej dobrego”. W ostatnim okresie w dolinie Supraśli prowadzone są duże inwestycje drogowe.<br />

Największe Wasilkowa. z nich to W droga związku krajowa z tym nr 8 w na najbliższych odcinku Białystok latach – należy Augustów się spodziewać i obwodnica<br />

obwodnica<br />

zwiększenia Wasilkowa. zanieczyszczenia W związku z tym środowiska w najbliższych metalami latach ciężkimi należy i się ropopochodnymi.<br />

spodziewać zwiększenia zanieczyszczenia<br />

środowiska metalami ciężkimi i ropopochodnymi.<br />

Tabela 2 Wyniki oznaczeń metali ciężkich i węglowodorów ropopochodnych - 2008 r.<br />

Tabela 2. Wyniki oznaczeń metali ciężkich rzeka, i węglowodorów km biegu ropopochodnych Supraśl – 0,5 2008 km r.<br />

Table 2.<br />

Dane<br />

Results<br />

o punkcie<br />

of heavy<br />

poboru<br />

metals determination nazwa punktu and oil hydrocarbonujście w m. Dzikie<br />

współrzędne ppk: LON 22,987470<br />

rzeka, km biegu<br />

Supraśl 0,5 km<br />

współrzędne ppk: LAT 53,179480<br />

nazwa punktu<br />

ujście w m. Dzikie<br />

Dane o punkcie poboru<br />

wartość graniczna 1,5<br />

współrzędne<br />

Kadm (µg/l)<br />

max 1) ppk: LON 22,987470<br />

1,3<br />

współrzędne ppk: LAT 53,179480<br />

ocena stanu<br />

dobry<br />

wartość graniczna 1,5<br />

Fluoranten (µg/l) granica D/U 1<br />

Kadm (µg/l)<br />

maksymalna<br />

max 1) 1) 1,3<br />

0,0122<br />

ocena stanu<br />

dobry<br />

ocena stanu<br />

dobry<br />

granica D/U 1<br />

wartość graniczna 7,2<br />

Fluoranten Ołów (µg/l) (µg/l)<br />

maksymalna<br />

śr. stężenie 2) 1) 0,0122<br />

ocena stanu<br />

3,5 dobry<br />

wartość ocena stanu graniczna dobry 7,2<br />

Ołów (µg/l) Rtęć (µg/l) granica śr. stężenie D/U 0,007<br />

2)<br />

max 1) 3,5<br />

ocena stanu<br />

0,2 dobry<br />

ocena stanu<br />

poniżej dobrego<br />

538

Występowanie zanieczyszczeń komunikacyjnych w wodach zlewni Supraśli<br />

Rtęć (µg/l)<br />

Nikiel (µg/l)<br />

Benzo(a)piren (µg/l)<br />

Suma Benoz(b)fluorantenu<br />

i Benzo(k)fluoranten (µg/l):<br />

Suma Benzo(g,h,i)perylenu<br />

i Indeno(1,2,3-cd)piren<br />

(µg/l):<br />

Oleje mineralne (indeks<br />

oleju mineralnego) (mg/l)<br />

STAN CHEMICZNY<br />

granica D/U 0,007<br />

maksymalna 1) 0,2<br />

ocena stanu<br />

poniżej dobrego<br />

wartość graniczna 20<br />

śr. stężenie 2) 2,33<br />

ocena stanu<br />

dobry<br />

wartość graniczna 0,1<br />

maksymalna 1) 0,00316<br />

ocena stanu<br />

dobry<br />

wartość graniczna 0,03<br />

śr. stężenie 2) 0,0038<br />

ocena stanu<br />

dobry<br />

wartość graniczna 0,002<br />

śr. stężenie 2) 0,00625<br />

ocena stanu<br />

poniżej dobrego<br />

wartość graniczna 0,2<br />

śr. stężenie 2) 0,26<br />

ocena stanu poniżej dobrego<br />

poniżej dobrego<br />

Źródło: badania własne i Ocena stanu czystości wód w zlewni rzeki Supraśl w 2008 r. [2009].<br />

Objaśnienia: 1) maksymalna wartość, 2) średnia arytmetyczna.<br />

4. PODSUMOWANIE<br />

Stwierdzone stężenia badanych zanieczyszczeń komunikacyjnych świadczą o ich migracji<br />

do wody powierzchniowej, należy więc przypuszczać, że będą one się zwiększały<br />

w miarę wzrostu natężenia ruchu. Jest jednak szansa, aby groźba większego zanieczyszczenia<br />

substancjami ropopochodnymi nie była tak wielka. Wraz z budową nowych dróg powstają<br />

bowiem nowoczesne systemy zbierania i oczyszczania wód deszczowych, należy<br />

jednak wziąć pod uwagę, że przy intensywnych i długotrwałych deszczach istnieje prawdopodobieństwo<br />

zanieczyszczenie środowiska.<br />

Często nie zdajemy sobie sprawy, że ze wszystkich awarii i wypadków prowadzących<br />

do zanieczyszczenia gleby i gruntu, a w konsekwencji zanieczyszczenia wód gruntowych<br />

niemal <strong>40</strong> % to zdarzenia związane z zanieczyszczeniem środowiska węglowodorami ropopochodnymi,<br />

czyli benzyną, paliwem lotniczym, olejami opałowymi i napędowymi oraz innymi<br />

pochodnymi ropy naftowej. Każdy niekontrolowany wyciek produktów naftowych jest<br />

istotną ingerencją w środowisko gruntowo-wodne – węglowodory hamują wymianę gazową,<br />

ograniczają dostęp światła, zmniejszają stężenie rozpuszczonego tlenu, degradują wody<br />

gruntowe i powierzchniowe, zanieczyszczają glebę i grunty, a także zaburzają homeostazę.<br />

Ropopochodne substancje o gęstości większej od gęstości wody, które pod wpływem<br />

sił grawitacyjnych przemieszczają się do spągowych partii warstw wodonośnych, rozprzestrzeniają<br />

się w kierunkach horyzontalnych bardzo wolno, ale substancje o gęstości mniej-<br />

539

Janina Piekutin<br />

szej od gęstości wody unoszą się na powierzchni wody podziemnej i mogą wraz z nią migrować<br />

na znaczne odległości. Aby móc przeciwdziałać zanieczyszczeniom produktami<br />

naftowymi, należy znać ich ilość i wiedzieć jak zachowuje się zanieczyszczenie w środowisku<br />

wodno-gruntowym [Sawicka-Siarkiewicz 2003]. W zależności od właściwości fizycznych<br />

podłoża, zanieczyszczenie płynie po powierzchni lub infiltruje przez strefę aeracji do<br />

warstwy wodonośnej, w efekcie część produktu zostaje zaabsorbowana na materiale skalnym,<br />

reszta natomiast osiągnie zwierciadło wody gruntowej.<br />

W zlewni badanej rzeki Supraśl stężenie azotu, fosforanów i wskaźników tlenowych wynika<br />

z punktów poboru, ponieważ badany odcinek w dużej mierze przebiega przez tereny<br />

lesiste [Raport WIOŚ 2006]. Analiza powyższych danych (rys. 4) wskazuje na istnienie istotnych<br />

zagrożeń związanych z rozwojem rolnictwa na terenie powiatu.<br />

Wielkości ładunków zanieczyszczeń są trudne do oszacowania, jednakże zmiany w jakości<br />

wód świadczą, że ilości zanieczyszczeń dostarczane do badanych odcinków rzek są istotne.<br />

Badania wykonano w Instytucie Inżynierii i <strong>Ochrony</strong> Środowiska Politechniki Białostockiej<br />

ze środków przeznaczonych na działalność pracy własnej W/WBiIS/26/2007.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Banaszuk P. 2007 Wodna migracja rolniczych zanieczyszczeń obszarowych do wód powierzchniowych<br />

w zlewni górnej Narwi. Rozprawy Naukowe nr 144, Wydawnictwo Politechniki<br />

Białostockiej, Białystok.<br />

GDDKiA. Generalny pomiar ruchu. 1995.<br />

GDDKiA. Generalny pomiar ruchu. 2000.<br />

GDDKiA. Generalny pomiar ruchu. 2005.<br />

Ocena stanu czystości rzek woj. podlaskiego w latach 2005, 2006, 2007. WIOŚ, Białystok.<br />

Ocena stanu czystości wód w zlewni rzeki Supraśl w 2008 r. 2009.WIOŚ, Białystok.<br />

Ocena stanu sanitarnego województwa podlaskiego w 2005. 2006.WIOŚ, Białystok.<br />

Raport o stanie środowiska województwa podlaskiego w latach 2004–2006. 2007. Biblioteka<br />

Monitoringu Środowiska, Inspekcja <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Wojewódzki Inspektorat<br />

<strong>Ochrony</strong> Środowiska w Białymstoku. Białystok.<br />

Rocznik Statystyczny Województwa Podlaskiego. 2004. Urząd Statystyczny, Białystok.<br />

Rocznik Statystyczny Województwa Podlaskiego. 2007. Urząd Statystyczny, Białystok.<br />

Rocznik Statystyczny Województwa Podlaskiego. 2008. Urząd Statystyczny, Białystok.<br />

Sawicka-Siarkiewicz H. 2003. Ograniczanie zanieczyszczeń w spływach powierzchniowych<br />

z dróg, Ocena technologii i zasady wyboru. <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa.<br />

Surygała J., Śliwka E. 1999. Charakterystyka produktów naftowych w aspekcie oddziaływań<br />

środowiskowych. Chemia i Inżynieria Ekologiczna 6 (2–3): 131–145.<br />

5<strong>40</strong>

Występowanie zanieczyszczeń komunikacyjnych w wodach zlewni Supraśli<br />

Szczepocka A., Prędecka A., Pawlak A., Dmochowski D. 2007. Wpływ infrastruktury<br />

drogowej na zanieczyszczenie gleb WWA i substancjami ropopochodnymi na przykładzie<br />

giełdy samochodowej w Słomczynie. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych<br />

nr 31, <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa: 149–154.<br />

Truskolaski T. 2000. System transportowy jako czynnik konkurencyjności regionu (na<br />

przykładzie województwa podlaskiego. W: H. Podedworny i in. (red.). Konkurencyjność<br />

gospodarki polskiej a rola państwa . Wyższa Szkoła Ekonomiczna. Białystok.<br />

Truskolaski T. 2003. Via Balitca – szanse i zagrożenia dla środowiska naturalnego<br />

i społeczności lokalnych. W: R. Horodeński i in. (red.). Walory przyrodnicze jako czynnik<br />

rozwoju regionów wschodniej Polski. Wyższa Szkoła Ekonomiczna w Białymstoku.<br />

Białystok.<br />

541

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Ewa Rauba*, Krystyna Rauba**<br />

Analiza możliwości spełnienia zasady zwrotu kosztów<br />

usług wodnych na przykładzie wybranych oczyszczalni<br />

ścieków z terenu północno-wschodniej Polski<br />

Analysis of possibilities for fulfillment of water<br />

services costs recovery principle for the example of<br />

wastewater treatment plants located in the North-<br />

Eastern Poland<br />

Słowa kluczowe: Ramowa Dyrektywa Wodna, zasada zwrotu kosztów usług wodnych.<br />

Key words: Water Framework Directive, the cost recovery of water services principle.<br />

Water Framework Directive requires the Member States of European Union to implement<br />

the cost recovery of water services principle by the end of 2010. There is the factor limiting<br />

the rates of water supply and sewerage services, which should cover the costs of these<br />

services. If is the share of water supply and sewerage charges in average household income<br />

in municipality. This share should be at the level of 3–4 %.<br />

The possibility of fulfillment the principle of costs recovery of water services will be presented<br />

for the examples wastewater treatment plants in the area of North-Eastern Poland.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

W Ramowej Dyrektywie Wodnej Unii Europejskiej [Dyrektywa... 2000] wskazano jako<br />

jedną z głównych zasad polityki wodnej Wspólnoty – zasadę zwrotu kosztów za usługi wodne.<br />

Realizacja tej zasady nie jest łatwa w praktyce, przede wszystkim ze względu na ograniczenia<br />

wynikające ze względów społecznych, związane z możliwością obciążenia opłatami<br />

* Mgr inż. Ewa Rauba – Wydział Zarządzania, Katedra Zarządzania Produkcją, Politechnika<br />

Białostocka, ul. Ojca S. Tarasiuka 2, 16-001 Kleosin; tel.: 85 746 98 48; e-mail: erauba@go2.pl<br />

** Mgr inż. Krystyna Rauba – Zamiejscowy Wydział Zarządzania Środowiskiem w Hajnówce,<br />

Politechnika Białostocka, ul. J. Piłsudskiego 8, 17-200 Hajnówka; tel.: 85 682 95 00; e-mail:<br />

krauba@go2.pl<br />

542

Analiza możliwości spełnienia zasady zwrotu kosztów usług wodnych na przykładzie...<br />

za usługi wodne odbiorców komunalnych, a zwłaszcza gospodarstwa domowe. Czynniki natury<br />

społecznej wymuszają zatem konieczność etapowego dochodzenia do pełnego zwrotu<br />

kosztów uzdatniania i dostarczania wody oraz oczyszczania i odprowadzania ścieków.<br />

W Ramowej Dyrektywie Wodnej ustalono termin zakończenia tego procesu na koniec grudnia<br />

2010 r.<br />

Operatorami usług wodnych są przedsiębiorstwa wodociągowe i kanalizacyjne. Nie<br />

są one jednostkami nastawionymi na zysk. Wiele z nich jest wręcz przedsiębiorstwami<br />

deficytowymi. W rzeczywistości przedsiębiorstwa wodociągowe i kanalizacyjne powinny<br />

funkcjonować na zasadzie samofinansowania. Z uzyskanych zysków powinny być pokrywane<br />

nie tylko koszty bieżące funkcjonowania przedsiębiorstwa, ale także potrzeby rozwojowe.<br />

Sytuacja, w której przychody są niższe jak koszty funkcjonowania przedsiębiorstwa<br />

może występować tylko czasowo. Jednostki nie mogą jednak wykorzystywać swojej<br />

pozycji monopolistycznej i zawyżać cen za usługi wodociągowo-kanalizacyjne [Dziembowski<br />

1991].<br />

2. Klasyfikacja kosztów funkcjonowania oczyszczalni ścieków<br />

Przedsiębiorstwa wodociągowo-kanalizacyjne mogą stosować różne sposoby grupowania<br />

i klasyfikacji kosztów własnych. Można wyróżnić trzy podstawowe układy klasyfikacyjne:<br />

● układ rodzajowy,<br />

● układ stanowiskowo-kalkulacyjny,<br />

● układ ekonomiczny.<br />

Układ rodzajowy. Przedstawione w układzie rodzajowym koszty własne, są zgrupowane<br />

w takiej postaci, w jakiej ponoszą je przedsiębiorstwa. Wyodrębnia się, np.:<br />

● koszty materialne:<br />

– zużycie materiałów i środków nietrwałych,<br />

– energia,<br />

– amortyzacja,<br />

– usługi transportowe,<br />

– usługi remontowe,<br />

– inne usługi<br />

● koszty niematerialne:<br />

– wynagrodzenia,<br />

– narzuty na płace,<br />

– odpisy na fundusze,<br />

– podatki, usługi bankowe,<br />

– inne usługi niematerialne.<br />

Głównym zadaniem klasyfikacji kosztów w układzie rodzajowym jest stworzenie podstawy<br />

do poznania struktury kosztów.<br />

543

Ewa Rauba, Krystyna Rauba<br />

Układ rodzajowy kosztów, stosowany powszechnie w przedsiębiorstwach wodociągowo-kanalizacyjnych,<br />

nie daje jednak obrazu kosztów świadczenia usług wodnych w odniesieniu<br />

do poszczególnych grup odbiorców tych usług.<br />

Układ środowiskowo-kalkulacyjny. Jeżeli chcemy grupować koszty w zależności od<br />

miejsca ich powstawania należy przedstawić je w układzie stanowiskowo-kalkulacyjnym.<br />

Można wówczas wyodrębnić następujące stanowiska i odpowiadające im koszty:<br />

● ujęcie wody,<br />

● uzdatnianie wody,<br />

● tłoczenie wody,<br />

● sieć wodociągowa,<br />

● wodomierze,<br />

● sieć kanalizacyjna,<br />

● pompownia ścieków,<br />

● oczyszczalnia ścieków.<br />

Kalkulacyjny układ kosztów umożliwa określenie jednostkowego kosztu poszczególnych rodzajów<br />

kosztów, a także jednostkowych kosztów działań składających się na daną usługę.<br />

Układ ekonomiczny. W układzie ekonomicznym koszty dzieli się na koszty stałe<br />

i koszty zmienne. Koszty stałe obejmują te koszty, które w pewnych granicach zmian w ilości<br />

dostarczanej wody lub przyjmowanych ścieków są niezmienne. Koszty zmienne natomiast<br />

zależą od wzrostu lub spadku wielkości świadczonych usług. Do kosztów stałych zalicza<br />

się:<br />

● płace z narzutami,<br />

● amortyzację,<br />

● koszty remontów,<br />

● koszty ogólnozakładowe i wydziałowe.<br />

Koszty zmienne zaś obejmują:<br />

● koszty energii elektrycznej,<br />

● koszty materiałów,<br />

● opłaty ekologiczne,<br />

● koszty wywozu i składowania osadów ściekowych [Kłoss-Trębaczkiewicz 1999].<br />

3. Ocena stopnia zwrotu kosztów oczyszczania ścieków<br />

w wybranych oczyszczalniach ścieków<br />

Analizy kosztów funkcjonowania przedsiębiorstw wodociągowych i kanalizacyjnych pokazują,<br />

że koszty usług wodociągowych w większości przypadków są pokrywane z opłat za<br />

korzystanie z wody wodociągowej. Problem pojawia się natomiast w odniesieniu do oczyszczania<br />

ścieków [Analiza… 2004]. W związku z tym właśnie tę usługę podano analizie na<br />

przykładzie czterech wybranych małych oczyszczalni ścieków:<br />

544

Analiza możliwości spełnienia zasady zwrotu kosztów usług wodnych na przykładzie...<br />

● w Krzynkach,<br />

● w Kleszczelach,<br />

● w Szczuczynie,<br />

● w Kolnie.<br />

Oczyszczalnia ścieków w Krynkach jest oczyszczalnią mechaniczno-biologiczną typu<br />

„hydrocentrum”. Jej przepustowość wynosi 1000 m 3 /d. W roku 2007 oczyszczono w niej<br />

67 929 m 3 ścieków. Opłata za oczyszczone ścieki w 2007 r. wynosiła 2,56 zł/ m 3 .<br />

Tabela 1. Koszty funkcjonowania oczyszczalni ścieków w Krynkach<br />

Table 1. Operations and maintenance costs of the wastewater treatment plant in Krynki<br />

Rodzaj kosztów Wielkość kosztów w zł Struktura w %<br />

Płace 83 810,43 52,59<br />

Fundusz premiowy 7 139,46 4,49<br />

BHP 1 967,67 1,24<br />

ZUS 15 321,08 9,63<br />

Fundusz pracy 2 172,41 1,37<br />

Zakupy materiałów 6 609,91 4,16<br />

Energia elektryczna 28 181,66 17,69<br />

Usługi, telefony, naprawy, delegacje 7 009,71 4,41<br />

Ochrona środowiska 3 774,47 2,38<br />

Fundusz socjalny 3 218,<strong>40</strong> 2,04<br />

RAZEM 15 9383,90 100<br />

Źródło: Zakład Gospodarki Komunalnej i Mieszkaniowej w Krynkach.<br />

W oczyszczalni ścieków w Krynkach nie wykazano wśród kosztów funkcjonowania<br />

amortyzacji. Powoduje to zapewne znaczne obniżenie kosztów, ponieważ amortyzacja<br />

stanowi przeważnie ok. 20% wszystkich kosztów. Biorąc pod uwagę ilość oczyszczonych<br />

ścieków i opłatę za 1 m 3 ścieków można było wyznaczyć wartość sprzedaży, która wyniosła<br />

173 898,24 zł. Pozwala to zatem stwierdzić, że opłaty za świadczoną usługę pokrywają<br />

koszty eksploatacji oczyszczalni, ale nie pokrywają wydatków związanych z inwestycjami<br />

(brak amortyzacji, która jest uznawana za odzwierciedlenie nakładów inwestycyjnych).<br />

Oczyszczalnia ścieków w Kleszczelach to oczyszczalnia typu BOS 100 o maksymalnej<br />

przepustowości 125 m 3 /dobę. Ilość ścieków oczyszczonych w 2007 r. wyniosła 17 000 m 3 .<br />

Cena 1 m 3 oczyszczonych ścieków wynosiła 2,15 zł.<br />

Tabela 2. Koszty oczyszczania ścieków w oczyszczalni ścieków w Kleszczelach<br />

Table 2. Operations and maintenance costs of the wastewater treatment plant in Kleszczele<br />

Rodzaj kosztów Wielkość kosztów w zł Struktura w %<br />

Zakup energii 22 104 68,44<br />

Zakup usług 9722 30,10<br />

Zakup materiałów 462 1,43<br />

Inne opłaty 9 0,03<br />

RAZEM 32 297 100<br />

Źródło: dane Urzędu Miasta w Kleszczelach.<br />

545

Ewa Rauba, Krystyna Rauba<br />

Największy udział w kosztach oczyszczania ścieków w oczyszczalni w Kleszczelach<br />

ma energia elektryczna (68,44%). Wartość sprzedaży wyniosła w 2007 r. 36 550 zł. Biorąc<br />

pod uwagę poniesione koszty (32 297 zł), można by stwierdzić, że nastąpił zwrot kosztów<br />

usługi oczyszczania ścieków. Jednak w kosztach nie jest wykazywana amortyzacja. Kwoty<br />

amortyzacji bowiem nie wyodrębniono z amortyzacji naliczanej w stosunku do całości<br />

majątku gminy. Brak jest też kosztu wynagrodzenia pracowników, ponieważ nie było stałej<br />

obsługi oczyszczalni. Obsługa wykonywana była przez pracowników Urzędu Miejskiego<br />

w Kleszczelach zatrudnionych na innych stanowiskach.<br />

Oczyszczalnia w Szczuczynie jest także oczyszczalnią mechaniczno-biologiczną. Jej<br />

przepustowość wynosi 500 m 3 /dobę. W roku 2007 oczyszczono w niej 64 119 m 3 ścieków,<br />

w tym 10 000 m 3 ścieków dowożonych i 54 119 m 3 ścieków dopływających kanalizacją.<br />

Koszt oczyszczenia 1 m 3 wynosił 3,00 zł dla ścieków dopływających kanalizacją i 8,00 zł dla<br />

ścieków dowożonych.<br />

Tabela 3. Koszty funkcjonowania oczyszczalni ścieków w Szczuczynie<br />

Table 3. Operations and maintenance costs of the wastewater treatment plant in Szczuczyn<br />

Rodzaj kosztów<br />

Oczyszczalnia<br />

(ścieki dopływowe<br />

Stacja zlewcza<br />

(ścieki dowożone)<br />

Łącznie Struktura w %<br />

Materiały 7528,52 2 144,90 9 673,42 2,85<br />

Energia 49 725,<strong>40</strong> – 49 725,<strong>40</strong> 14,72<br />

Usługi obce 5080,64 565,90 5 646,54 1,69<br />

Podatki i opłaty 2331,20 912,20 3 243,<strong>40</strong> 0,96<br />

Płace i narzuty 26 823,98 29 727,72 56 551,70 16,74<br />

Transport, paliwo 3557,06 36 279,95 39 837,01 11,79<br />

Koszty ogólnozakładowe 104 565,15 68 541,18 173 106,33 51,24<br />

RAZEM 199 611,95 138 171,85 337 783,80 100<br />

Źródło: dane oczyszczalni ścieków w Szczuczynie.<br />

W oczyszczalni ścieków w Szczuczynie koszty świadczenia usług nie zwracają się,<br />

ponieważ wartości sprzedaży wyniosły odpowiednio 80 000 zł dla ścieków dowożonych<br />

i 162 357 zł dla ścieków dopływających kanalizacją. Trzeba także zwrócić uwagę na brak<br />

wykazywanej w kosztach amortyzacji.<br />

Kolejna oczyszczalnia, jaką jest obiekt w Kolnie, to również oczyszczalnia mechaniczno-biologiczna.<br />

Jej projektowana przepustowość wynosi 1650 m 3 /d. W roku 2007 poddano<br />

w niej oczyszczaniu 278 7<strong>40</strong>,46 m 3 ścieków. Cena oczyszczenia 1 m 3 ścieków wynosiła<br />

4,36 zł.<br />

Wysokość opłat za oczyszczanie ścieków w oczyszczalni w Kolnie pozwala na pokrycie<br />

kosztów świadczenia usługi. Wartość sprzedaży bowiem wyniosła 1 215 308,<strong>40</strong> zł. Jak<br />

wynika z danych przedstawionych w tabeli 4 oczyszczalnia ta wykazuje także amortyzację,<br />

która stanowiła aż 41,78 %. Taka wysokość amortyzacji świadczy o nowych inwestycjach<br />

realizowanych w oczyszczalni.<br />

546

Analiza możliwości spełnienia zasady zwrotu kosztów usług wodnych na przykładzie...<br />

Tabela 4. Koszty funkcjonowania oczyszczalni ścieków w Kolnie<br />

Table 4. Operations and maintenance costs of the wastewater treatment plant in Kolno<br />

Rodzaj kosztów Wielkość kosztów w zł Struktura w %<br />

Wynagrodzenia 283 191 23,32<br />

Różne wydatki osobowe 672 0,06<br />

Podróże służbowe 885 0,07<br />

Materiały 70 732 5,82<br />

Energia elektryczna 106 510 8,77<br />

Paliwo 27 735 2,28<br />

Usługi obce 19 187 1,58<br />

Usługi łączności 2443 0,20<br />

Usługi bankowe 514 0,04<br />

Różne opłaty i składki 3080 0,26<br />

Ubezpieczenia społeczne 56 021 4,61<br />

Odpisy na FŚS 7415 0,61<br />

Wynagrodzenie Rady Nadz. 2189 0,18<br />

Podatki i opłaty 90 592 7,46<br />

Amortyzacja 507 426 41,79<br />

Woda 35 880 2,95<br />

RAZEM 1 214 472 100<br />

Źródło: dane oczyszczalni ścieków w Kolnie.<br />

4. Podsumowanie<br />

Poziom zwrotu kosztów usług wodnych, na którym znajduje się obecnie operator, będzie<br />

decydować o możliwości realizacji zasady zwrotu kosztów usług wodnych w wyznaczonym<br />

przez RDW terminie lub konieczność ustalenia indywidualnego harmonogramu<br />

wdrożenia zasady w gminie. Jak pokazują badania, wielu operatorów usług wodnych nie<br />

wykazuje w kosztach amortyzacji, która na ogół stanowi ok. 20% wszystkich kosztów.<br />

W wielu wypadkach wysokość opłat za oczyszczanie ścieków nie pozwala na pełne pokrycie<br />

kosztów świadczenia tej usługi.<br />

Jak wyżej zaznaczono, czynnikiem ograniczającym wysokość cen opłat za usługi<br />

wodociągowo-kanalizacyjne jest wielkość dochodu gospodarstw domowych w gminie.<br />

Jest to element bardzo zróżnicowany w skali kraju. Gminy bogatsze będą w stanie<br />

szybciej osiągnąć poziom pełnego zwrotu kosztów wynikających ze świadczenia usług<br />

zbiorowego zaopatrzenia w wodę i zbiorowego odprowadzania ścieków. W gminach<br />

bardzo ubogich, o wysokiej stopie bezrobocia, osiągnięcie tego celu do końca 2010 r.<br />

może być trudne i będzie wymagać znacznej pomocy finansowej skierowanej do odbiorców<br />

komunalnych, zwłaszcza w zakresie opłat za oczyszczanie i odprowadzanie<br />

ścieków. Przeważnie przyjmuje się, że obciążenie gospodarstwa domowego opłatami<br />

za usługi wodociągowo-kanalizacyjne nie powinno przekraczać 3–4% dochodu gospodarstwa<br />

domowego.<br />

547

Ewa Rauba, Krystyna Rauba<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Analiza kosztów świadczenia usług wodociągowo-kanalizacyjnych. 2004. Praca zbiorowa<br />

pod kierunkiem H. Kłoss-Trębaczkiewicz i E. Osuch-Pajdzińskiej. Polskie Zrzeszenie<br />

Inżynierów i Techników Sanitarnych – Zarząd Główny, Warszawa.<br />

Dziembowski Z. 1991. Taryfy opłat komunalnych przedsiębiorstw komunalnych. Gaz,<br />

woda i technika sanitarna 7/1991.<br />

Kłoss-Trębaczkiewicz H., Osuch-Pajdzińska E., Roman M. 1999. Opłaty za<br />

usługi wodociągowe i kanalizacyjne. Seria: Wodociągi i Kanalizacja nr 5. PZITS, Warszawa.<br />

Ramowa Dyrektywa Wodna 2000/60/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 23<br />

października 2000 r. ustanawiająca ramy wspólnotowego działania w dziedzinie<br />

polityki wodnej. Dz.U. UE. L z dnia 22 grudnia 2000 r.<br />

548

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Radosław Kalinowski*, Monika Załęska-Radziwiłł**<br />

Wyznaczanie standardów jakości osadów dennych na<br />

podstawie badań ekotoksykologicznych<br />

Method of developing the sediment quality guidelines<br />

based on ecotoxicological assays<br />

Słowa kluczowe: osady denne, standardy jakości, testy ekotoksyczności, wielopierścieniowe<br />

węglowodory aromatyczne.<br />

Key words: sediments, quality guideline, ecotoxicity tests, polycyclic aromatic hydrocarbons.<br />

The sediments in reservoirs provide nutrient reach habitat for living organisms and therefore<br />

are an important component in matter and energy cycle. Sediments are composed of mineral<br />

and organic particles as well as interstitial water.<br />

Anthropogenic activities result in the increase of number of pollutants and their concentrations<br />

in bottom sediments. The sorption capacity of sediments intensify the deposition of<br />

non-degradable and toxic substances that may cause the elimination of ecologically relevant<br />

groups of benthic organisms and disturbing the proper functions of the ecosystem.<br />

During the last 20 years, the ecotoxicological methods developed rapidly, especially in the<br />

field of environmental risk assessment. In many countries the ecotoxicological criteria were<br />

included in legal regulations concerning sewage and hazardous waste. Currently a new field<br />

of research for aqueous biocoenosis was open for assessing risk of sediment-cumulated<br />

contaminants which are easily desorbed into water phase.<br />

In Poland, there are no risk assessment regulations concerning the presence of the chemical<br />

compounds in sediments as well as no ecotoxicologicaly based sediment quality crite-<br />

* Dr inż. Radosław Kalinowski – Zakład Farmakologii i Toksykologii, Wojskowy <strong>Instytut</strong><br />

Higieny i Epidemiologii, ul. Kozielska 4, 01-163 Warszawa; tel.: 22 681 61 52;<br />

e-mail: Radoslaw.Kalinowski@wp.pl<br />

** Dr hab. Monika Załęska-Radziwiłł – Zakład Biologii, Wydział Inżynierii Środowiska,<br />

Politechnika Warszawska, ul. Nowowiejska 20, 00-653 Warszawa; tel.: 22 621 29 79;<br />

e-mail: Monika.Radziwill@is.pw.edu.pl<br />

549

Radosław Kalinowski, Monika Załęska-Radziwiłł<br />

ria. This paper proposes a method of developing the sediment quality criteria for 5 classes<br />

of sediments based on single species toxicity tests. Four polycyclic aromatic hydrocarbons<br />

– naphthalene, phenanthrene, anthracene and pyrene were used as a model substances.<br />

The presented system of sediment quality guidelines may be easily implemented in the<br />

Polish environmental legislation.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Osady denne w środowisku stanowią dla organizmów roślinnych i zwierzęcych siedlisko,<br />

bogate w substancje pokarmowe, stąd też są ważnym komponentem w obiegu materii<br />

i energii zbiorników wodnych. Składają się z cząstek mineralnych, organicznych i zawartej<br />

w przestrzeniach międzycząsteczkowych – wody.<br />

Zgodnie z definicją podaną w załączniku do rozporządzenia Ministra Zdrowia w sprawie<br />

metod przeprowadzania badań właściwości fizykochemicznych, toksyczności i ekotoksyczności<br />

substancji i preparatów chemicznych [2005] osad jest mieszaniną mineralnych<br />

i organicznych składników chemicznych, przy czym te drugie składają się ze<br />

związków o wysokiej zawartości węgla i azotu i o wysokich masach cząsteczkowych.<br />

Tworzy się w wodach naturalnych i ma powierzchnię kontaktową z wodą.<br />

Osady w zbiornikach wodnych powstają wskutek sedymentacji substancji allochtonicznych<br />

i autochtonicznych. Działalność człowieka powoduje znaczne zwiększenie rodzaju<br />

i stężeń związków chemicznych w osadach dennych, a zdolności sorpcyjne osadów intensyfikują<br />

deponowanie trudno rozkładających się i toksycznych substancji, takich jak<br />

związki metali ciężkich, radionuklidy czy hydrofobowe związki organiczne. Substancje te<br />

mogą wpływać na eliminację ważnych ekologicznie grup organizmów bentosowych, zakłócając<br />

funkcje ekosystemu.<br />

W ostatnim dwudziestoleciu nastąpił rozwój metod badań ekotoksykologicznych<br />

w środowisku wodnym oraz jednocześnie sposobów oceny ryzyka wywołanego obecnością<br />

zanieczyszczeń w zbiornikach, będących odbiornikami ścieków i spływów obszarowych.<br />

W wielu krajach wprowadzono kryteria ekotoksykologiczne do rozporządzeń prawnych<br />

dotyczących badań ścieków i odpadów niebezpiecznych. Obecnie obserwuje się tendencje<br />

zmierzające do szacowania narażenia biocenoz osadów dennych w zbiornikach<br />

wodnych w obecności substancji kumulujących się w osadach, które mogą także ulegać<br />

desorpcji do fazy wodnej.<br />

W ciągu ostatnich 30 lat na świecie opracowano liczne metody określania standardów<br />

jakości osadów dennych (ang. Sediment Quality Guidelines – SQG). Początkowo opierały<br />

się one jedynie na znajomości zawartości wybranych pierwiastków i substancji chemicznych<br />

w osadach. Dopiero w latach 80-tych ubiegłego wieku tradycyjne „chemiczne”<br />

podejście do problemu zostało uzupełnione o aspekty biologiczne. Głównym celem opra-<br />

550

Wyznaczanie standardów jakości osadów dennych na podstawie badań ekotoksykologicznych<br />

cowywania wytycznych do oceny jakości osadów była konieczność identyfikacji obszarów<br />

szczególnie zanieczyszczonych w kontekście uregulowań prawnych oraz ocena zagrożenia<br />

i ryzyka związanego z obecnością szkodliwych substancji w środowisku bentosu. Niektóre<br />

z tych wytycznych zostały przyjęte przez agencje nadzorcze do spraw środowiska w wielu<br />

krajach i są stosowane w działaniach mających na celu zapobieganie zanieczyszczeniom<br />

i wyznaczaniu najbardziej zanieczyszczonych obszarów.<br />

W Polsce brak jest obowiązujących unormowań prawnych dotyczących oceny szkodliwości<br />

związków chemicznych w osadach dennych w stosunku do organizmów ekosystemów<br />

wodnych.<br />

Istnieje wiele podejść do tworzenia SQG, opartych na różnych podstawach teoretycznych<br />

bądź empirycznych, które są stosowane do oceny zagrożenia wywoływanego obecnością<br />

związków organicznych i metali ciężkich w osadach dennych. Są to:<br />

● SLC (ang. Screening Level Concentration) [MacDonald 1994 i Neff i in. 1998];<br />

● ERL i ERM (ang. Effects Range-Low, Effects Range-Median) [Long i in. 1995];<br />

● AET (ang. Apparent Effects Threshold) [Barrick i in. 1988];<br />

● TEL i PEL (ang. Threshold Effects Level, Probable Effects Level) [ANZECC 1997];<br />

● SPAH (ang. Summed PAH model) [Swartz i in. 1995];<br />

● kryteria oparte na EqP (ang. Equilibrium Partitioning-derived criteria) [Shea 1988];<br />

● podejście zintegrowane (CB, ang. Consensus-Based Approach) [MacDonald i in.<br />

2000].<br />

Pierwszych pięć podejść to metody empiryczne, kryteria EqP natomiast oparto na podstawach<br />

teoretycznych. Podejście zintegrowane ma być pomocne przy rozwiązywaniu problemów<br />

wynikających z różnic pomiędzy pozostałymi SQG. Metody empiryczne obejmują<br />

zmierzone stężenia zanieczyszczeń i zaobserwowane efekty biologiczne, zwłaszcza w odniesieniu<br />

do bezkręgowców bentosu. Istniejące zatem SQG bazują na danych zebranych<br />

w terenie, a nie na doświadczeniach, w których zależność między dawką/stężeniem a efektem<br />

jest ściśle określona.<br />

Podejście do wyznaczania standardów jakości osadów dennych stosowane obecnie<br />

przez U.S. EPA zarówno w stosunku do pojedynczych substancji, jak i do mieszanin [Equilibrium…<br />

2002; Procedure… 2003a; Procedure… 2003b; Procedure… 2005] oparte jest<br />

głównie na teorii chemicznego rozdziału substancji w osadzie i toksyczności frakcji rozpuszczonej<br />

w wodzie porowej [DiToro i in. 1990, 1991]. Standardy jakości osadów dennych uzyskane<br />

na podstawie kryteriów EqP – tzw. ESG (ang. Equilibrium Sediment Guidelines) – zawierają<br />

dwa podstawowe parametry:<br />

● K oc<br />

współczynnik opisujący różną biodostępność substancji chemicznych w różnych typach<br />

osadów<br />

oraz<br />

● WQC FCV (ang. Water Quality Criteria Final Chronic Value) – stężenie substancji chemicznej<br />

w wodzie, które zapewnia ochronę ekosystemu wodnego.<br />

551

Radosław Kalinowski, Monika Załęska-Radziwiłł<br />

Zaproponowana w 1983 r. przez Pavlou i Westona [Pavlou, Weston 1983, Pavlou 1987]<br />

i uszczegółowiona przez Shea [Shea 1988] oraz Di Toro i in. [Di Toro i in. 1991] teoria<br />

EqP opiera się na następujących założeniach:<br />

● biodostępność, bioakumulacja i toksyczność zanieczyszczeń jest ściśle związana z ich<br />

stężeniami w wodzie porowej;<br />

● rozkład wrażliwości gatunkowej organizmów wodnych jest porównywalny z rozkładem<br />

wrażliwości organizmów bentosowych;<br />

● poziom ochrony zapewniany przez standardy jakości wody jest wystarczający do zapewnienia<br />

bezpieczeństwa organizmom osadowym;<br />

● narażenie na zanieczyszczenie jest zbliżone dla wszystkich gatunków, niezależnie od<br />

zamieszkiwanego siedliska i sposobu odżywiania;<br />

● istnieje termodynamiczna równowaga pomiędzy zanieczyszczeniami zabsorbowanymi<br />

na drobnych cząstkach osadów dennych (w szczególności we frakcji organicznej)<br />

a stężeniami tych zanieczyszczeń w wodzie porowej; i stężenia te związane są ze sobą<br />

współczynnikiem podziału K oc<br />

:<br />

kryterium jakości osadu = K oc<br />

· kryterium jakości wody, (1)<br />

gdzie:<br />

K oc<br />

– współczynnik podziału węgiel organiczny/woda [l/kg].<br />

Oprócz wymienionych systemów określania standardów jakości osadów dennych istnieje<br />

również wiele innych, chociaż już mniej popularnych i znacznie rzadziej używanych<br />

metod, m.in.:<br />

● SQT (ang. Sediment Quality Triad) [Chapman 1990];<br />

● TR (ang. Tissue Residue) [Cook i in. 1992];<br />

● LEL (ang. Lowest Effect Levels) [Persaud i in. 1993];<br />

● MET (ang. Minimal Effect Thresholds) [EC i MENVIQ 1992];<br />

● TET (ang. Toxic Effect Thresholds) [EC i MENVIQ 1992];<br />

● SEL (ang. Severe Effect Levels) [Persaud i in. 1993].<br />

Wartości progowe stężeń zanieczyszczeń uzyskiwane przy użyciu różnych metod<br />

znacznie od siebie się różnią, nawet jeśli należą do tej samej „klasy”, np. stężeń, poniżej<br />

których nie obserwuje się szkodliwych ekologicznie efektów.<br />

Przykłady wartości stężeń progowych dla wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych<br />

przedstawiono w tabeli 1.<br />

552

Wyznaczanie standardów jakości osadów dennych na podstawie badań ekotoksykologicznych<br />

Tabela 1. Wartości SQG dla wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych<br />

Table 1. SQG for polycyclic aromatic hydrocarbons<br />

Związek<br />

chemiczny<br />

poziomy efektów progowych<br />

SQG<br />

μkg<br />

poziomy przeciętnych<br />

efektów<br />

poziomy<br />

ekstremalnych<br />

efektów<br />

SLC TEL ERL MET LEL PEL ERM TET SEL<br />

Acenaften 60 10 20 – – 90 500 – –<br />

Acenaftylen 50 10 <strong>40</strong> – – 130 6<strong>40</strong> – –<br />

Antracen 160 50 90 – 220 2<strong>40</strong> 1100 – 3700<br />

Fluoren 100 20 20 – 190 1<strong>40</strong> 5<strong>40</strong> – 1600<br />

Naftalen 410 30 160 <strong>40</strong>0 – 390 2100 600 –<br />

Fenantren 270 90 2<strong>40</strong> <strong>40</strong>0 560 5<strong>40</strong> 1500 800 9500<br />

Benzo[a]antracen 260 70 260 <strong>40</strong>0 320 690 1600 500 14800<br />

Benzo[b]fluorantren 320 70 320 – – 710 1880 – –<br />

Benzo[k]fluorantren 280 60 280 – – 610 1620 – –<br />

Benzo[a]piren <strong>40</strong>0 90 430 500 370 760 1600 700 14<strong>40</strong>0<br />

Chryzen 380 110 380 600 3<strong>40</strong> 850 2800 800 4600<br />

Fluorantren 6<strong>40</strong> 110 600 600 750 1490 5100 2000 10200<br />

Piren 660 150 660 700 490 1<strong>40</strong>0 2600 100 8500<br />

2. Metodyka badań<br />

W prezentowanej pracy zaproponowano system wyznaczania standardów jakości osadów<br />

dennych na podstawie wyników badań ekotoksykologicznych całego osadu. Opracowano<br />

metodę obliczania stężeń granicznych związków chemicznych w odniesieniu do pięciu<br />

klas czystości osadów.<br />

W badaniach, jako substancje modelowe zastosowano: naftalen (C 10<br />

H 8<br />

), antracen<br />

(C 14<br />

H 10<br />

), fenantren (C 14<br />

H 10<br />

) oraz piren (C 16<br />

H 10<br />

), o czystości >95%, pochodzące z firmy<br />

Merck. Roztwory podstawowe związków przygotowano w acetonie (POCh) 99,9-procentowej<br />

czystości bezpośrednio przed przystąpieniem do testu.<br />

Testy ekotoksyczności wykonano w sztucznym, referencyjnym osadzie dennym (piasek<br />

– 80 g, kaolin – 20 g, a-celuloza – 5 g, CaCO 3<br />

– 0,1 g, WHC – 39 cm 3 H 2<br />

O/100 cm 3 s.m. osadu,<br />

C org.<br />

– 2,14%), zgodnie z obowiązującymi metodykami badawczymi [Kalinowski 2008].<br />

W badaniach użyto bioindykatorów będących przedstawicielami wszystkich ogniw łańcucha<br />

troficznego:<br />

● producentów,<br />

● konsumentów<br />

● reducentów (tab. 4).<br />

Stężenia bezpieczne (HC 5<br />

) badanych związków dla organizmów obliczono zmodyfikowaną<br />

metodą Załęskiej-Radziwiłł [Załęska-Radziwiłł 1999; Kalinowski, Załęska-Radziwiłł<br />

2005]. W metodzie tej nie zakłada się postaci rozkładu lnNOEC-t, a przyjmuje tylko, że dla<br />

553

Radosław Kalinowski, Monika Załęska-Radziwiłł<br />

tego rozkładu istnieje wartość przeciętna i wariancja. W metodzie nie stosuje się poprawek<br />

ze względu na niepewność wyznaczania średniej i odchylenia standardowego z małej próby,<br />

tj. nie definiuje się poziomu ufności.<br />

Opracowane kryteria klasyfikacji osadów dennych na podstawie wyników badań ekotoksykologicznych<br />

wraz z oceną stanu czystości osadów przedstawiono w tabeli 2.<br />

Tabela 2. Kryteria klasyfikacji osadów dennych<br />

Table 2. Sediment classification criteria<br />

Klasa<br />

czystości<br />

Kryterium klasyfikacyjne<br />

Ocena<br />

stanu czystości<br />

osadów<br />

I stężenie w środowisku < HC 5<br />

/A bardzo dobry<br />

II HC 5<br />

/A > stężenie w środowisku > HC 5<br />

dobry<br />

III HC 5<br />

> stężenie w środowisku > zadowalający<br />

IV > stężenie w środowisku > HC 50<br />

zły<br />

V HC 50<br />

< stężenie w środowisku bardzo zły<br />

Objaśnienia: HC 5<br />

– stężenie bezpieczne dla 95% gatunków, A – współczynnik bezpieczeństwa zależny<br />

od sposobu wyznaczenia HC 5<br />

(tabela 3), HC 50<br />

– Stężenie bezpieczne dla 50% gatunków.<br />

Tabela 3. Kryteria doboru współczynników bezpieczeństwa<br />

Table 3. Assessment factors selections criteria<br />

Współczynnik<br />

bezpieczeństwa A<br />

100<br />

50<br />

25<br />

Sposób wyznaczenia HC 5<br />

HC 5<br />

uzyskane z badań jednogatunkowych, przy użyciu obligatoryjnych współczynników<br />

bezpieczeństwa<br />

HC 5<br />

uzyskane z badań jednogatunkowych, przy użyciu empirycznych modeli<br />

statystycznych, w oparciu o LC(EC50-t)<br />

HC 5<br />

uzyskane z badań jednogatunkowych, przy użyciu empirycznych modeli<br />

statystycznych, w oparciu o NOEC-t<br />

5 HC 5<br />

uzyskane z badań wielogatunkowych w warunkach laboratoryjnych<br />

2 HC 5<br />

uzyskane z badań wielogatunkowych w warunkach polowych<br />

Graficzną interpretację zaproponowanych wartości stężeń granicznych związków chemicznych<br />

dla poszczególnych klas czystości przedstawiono na rysunku 1.<br />

554

Wyznaczanie standardów jakości osadów dennych na podstawie badań ekotoksykologicznych<br />

Frakcja<br />

zagrożonych<br />

gatunków<br />

[%]<br />

100<br />

Klasa I Klasa II Klasa III Klasa IV Klasa V<br />

50<br />

5<br />

HC5/A<br />

HC5<br />

√HC5*HC50<br />

HC50<br />

Stężenie<br />

substancji<br />

Rys. 1. Graficzna interpretacja propozycji wartości stężeń granicznych substancji dla poszczególnych klas czystości w odniesieniu do<br />

rozkładu wrażliwości gatunkowej (SSD)<br />

Fig. 1. Graphical interpretation of proposed sediment quality guidance based on species sensitivity distribution<br />

Rys. 1. Graficzna interpretacja propozycji wartości stężeń granicznych substancji dla poszczególnych<br />

klas czystości w odniesieniu do rozkładu wrażliwości gatunkowej (SSD)<br />

Fig. 1. Graphical interpretation of proposed sediment quality guidance based on species sensitivity<br />

distribution<br />

3. WYNIKI BADAŃ<br />

Wartości LC(EC)50-t uzyskane w badaniach całego osadu zanieczyszczonego WWA<br />

(tab. 4) zawierały się w następujących przedziałach:<br />

3. Wyniki badań<br />

dla naftalenu – od 5 mg/kg s.m. do 620 mg/km s.m. osadu,<br />

Wartości LC(EC)50-t dla fenantrenu uzyskane – od 0,48 w badaniach mg/kg s.m. do całego 480 mg/kg osadu s.m., zanieczyszczonego WWA<br />

(tab. 4) zawierały dla się antracenu w następujących – od 15,1 mg/kg przedziałach: s.m. do 1652 mg/kg s.m.,<br />

● dla naftalenu dla – pirenu od 5 mg/kg – od 0,44 s.m. mg/kg do s.m. 620 do mg/km 1242 mg/kg s.m. osadu, s.m.<br />

● dla fenantrenu – od 0,48 mg/kg s.m. do 480 mg/kg s.m.,<br />

● dla antracenu – od 15,1 mg/kg s.m. do 1652 mg/kg s.m.,<br />

● dla pirenu – od 0,44 mg/kg s.m. do 1242 mg/kg s.m.<br />

555

Radosław Kalinowski, Monika Załęska-Radziwiłł<br />

Tabela 4. Wyniki jednogatunkowych testów toksykologicznych osadów dennych zanieczyszczonych<br />

wybranymi WWA<br />

Table 4. Results of single species toxicity tests of PAH’s polluted sediments<br />

Organizm testowy<br />

Chironomus sp.<br />

Daphnia magna<br />

Sorghum saccharatum<br />

Punkt końcowy<br />

testu<br />

Czas trwania<br />

testu [d]<br />

przeżywalność 10<br />

wzrost 10<br />

immobilizacja<br />

2<br />

7<br />

3<br />

LC(EC)50-t (przedział ufności 95%)<br />

[mg/kg s.m.]<br />

naftalen fenantren antracen piren<br />

7,8 7,5 41,2 9,2<br />

6,1–9,9 7,2–7,8 27,1–62,7 9,1–9,3<br />

20,5 21,8 512,4 69,1<br />

14,6–28,9 7,6–61,9 4<strong>40</strong>–686 37,6–25,1<br />

62,5 30,9 657,8 35,3<br />

47–83 18,8–50,1 500–864 24,8–50,4<br />

37,7 11,1 31,3 3,5<br />

15,4–92,6 2,8–44,2 31–31,5 0,9–14,1<br />

reprodukcja 7<br />

5,02 0,48 257,8 0,44<br />

1,1–22,9 0,21–1,11 8,7–761 0,24–0,82<br />

259,6<br />

444,6 6,5<br />

2,3<br />

przeżywalność<br />

249,4–<br />

Heterocypris incongruens<br />

309–604 1,7–25,2<br />

1,6–3,5<br />

6<br />

270,1<br />

<strong>40</strong>0,2 4,7 15,1 0,98<br />

wzrost<br />

382–419 2,8–6,7 11,5–19,7 0,97–0,99<br />

Lebistes reticulatus przeżywalność 4 >2000<br />

354<br />

119–1049<br />

>2000 >2000<br />

kiełkowanie<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

wydłużenie korzenia<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

Sinapis alba<br />

Lepidium sativum<br />

Lemna minor<br />

Escherichia coli<br />

wydłużenie łodygi<br />

wzrost całej rośliny<br />

kiełkowanie<br />

wydłużenie korzenia<br />

wydłużenie łodygi<br />

wzrost całej rośliny<br />

kiełkowanie<br />

wydłużenie korzenia<br />

wydłużenie łodygi<br />

wzrost całej rośliny<br />

przyrost ilości<br />

listków<br />

przyrost powierzchni<br />

listków<br />

aktywność b-<br />

-galaktozydazy<br />

3<br />

3<br />

7<br />

>2000<br />

131,26<br />

129–142<br />

1108,5<br />

1006–<br />

1221<br />

>2000<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

>2000 >2000<br />

1436,09<br />

1275–656<br />

>2000<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

>2000 >2000 >2000 >2000<br />

619,5<br />

535–746<br />

>2000<br />

270,6<br />

219–334<br />

479,9<br />

399–569<br />

1632<br />

1448–824<br />

>2000<br />

1241,7<br />

1171–399<br />

388,6<br />

312–484<br />

3 h >2000 >2000 >2000 >2000<br />

556

Wyznaczanie standardów jakości osadów dennych na podstawie badań ekotoksykologicznych<br />

Największą szkodliwość badanych próbek osadu wykazano w stosunku do reprodukcji<br />

Daphnia magna, z wyjątkiem osadu zanieczyszczonego antracenem. Antracen bowiem<br />

znacznie hamował wzrost małżoraczków Heterocypris incongruens. Największe wartości<br />

EC50-7d uzyskano w odniesieniu do inhibicji wzrostu Lemna minor.<br />

W badanym zakresie stężeń związki zawarte w osadach nie powodowały śmiertelności<br />

ryb i nie wpływały na kiełkowanie i wzrost roślin wyższych, z wyjątkiem fenantrenu, dla<br />

którego LC50-96h dla ryb wynosiło 354 mg/kg s.m. a dla Sorghum saccharatum EC50-3d –<br />

131 mg/kg s.m. osadu. Nie stwierdzono w teście Sediment ChromoTest hamowania aktywności<br />

b-galaktozydazy u Escherichia coli.<br />

Wartości stężeń bezpiecznych w odniesieniu do 95% (HC 5<br />

) i 50% (HC 50<br />

) gatunków występujących<br />

w środowisku, uzyskane ze zmodyfikowanego modelu Załęskiej-Radziwiłł dla<br />

poszczególnych związków, przedstawiono w tabeli 5.<br />

Tabela 5. Wartości stężeń HC 5<br />

i HC 50<br />

badanych WWA<br />

Table 5. HC 5<br />

and HC 50<br />

values for selected PAH’s<br />

Stężenie<br />

[μg/kg s.m.]<br />

Badany związek<br />

naftalen fenantren antracen piren<br />

HC 5<br />

2,749 0,345 26,628 0,016<br />

HC 50<br />

863,270 252,930 4667,503 64,428<br />

Dla organizmów bentosowych najwyższą szkodliwość (najniższe stężenie bezpieczne<br />

HC 5<br />

) wykazywały piren i fenantren (odpowiednio 0,016 mg/kg s.m. i 0,345 mg/kg s.m.).<br />

Na podstawie zaproponowanych kryteriów dotyczących wyznaczania standardów jakości<br />

osadów dennych obliczono wartości graniczne stężeń badanych WWA dla poszczególnych<br />

klas czystości osadów, opierających się na wynikach badań ekotoksykologicznych<br />

z użyciem całego osadu (tab. 6).<br />

Tabela 6. Wartości graniczne stężeń WWA w klasach czystości osadów dennych<br />

Table 6. Sediment quality values for selected PAH’s<br />

Wartości graniczne stężeń WWA w klasach czystości<br />

Granica pomiędzy<br />

osadów dennych [μg/kg s.m.]<br />

klasami czystości<br />

naftalen fenantren antracen piren<br />

I/II 0,110 0,014 1,065 0,00064<br />

II/III 2,75 0,35 26,6 0,016<br />

III/IV 48,7 9,34 353 1,02<br />

IV/V 863 253 4668 64<br />

Najmniejsze wartości graniczne stężeń wśród badanych WWA uzyskano dla pirenu<br />

(od 0,00064 mg/kg s.m. do 64 mg/kg s.m.), największe natomiast dla antracenu (od 1,067<br />

mg/kg s.m. do 4668 mg/kg s.m.).<br />

557

Radosław Kalinowski, Monika Załęska-Radziwiłł<br />

4. Podsumowanie<br />

Uzyskane w pracy wartości granicznych stężeń badanych WWA w poszczególnych<br />

klasach czystości osadów są w większości przypadków niższe niż stężenia określające<br />

poziomy efektów progowych dla różnych standardów jakości osadów dennych przestawionych<br />

w tabeli 1. Może to wynikać z uwzględnienia w proponowanych w piśmiennictwie<br />

SQG niewielkich ilości parametrów toksykologicznych, gdy tymczasem opracowany<br />

w pracy system oparty jest wyłącznie na wynikach testów ekotoksykologicznych, ściśle<br />

określających zależność dawka/stężenie – efekt obrazowanych konkretnymi wartościami<br />

LC(EC)50-t czy NOEC-t oraz określonym przebiegiem rozkładu wrażliwości gatunkowej<br />

SSD dla organizmów osadowych, a także z powodu użytego do wyznaczania wartości stężeń<br />

HC 5<br />

i HC 50<br />

stosunkowo konserwatywnego, zmodyfikowanego modelu Załęskiej-Radziwiłł<br />

[Załęska-Radziwiłł 2007].<br />

Wobec braku w Polsce jakichkolwiek wytycznych dotyczących oceny szkodliwości<br />

związków chemicznych w osadach dennych w stosunku do organizmów ekosystemów wodnych,<br />

zaproponowany w pracy system wyznaczania standardów jakości na podstawie badań<br />

ekotoksykologicznych całego osadu może mieć zastosowanie w warunkach krajowych<br />

i być przydatny w zarządzaniu zasobami wodnymi.<br />

Piśmiennictwo<br />

Australian and New Zealand Environment and Conservation Council, ANZECC interim<br />

sediment quality guidelines. 1997. ANZECC Report for the Environmental Research<br />

Institute of the Supervising Scientist. Sydney, Australia.<br />

Barrick R., Becker S., Brown L., Bellere H., Pastorok R. 1988. Sediment quality<br />

values refinement: Update and evaluation of Puget Sound AET. EPA Contract No.<br />

68-01-4341. PTI Environmental Services, Bellevue, WA, USA.<br />

Chapman P.M. 1990. The sediment quality triad approach to determining pollution-induced<br />

degradation, The Science of The Total Environment: 97–98, 815–825.<br />

Cook P.M., Carlson A.R., Lee H.I.I. 1992. Tissue residue approach. In: Sediment Classification<br />

Methods Compendium. EPA 823-R-92-006. Office of Water. United States Environmental<br />

Protection Agency. Washington, District of Columbia.<br />

Di Toro D.M., Zarba C.S. Hansen D.J., Berry W.J., Swartz R.C., Cowan C.E.,<br />

Pavlou S.P., Allen H.E., Thomas N.A., Paquin P.R. 1991. Technical basis for establishing<br />

sediment quality criteria for nonionic organic chemicals using equilibrium partitioning.<br />

Environmental Toxicology and Chemistry 10: 1541–1583.<br />

Di Toro D.M., Mahony J.D., Hansen D.J., Scott K.J., Hicks M.B., Mayr S.M.,<br />

Redmond M.S. 1990. Toxicity of cadmium in sediments: The role of acid volatile sulfide,<br />

Environmental Toxicology and Chemistry 9(12): 1487–1502.<br />

558

Wyznaczanie standardów jakości osadów dennych na podstawie badań ekotoksykologicznych<br />

EC i MENVIQ. 1992. Interim criteria for quality assessment of St. Lawrence River sediment.<br />

Environment Canada and Ministere de l’Envionnement du Quebec, ISBN 0-662-19849-2.<br />

Environment Canada. Ottawa, Ontario.<br />

Equilibrium Partitioning Sediment Guidelines (ESGs) for the Protection of Benthic<br />

Organisms, PAH Mixtures. 2002. U.S. EPA:1–125.<br />

Kalinowski R., Załęska-Radziwiłł M. 2005. Ocena ryzyka wywołanego obecnością<br />

wybranych WWA w wodach powierzchniowych. Inżynieria i Ochrona Środowiska PAN,<br />

Wydawnictwa Politechniki Częstochowskiej: 179–188.<br />

Kalinowski R. 2008. Ocena oddziaływania wybranych wielopierścieniowych węglowodorów<br />

aromatycznych na organizmy osadów dennych. Rozprawa doktorska. Warszawa:<br />

1–177.<br />

Long E.R., MacDonald D.D., Smith S.L., Calder F.D. 1995. Incidence of adverse<br />

biological effects within ranges of chemical concentrations in marine and estuarine sediments.<br />

Environmental Management 19(1): 81–97.<br />

MacDonald DD. 1994. Approach to the assessment of sediment quality in Florida coastal<br />

waters. Volume 1 – Development and evaluation of the sediment quality assessment<br />

guidelines. Report prepared for Florida Department of Environmental Protection, Tallahassee,<br />

FL: 1–1<strong>40</strong>.<br />

MacDonald D.D., Ingersoll, C.G., Berger, T.A. 2000. Development and evaluation<br />

of consensus-based sediment quality guidelines for freshwater ecosystems, Archives of<br />

Environmental Contamination and Toxicology 39(1): 20–31.<br />

Neff J.M., Cornaby B.W., Vaga R.M., Gulbransen T.C., Scanlon J.A., Bean<br />

D.J. 1998. An Evaluation of the Screening Level Concentration Approach for Validation<br />

of Sediment Quality Criteria for Freshwater and Saltwater Ecosystems, ASTM:<br />

115–127.<br />

Pavlou S.P. 1987. The use of the equilibrium partitioning approach in determining safe levels<br />

of contaminants in marine sediments. In: K.L. Dickson, A.W. Maki, and W.A. Brungs<br />

(Eds.), Fate and Effects of Sediment-bound Chemicals in Aquatic Systems. Proceedings<br />

of the Sixth Pellston Workshop. Pergamon Press. Toronto, Ontario.<br />

Pavlou S.P., Weston D.P. 1983. Initial evaluation of alternatives for development of sediment<br />

related criteria for toxic contaminants in marine waters (Puget Sound), Phase I: Development<br />

of conceptual framework. Final Report. JRB Associates. Bellevue, Washington. 1–56.<br />

Persaud D., Jaagumagi R., Hayton A. 1993. Guidelines for the protection and management<br />

of aquatic sediment quality in Ontario. Standards Development Branch. Ontario<br />

Ministry of Environment and Energy. Toronto, Ontario. 1–27.<br />

Procedures for the Derivation of Equilibrium Partitioning Sediment Benchmarks<br />

(ESBs) for the Protection of Benthic Organisms: Endrin. 2003a. U.S. EPA: 1–73.<br />

Procedures for the Derivation of Equilibrium Partitioning Sediment Benchmarks<br />

(ESBs) for the Protection of Benthic Organisms: Dieldrin. 2003b. U.S. EPA: 1–78.<br />

559

Radosław Kalinowski, Monika Załęska-Radziwiłł<br />

Procedures for the Derivation of Equilibrium Partitioning Sediment Benchmarks<br />

(ESBs) for the Protection of Benthic Organisms : Metal Mixtures (Cadmium, Copper,<br />

Lead, Nickel, Silver and Zinc). 2005. U.S. EPA : 1–121.<br />

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 21 listopada 2005 r. zmieniające rozporządzenie<br />

w sprawie metod przeprowadzania badań właściwości fizykochemicznych,<br />

toksyczności i ekotoksyczności substancji i preparatów chemicznych.<br />

Dz.U. <strong>Nr</strong> 251, poz. 2119.<br />

Shea D. 1988. Developing national sediment quality criteria. Environmental Science and<br />

Technology 22(11): 1256–1261.<br />

Swartz RC, Schults DW, Ozretich RJ, Lamberson JO, Cole FA, DeWitt TH,<br />

Redmond MS, Ferraro SP. 1995. SPAH: a model to predict the toxicity of polynuclear<br />

aromatic hydrocarbon mixtures in filed-collected sediments. Environmental Toxicology<br />

and Chemistry 14: 1977–1987.<br />

Załęska-Radziwiłł M. 1999. Wyznaczanie bezpiecznych stężeń zanieczyszczeń w wodach<br />

powierzchniowych na podstawie testów toksykologicznych. Ochrona Środowiska<br />

i Zasobów Naturalnych 18: 491–501.<br />

Załęska-Radziwiłł M. 2007. Badania ekotoksykologiczne w procesie ekologicznej oceny<br />

ryzyka w środowisku wodnym. Inżynieria Środowiska 52: 1–198.<br />

560

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Elżbieta Bezak-Mazur*, Agnieszka Mazur**<br />

WPŁYW CZYNNIKÓW STRĄCAJĄCYCH NA SPECJACJĘ FOSFORU<br />

W OSADACH ŚCIEKOWYCH<br />

INFLUENCE OF PRECIPITATION AGENTS ON SPECIATION<br />

OF PHOSPHORUS IN SEDIMENTS<br />

Słowa kluczowe: fosfor, specjacja, osady ściekowe.<br />

Key words: phosphorus, speciation, sediments.<br />

Among the numerous contaminants present in wastewater, phosphorus is particularly dangerous.<br />

After a treatment process, it is still found in sewage sludge. If the element enters the<br />

environment, it may cause eutrophication, which is a serious threat to the water environment.<br />

The environmental effects, however, are dependent on the chemical form of phosphorus.<br />

By using a speciation analysis, it is possible to determine a selected chemical form of phosphorus<br />

and predict its effects on the environment. The literature mentions several methods<br />

of analyzing phosphorus speciation. In this paper, the Golterman method was employed to<br />

determine biologically available phosphorus, whose release may cause eutrophication of<br />

the water environment. The study deals with the speciation of phosphorus in sewage sludge<br />

(surplus sludge). The precipitation agents were the substances present in the coagulants<br />

used for the chemical precipitation of phosphorus. It was found that by using iron trichloride<br />

and aluminum trichloride it was possible to increase the concentration of precipitated phosphorus.<br />

In the presence of iron trichloride, there was an increase in the share of the fraction<br />

of phosphorus associated with carbonates. Aluminum chloride, on the other hand, caused<br />

an increase in the fraction of phosphorus associated with iron and manganese oxides and<br />

hydroxyoxides.<br />

* Prof. dr hab. Elżbieta Bezak-Mazur – Katedra Inżynierii i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Politechnika<br />

Świętokrzyska, al. Tysiąclecia Państwa Polskiego 7, 25-314 Kielce; tel.: 41 342 43 72;<br />

e-mail: bezak-mazur@go2.pl<br />

** Dr inż. Agnieszka Mazur – Wyższa Inżynierska Szkoła Bezpieczeństwa i Organizacji Pracy,<br />

ul. Graniczna 24, 26-600 Radom; e-mail: mazurg@op.pl<br />

561

Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Gwałtowny rozwój przemysłu oraz intensywna urbanizacja współczesnego świata to<br />

największe zagrożenia dla środowiska naturalnego i człowieka. Wzrost stopnia chemicznego<br />

skażenia środowiska jest spowodowany między innymi powstającymi w różnych procesach<br />

ściekami, które zawierają szkodliwe substancje, często silnie toksyczne.<br />

Spośród zanieczyszczeń wchodzących w skład ścieków należy wymienić fosfor. Pierwiastek<br />

ten jako biogen przedostaje się do środowiska z wielu źródeł. Jego pochodzenie<br />

oraz przemiany zachodzące w odbiorniku wpływają na postać chemiczną fosforu, która dalej<br />

w przyrodzie uczestniczy w tzw. obiegu geochemicznym. W wyniku antropogenicznej<br />

działalności człowieka obieg ten został zaburzony, wskutek czego można zauważyć m.in.<br />

zwiększoną eutrofizację wód. Proces ten powoduje ograniczenie zastosowania wód z naturalnych<br />

cieków w gospodarce.<br />

W związku z tym ograniczeniem, z jednej strony stawiane są coraz większe wymagania<br />

jednostkom administracyjnym oraz indywidualnym, które odprowadzają ścieki do kanalizacji<br />

lub bezpośrednio do odbiorników wód powierzchniowych, z drugiej strony wciąż szuka<br />

się nowych, tanich i skutecznych technologii uzdatniania wód oraz oczyszczania ścieków<br />

bytowych, komunalnych i przemysłowych [Łomotowski 1999, Wójtowicz 2009].<br />

Po oczyszczeniu ścieków komunalnych w powstałych osadach ściekowych znajdują<br />

się związki fosforu. Dlatego osady ściekowe można traktować jako wtórne źródło biogenów<br />

[Szustakowski 2001]. Rolę osadów ściekowych jako wtórnego źródła fosforu można<br />

ocenić, określając ilość zawartego w nich biologicznie dostępnego fosforu, czyli fosforu<br />

mobilnego [Kentzer 2001]. Jest on podatny na migrację, zwłaszcza w środowisku gruntowo-wodnym.<br />

W celu określenia zawartości biologicznie dostępnego fosforu wykorzystuje się metody<br />

analizy specjacyjnej. W literaturze przedmiotu [Golterman 1996, Williams 1967, Hieltjes<br />

1980] znanych jest kilka metod specjacji, spośród których wybrano metodę Goltermana. Za<br />

wykorzystaniem tej metody do specjacji fosforu w osadach ściekowych przemawiały następujące<br />

zalety [Bezak-Mazur 2005a, Bezak- Mazur 2009]:<br />

● użyte do ekstrakcji odczynniki chelatujące: Ca-EDTA, Na-EDTA niehydrolizują; unika<br />

się w ten sposób zmiany odczynu próby i ewentualnego rozpuszczania związków fosforu<br />

przy zmieniającym się odczynie;<br />

● frakcje fosforu otrzymywane w kolejnych ekstrakcjach są nieaktywne względem siebie,<br />

nie adsorbują wzajemnie i nie utrudniają dostępu kolejnego ekstrahenta;<br />

● czas ekstrakcji jest stosunkowo krótki,<br />

● I frakcja – otrzymana w wyniku dwukrotnej, dwugodzinnej ekstrakcji Ca-EDTA, zawierająca<br />

fosfor zasocjowany z tlenkami i hydroksytlenkami żelaza oraz manganu, jest utożsamiana<br />

wprost z frakcją mobilną i biologicznie dostępną [Golterman 1988, Kentzer<br />

2001].<br />

562

Wpływ czynników strącających na specjację fosforu w osadach ściekowych<br />

W dotychczasowych badaniach autorek niniejszego opracowania [Bezak-Mazur 2005b,<br />

Bezak-Mazur 2006, Bezak-Mazur 2009] zbadano specjację fosforu w osadzie nadmiernym<br />

powstającym podczas oczyszczania ścieków metodą osadu czynnego. Badania miały na<br />

celu określenie form fosforu mobilnego i biologicznie dostępnego w osadach ściekowych<br />

niepreparowanych, a następnie poddanych działaniu wybranych czynników fizykochemicznych.<br />

W efekcie oznaczono frakcję fosforu biologicznie dostępnego (frakcja I), której uwolnienie<br />

z osadów ściekowych może powodować eutrofizację środowiska wodnego.<br />

Bezpośrednim symptomem tego procesu jest masowy rozwój fitoplanktonu, zmniejszenie<br />

przezroczystości wód i zwiększenie zużycia tlenu w procesach rozkładu i mineralizacji<br />

materii organicznej. Procesy te prowadzą do znacznego zmniejszenia zawartości tlenu<br />

w wodzie, zwłaszcza w warstwie naddennej. Konsekwencją tych zjawisk jest zmiana funkcjonowania<br />

całego ekosystemu wodnego, wyrażająca się uproszczeniem struktury troficznej<br />

i zmniejszeniem wartości użytkowej wód [Kentzer 2001, Siwek 1999].<br />

2. Metodyka badań<br />

Przedmiotem badań był osad nadmierny pochodzący z miejskiej oczyszczalni ścieków,<br />

w której oczyszczanie przeprowadza się metodą mechaniczno-biologiczną, z wykorzystaniem<br />

osadu czynnego.<br />

Próbki osadu nadmiernego o objętości 30 cm 3 zadano 5 centrymetrami sześciennymi<br />

0,3 M oraz 0,03 M roztworu czynnika strącającego, tj. FeCl 3<br />

lub Al 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

. Czas działania<br />

czynnika strącającego wynosił: 0,5, 1, 2, 5, 10, 20, 30, 45, 50, 60, 70 i 80 minut.<br />

W tak zmodyfikowanym osadzie wykonano specjację związków fosforu metodą Goltermana<br />

[Golterman 1996], która pozwala na wydzielenie czterech następujących frakcji:<br />

● I frakcja – otrzymana w wyniku dwukrotnej, dwugodzinnej ekstrakcji <strong>40</strong> cm 3 0,05 M Ca-<br />

EDTA, zawierająca fosfor asocjowany z tlenkami i hydroksytlenkami żelaza, manganu;<br />

● II frakcja – otrzymana w wyniku 18-godzinnej ekstrakcji <strong>40</strong> cm 3 0,10 M Na-EDTA, zawierająca<br />

fosfor zasocjowany z węglanami;<br />

● III frakcja – otrzymana w wyniku dwugodzinnej ekstrakcji 20 cm 3 0,50 M H 2<br />

SO 4<br />

, zawierająca<br />

fosfor występujący w rozpuszczalnych połączeniach z materią organiczną;<br />

● IV frakcja – otrzymana w wyniku dwugodzinnej ekstrakcji 20 cm 3 2,00 M NaOH pozostałości<br />

po roztwarzaniu nadtlenodisiarczanem w środowisku kwasu siarkowego, zawierająca<br />

tzw. fosfor pozostały – związany z glinokrzemianami oraz zawarty w materii organicznej<br />

w postaci połączeń nieulegających działaniu kwasu siarkowego we frakcji III.<br />

Po każdym etapie ekstrakcji próbkę sączono, przemywano wodą destylowaną, a w ekstraktach<br />

oznaczano fosfor fosforanowy. Stężenie fosforanów oznaczano metodą spektrofotometryczną<br />

z wykorzystaniem błękitu fosforanowo-molibdenowego [PN-73/C-04537/02,<br />

Bezak-Mazur 1995]. Do oznaczeń stosowano spektrofotometr MARCEL MEDIA.<br />

563

Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur<br />

3. Wyniki badań i ich dyskusja<br />

Podczas usuwania fosforu ze ścieków, zwłaszcza w oczyszczalniach, w których oczyszczanie<br />

przeprowadza się metodą biologiczno-chemiczną, stosuje się jego strącanie, np. symultaniczne<br />

[Łomotowski 1999]. Aby prześledzić wpływ obecności substancji strącających na<br />

specjację fosforu, badany osad nadmierny poddano działaniu soli glinu (III) i żelaza (III), czyli<br />

czynników strącających występujących w popularnych koagulantach, tzw. PIX-ach. Przy dodawaniu<br />

do ścieków koagulantów mineralnych zawierających jony wspomnianych soli, równolegle<br />

z procesem koagulacji wytrącają się nierozpuszczalne ortofosforany żelaza i glinu.<br />

Wyniki analizy specjacyjnej osadu wyjściowego i osadów modyfikowanych czynnikami<br />

strącającymi przedstawiono w tabeli 1 i na rysunkach 1–4.<br />

Tabela 1. Wyniki analizy specjacyjnej fosforu [%] wyrażonego jako fosforany w osadzie nadmiernym<br />

z podziałem na frakcje uzyskane metodą Goltermana<br />

3-<br />

Table 1. Results of the speciation analysis of phosphorus express as P-PO 4<br />

[%] in excessive<br />

sludge; P-fractionation obtained with the Golterman method<br />

Frakcja Oznaczenie frakcji Udział frakcji w %<br />

I<br />

II<br />

III<br />

IV<br />

Ca-EDTA (1)-P<br />

Ca-EDTA (2)-P<br />

Na-EDTA-P<br />

H2SO4–P<br />

NaOH-P<br />

7,89<br />

37,47<br />

5,27<br />

8,47<br />

25,64<br />

Rys. 1. Wpływ substancji strącającej FeCl 3<br />

o stężeniu 0,03 M, przy różnym czasie działania, na<br />

średnią zawartość fosforu [g/kg s.m.] wyrażonego jako fosforany, w osadzie nadmiernym<br />

z podziałem na frakcje uzyskane metodą Goltermana<br />

Fig. 1. The effect of the agent precipitation of FeCl 3<br />

(0,03 M concectration) on the average as<br />

3-<br />

P-PO 4<br />

[%] in excessive sludge; P-fractionation obtained with the Golterman method<br />

564

Wpływ czynników strącających na specjację fosforu w osadach ściekowych<br />

Zaobserwowano, że przy użyciu chlorku żelaza (III) o małym stężeniu 0,03 M (rys. 1)<br />

ilość strąconego fosforu zwiększa się w porównaniu do ilości w osadzie niepreparowanym<br />

(tab. 1), przy czym największy wzrost udziału (z 5,27% do 39,33%) przypadł na frakcję<br />

II – Na-EDTA-P (fosfor zasocjowany z węglanami). Stabilizacja procesu następuje po ok.<br />

30 minutach kontaktu.<br />

Rys. 2. Wpływ substancji strącającej FeCl 3<br />

o stężeniu 0,30 M, przy różnym czasie działania,<br />

na średnią zawartość fosforu [%] wyrażonego jako fosforany w osadzie nadmiernym,<br />

z podziałem na frakcje uzyskane metodą Goltermana<br />

Fig. 2. The effect of the agent precipitation of FeCl 3<br />

(0,30 M concectration) on the average as<br />

3-<br />

P-PO 4<br />

[%] in excessive sludge; P-fractionation obtained with the Golterman method<br />

W osadzie poddanym działaniu 0,30 M FeCl 3<br />

(rys. 2) zaobserwowano największy udział<br />

frakcji I – Ca-EDTA (fosforu zasocjowanego z tlenkami i hydroksytlenkami żelaza oraz manganu)<br />

– 44,86%. Stabilizacja następuje w krótszym czasie, po ok. 25 minutach kontaktu. Jest<br />

to niewątpliwie związane ze stężeniem czynnika strącającego. Wyższe stężenie FeCl 3<br />

skróciło<br />

czas potrzebny na przebieg reakcji hydrolizy i utworzenie form strącających w jej wyniku.<br />

Zastosowanie koagulanta w wyższym stężeniu spowodowało zwiększenie udziału frakcji<br />

mobilnej. Strącanie związków fosforu z użyciem soli żelaza powoduje wytrącanie nierozpuszczalnych<br />

ortofosforanów żelaza [Łomotowski 1999]. Powstały w reakcji Fe(OH) 3<br />

,<br />

szczególnie w technologii strącania symultanicznego, bierze udział w dalszej reakcji wiązania<br />

rozpuszczalnych ortofosforanów [Konieczny 2009].<br />

Przy strącaniu fosforu roztworami soli glinu o stężeniu 0,03 M proces strącania przebiega<br />

wolniej (rys. 3). Przy zastosowaniu soli glinu (III) bowiem czas potrzebny na hydrolizę jest<br />

dłuższy [Łomotowski 1999]. Wzrost stężeń fosforu dla poszczególnych frakcji, a zwłaszcza<br />

CaEDTA-P (frakcja I) i NaEDTA-P (frakcja II) obserwuje się po upływie ok. <strong>40</strong> minut. Przy<br />

zastosowaniu wyższych stężeń soli glinu stabilizacja procesu jest osiągana w krótszym czasie<br />

(rys. 4) – ok. 30 minut.<br />

565

Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur<br />

Rys. 3. Wpływ substancji strącającej Al 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

o stężeniu 0,03 M, przy różnym czasie działania,<br />

na średnią zawartość fosforu [%] wyrażonego jako fosforany w osadzie nadmiernym<br />

z podziałem na frakcje uzyskane metodą Goltermana<br />

Fig. 3. The effect of the agent precipitation of Al 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

(0,03 M concectration) on the average<br />

3-<br />

as P-PO 4<br />

[%] in excessive sludge; P-fractionation obtained with the Golterman method<br />

Rys. 4. Wpływ substancji strącającej Al 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

o stężeniu 0,30 M, przy różnym czasie działania,<br />

na średnią zawartość fosforu [%] wyrażonego jako fosforany, w osadzie nadmiernym<br />

z podziałem na frakcje uzyskane metodą Goltermana<br />

Fig. 4. The effect of the agent precipitation of Al 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

(0,30 M concectration) on the average<br />

3-<br />

as P-PO 4<br />

[%] in excessive sludge; P-fractionation obtained with the Golterman method<br />

566

Wpływ czynników strącających na specjację fosforu w osadach ściekowych<br />

4. Wnioski<br />

1. Metoda Goltermana umożliwia wyizolowanie z puli fosforu obecnego w osadach frakcji<br />

fosforu mobilnego i biologicznie dostępnego, którego uwolnienie z osadów ściekowych<br />

może powodować eutrofizację środowiska wodnego.<br />

2. W obecności FeCl 3<br />

zaobserwowano wzrost udziału frakcji fosforu zasocjowanego z węglanami.<br />

3. W obecności Al 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

zaobserwowano wzrost udziału frakcji fosforu zasocjowanego<br />

z tlenkami i hydroksytlenkami żelaza i manganu.<br />

4. W osadach ściekowych fosfor występuje w postaci różnych form specjacyjnych. Zmiana<br />

warunków fizykochemicznych na oczyszczalni ścieków wpływa na udziały procentowe<br />

poszczególnych form fosforu w zależności od rodzaju osadu i odczynnika wykorzystanego<br />

do preparowania osadu.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Bezak-Mazur E. 1995. Metody analizy fizyczno-chemicznych zanieczyszczeń wód (ćwiczenia<br />

laboratoryjne). Skrypt Wyższej Szkoły Pedagogicznej w Kielcach.<br />

Bezak-Mazur E., Mazur A. 2005a. Specjacja fosforu w osadach ściekowych. II Kongres<br />

Inżynierii Środowiska. Monografia Komitetu Inżynierii Środowiska PAN. Materiały Konferencyjne<br />

33: 281–289.<br />

Bezak-Mazur E., Mazur A. 2005b. Wpływ warunków prowadzenia defosfatacji na specjację<br />

fosforu w osadach ściekowych. Zeszyty Naukowe Wydziału Budownictwa i Inżynierii<br />

Środowiska Politechniki Koszalińskiej 22: 133–142.<br />

Bezak- Mazur E., Mazur A. 2006. Wpływ wybranych czynników fizyko-chemicznych na<br />

specjację fosforu w osadzie nadmiernym. Ekol. Techn. Suplement XIV: 5–7.<br />

Bezak-Mazur E. 2009. Specjacja fosforu w osadach ściekowych. Gdańska Fundacja<br />

Wody. W: Materiały Konferencyjne: Usuwanie fosforu w procesach oczyszczania ścieków<br />

– możliwości i uwarunkowania techniczne. Gdańsk.<br />

Golterman H. L. 1988. Reflections on fractionation and bioavailability of sediment bound<br />

phosphate. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol. 30: 1–4.<br />

Golterman H. L. 1996. Fractionation of sedyment phosphate with chelating compounds:<br />

a simplification, and comparison ther methods. Hydrobiologia 335: 87–95.<br />

Hieltjes A., Lijklema L. 1980. Fractionation of inorganic phosphats in calcareous sedyment.<br />

J. Environ. Qual. 9: <strong>40</strong>5–<strong>40</strong>7.<br />

Kentzer A. 2001. Fosfor i jego biologicznie dostępne frakcje w osadach jezior różnej trofii.<br />

Rozprawa habilitacyjna. UMK, Toruń.<br />

Konieczny P. 2009. Wpływ miejsca dozowania koagulantów żelazowych (Fe 3+ ) na wielkość<br />

redukcji fosforu i innych parametrów technologicznych w procesie oczyszcza-<br />

567

Elżbieta Bezak-Mazur, Agnieszka Mazur<br />

nia ścieków. Gdańska Fundacja Wody. W: Materiały Konferencyjne: Usuwanie fosforu<br />

w procesach oczyszczania ścieków – możliwości i uwarunkowania techniczne. Gdańsk.<br />

Łomotowski J., Szpindor A. 1999. Nowoczesne systemy oczyszczania ścieków. Arkady,<br />

Warszawa.<br />

Oznaczenie fosforanów metodą spektrofotometryczną z wykorzystaniem błękitu fosforanowo-molibdenowego.<br />

PN-73/C-04537/02.<br />

Siwek H., Wybieralski J., Gałczyńska M. 1999. Porównanie stanu troficznego rzek<br />

przymorza z ilościowym opisem eutrofizacji jezior. Chem. Inż. Ekol. 6: 2–3: 181–187.<br />

Szustakowski M. 2001. Usuwanie i odzyskiwanie fosforu ze ścieków. Chem. Inż. Ekol.<br />

t. 8, nr 12: 1249–1255.<br />

Williams J.D., Syers J.K., Walker T.W. 1967. Fractionation of soil inorganic phosphate<br />

by a modification of Chang and Jackson’s procedure. Soil Sci. Soc. Amer. Proc.<br />

31–45.<br />

Wójtowicz A. 2009. Wpływ nowoczesnej gospodarki osadowej na proces usuwania fosforu<br />

ze ścieków. Gdańska Fundacja Wody. W: Materiały Konferencyjne: Usuwanie fosforu<br />

w procesach oczyszczania ścieków – możliwości i uwarunkowania techniczne.<br />

Gdańsk.<br />

568

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Bohdan Stejskal*<br />

Analiza składu odpadów pochodzących z cmentarzy<br />

Analysis of graveyard waste<br />

Słowa kluczowe: odpad pochodzący z cmentarzy, odpad biodegradowalny, naturalny bioreaktor.<br />

Key words: biodegradable waste, graveyard waste, land bioreactor.<br />

An analysis of graveyard waste composition was carried out. By repeated measurements<br />

of samples weighing more than 500 kg (the total amount of analyzed waste was 3107 kg) it<br />

was found that the graveyard waste consists of almost 77 % of bio-degradable matter. It is<br />

operationally impossible to separate bio-degradable matter from non-bio-degradable materials.<br />

It is desirable to collect compostable waste separately from graveyard green and the<br />

waste produced during the decoration of gravestones that may be energetically utilized. It<br />

will potentially be possible to use graveyard waste in a so-called land bio-reactor but this<br />

technology is still under development and operational verification.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Umieszczanie odpadów na wysypiskach śmieci jest w Republice Czeskiej najbardziej<br />

rozpowszechnionym sposobem unieszkodliwiania odpadów komunalnych. Udział procentowy<br />

odpadów biodegradowalnych w odpadach komunalnych stanowi od <strong>40</strong> do 47% [Mužík,<br />

Hutla 2009; Slejška 2009; Slejška, Váňa 2009]. Wyniki te znacznie się różnią wśród<br />

specialistów, często można spotkać się z podawanym znacznie mniejszym udziałem – ok.<br />

20% (Altman,V. – osobiste spotkanie). Do kategorii odpadów komunalnych należą również<br />

odpady z parków i ogródków działkowych włącznie, z odpadami pochodzącymi z cmentarzy<br />

[Vyhláška 2001].<br />

Kompleksowa gospodarka komunalnymi odpadami biodegradowalnymi jest ciągle przedmiotem<br />

dyskusji. Największy problem stanowią heterogeniczne odpady komunalne, które za-<br />

* Ing. Bohdan Stejskal, Ph.D. – Ústav aplikované a krajinné ekologie, Agronomická fakulta,<br />

Mendelova Zemědělská a Lesnická Univerzita v Brně; Zemědělská 1, 613 00 Brno Česká<br />

Republika; tel.: +420 545132468; e-mail: bohdan.stejskal@mendelu.cz<br />

569

Bohdan Stejskal<br />

wierają zbyt dużo odpadów biodegradowalnych, nadających się na składowiska, ale również<br />

zbyt dużo domieszek i odpadów nierozkładalnych biologicznie, uniemożliwiających ich kompostowanie.<br />

Typowym przykładem takich odpadów są odpady pochodzące z cmentarzy.<br />

Republika Czeska musi przestrzegać unijnych przepisów prawnych w zakresie gospodarki<br />

odpadami, w tym dyrektywy EU 1999/31/ES o wysypiskach śmieci. Przepisy zobowiązują<br />

państwa członkowskie do ograniczenia ilości odpadów biodegradowalnych na wysypiskach.<br />

Podstawowym celem tego ograniczenia jest redukcja emisji gazów cieplarnianych<br />

do atmosfery, głównie metanu. Dlatego też w planach gospodarki odpadami w Republice<br />

Czeskiej założono maksymalne ograniczenie umieszczania odpadów biodegradowalnych<br />

na wysypiskach, tak aby ich udział stanowił w roku 2010 w porównaniu do roku 1995 maksymalnie<br />

75%, w roku 2013 najwyżej 50%, a w roku 2020 najwyżej 35% całkowitej masy<br />

odpadów [Nařízení 2003]. Przyjętych celów na razie nie udaje się realizować i ciągle duża<br />

ilość odpadów biodegradowalnych trafia na wysypiska.<br />

Podejmowane są różne metody osiągnięcia określonych celów. Do odpowiedniego zagospodarowania<br />

odpadów niezbędne jest poznanie ich materiałowego składu, a w następnej kolejności<br />

podejmowanie decyzji o najlepszej metodzie ich wykorzystania czy unieszkodliwienia.<br />

Celem analizy przedstawionej w niniejszym opracowaniu było określenie materiałowego<br />

składu odpadów pochodzących z cmentarza, co umożliwi wybór optymalnej metody wykorzystania<br />

i unieszkodliwienia takich odpadów.<br />

W dostępnej czeskiej i zagranicznej literaturze dotąd nie były publikowane podobne<br />

dane, dlatego też nie jest możliwe porównanie wyników z pracami innych autorów.<br />

2. Metodyka i materiały<br />

Analizowany odpad pochodzi z centralnego cmentarza w Brnie. Z praktycznych powodów<br />

nie poddawano szczegółowej analizie odpadów z innych (poza Brnem) cmentarzy, ale<br />

można przypuszczać, że różnice w składzie miedzy poszczególnymi cmentarzami będą<br />

niewielkie (rzędu ułamka procent).<br />

Pobrane próby zostały najpierw posegregowane na składniki zgodnie z Katalogiem odpadów<br />

[Vyhláška 2001], tzn. na odpady: 200201 – Odpad biodegradowalny (BRO) i 200203 –<br />

inny niebiodegradowalny odpad (N-BRO). W próbkach odpadu 200202 ziemia i kamienie pojawiały<br />

się w minimalnych ilościach (

Analiza składu odpadów pochodzących z cmentarzy<br />

3. Wyniki i komentarz<br />

Celem pracy była ocena składu odpadów pochodzących z cmentarza ze względu na<br />

możliwość ich dalszego wykorzystania. Ze względu na metodykę badań większe znaczenie<br />

ma analiza wagowa, aniżeli analiza objętościowa, której wyniki są obarczone większym błędem.<br />

Dla większej przejrzystości wyniki i anylizy badań przedstawiono w tabelach i wykresach<br />

graficznych. W celu dokładniejszego określenia i eliminacji różnic wielkości poszczegulnych<br />

próbek, ilości wagowe i objętościowe zostały przeliczone na procentowe udziały<br />

poszczególnych składników w badanych próbkach.<br />

Z przeprowadzonych pomiarów wynika, że różnice w ilości poszczególnych próbek odpadów<br />

biodegradowalnych są dużo mniejsze niż w odpadach komunalnych. Podczas pomiaru<br />

nr II, wykonanego 3.4.2009 r. stwierdzono w próbce większą ilość odpadów z utrzymania<br />

zieleni cmentarza. Okazało się, że ilość odpadów biodegradowalnych i niebiodegradowalnych<br />

nie zależy od warunków klimatycznych ani od pory roku (zima – wiosna).<br />

Odpady biodegradowalne (kategoria 200201) składały się w znacznej mierze z gałęzi<br />

drzew iglastych włącznie z szyszkami, których kompostowanie jest trudne i długotrwałe.<br />

Resztę stanowią kwiaty, których kompostowanie jest bezproblemowe.<br />

Wszystkie biologicznie rozkładalne frakce pochodzą od odwiedzających cmentarz – są<br />

to ozdoby i odpady z utrzymania zieleni na grobach, a w minimalnym stopniu z mieszanych<br />

odpadów komunalnych niepochodzących z cmentarzy. W głównej mierze odpady składały<br />

się z plastików i resztek parafiny, w mniejszym stopniu ze szkła i metalu. Udział odpadów<br />

biologicznie nierozkładalnych (np. doniczek) jest znikomy. Jeżeli chodzi o nierozkładalne<br />

odpady pochodzące z cmentarzy, nie ma możliwości ich efektywnego wykorzystania materiałowego,<br />

ale byłoby korzystne ich energetyczne wykorzystanie.<br />

W niektórych wypadkach odpady biodegradowalne i niebiodegradowalne stanowią nierozłączną<br />

lub trudno rozłączalną całość (np. wieńce pogrzebowe). Również w odniesieniu<br />

do tych odpadów korzystne byłoby ich wykorzystanie energetyczne.<br />

Tabela 1. Masa składników odpadów z cmentarza<br />

Table 1. Weight of graveyard waste portions<br />

Pomiar/termin N-BRO [kg] BRO [kg] SUMA [kg] N-BRO [% masy] BRO [% masy]<br />

I./11.3. 138 379,5 517,5 27 73<br />

II./3.4. 68,5 454,5 523 13 87<br />

III./21.4. 122,5 390 512,5 24 76<br />

IV./30.4. 135 <strong>40</strong>5 5<strong>40</strong> 25 75<br />

V./4.5. 136 297 500 27 73<br />

VI./7.5. 123 391 514 24 76<br />

Objaśnienia: BRO – biodegradowalny odpad; N-BRO – niebiodegradowalny odpad.<br />

571

Bohdan Stejskal<br />

Tabela 2. Objętość składu odpadów z cmentarza<br />

Table 2. Capacity of graveyard waste portions<br />

Pomiar/ termin N-BRO [m 3 ] BRO [m 3 ] CELKEM [m 3 ] N-BRO [% obj.] BRO [% obj.]<br />

I./11.3. 1,01 2,67 3,68 28 72<br />

II./3.4. 0,64 4,27 4,91 13 87<br />

III./21.4. 1,2 3,36 4,56 26 74<br />

IV./30.4. 1,28 4,12 5,4 24 76<br />

V./4.5. 1,12 3,2 4,32 26 74<br />

VI./7.5. 1,04 3,52 4,56 23 77<br />

Objaśnienia: BRO – biodegradowalny odpad; N-BRO – niebiodegradowalny odpad.<br />

Rys. 1a. Masa składu odpadów z cmentarza; BRO – biodegradowalny odpad, N-BRO – niebiodegradowalny<br />

odpad<br />

Fig. 1a. Weight of graveyard waste portions<br />

Rys. 1b. Masa poszczególnych składników odpadów z cmentarza wyrażona w procentach;<br />

BRO – biodegradowalny odpad, N-BRO – niebiodegradowalny odpad<br />

Fig. 1b. Per cent weight of graveyard waste portions<br />

572

Analiza składu odpadów pochodzących z cmentarzy<br />

Rys. 2a. Objętość składu odpadów z cmentarza; BRO – biodegradowalny odpad, N-BRO – niebiodegradowalny<br />

odpad<br />

Fig. 2a. Capacity of graveyard waste portion<br />

Rys. 2b. Objętość poszczególnych składników odpadów z cmentarza wyrażona w procentach;<br />

BRO – biodegradowalny odpad, N-BRO – niebiodegradowalny odpad<br />

Fig. 2b. Per cent capacity of graveyard waste portion<br />

4. Wnioski<br />

W ramach badań przeprowadzono analizę odpadów pochodzących z cmentarza w celu<br />

sprawdzenia możliwości ich dalszego unieszkodliwienia i wykorzystania głównie kompostowania.<br />

Na podstawie wyników tych badań sformułowano następujące wnioski:<br />

1) stopień zanieczyszczenia odpadów biodegradowalnych zebranych na cmentarzu wynosi<br />

26% co uniemożliwia wykorzystanie tego odpadu w kompostowni do wytwarzania<br />

kompostu lub w biogazowni w celu wytworzenia biogazu i produktu nadającego sie do<br />

nawożenia;<br />

573

Bohdan Stejskal<br />

2) w celu wykorzystania odpadów pochodzących z cmentarzy byłoby najkorzystniejsze<br />

wprowadzenie segregacji odpadów pochodzących od odwiedzających cmentarze obywateli<br />

i odpadów z utrzymania zieleni cmentarza (odpad ten jest mniej obciążony luźno<br />

wyrzuconym odpadem w porównaniu do odpadów pochodzących z utrzymania zieleni<br />

miejskiej);<br />

3) wysegregowane odpady z utrzymania zieleni cmentarzy nadają się do kompostowania,<br />

pozostałe odpady z cmentarza nadają się jedynie do celów energetycznych; istnieje<br />

możliwość ich kompostowania, a następnie umieszczenia na wysypisku jako odpad<br />

stabilizowany;<br />

4) biorąc pod uwagę trudności w segregacji odpadów pochodących z cmentarzy oraz<br />

małą wydajność ekonomiczną ich spalania można się spodziewać, że odpady pochodzące<br />

z cmentarzy stale będą umieszczane na wysypiskach.<br />

Piśmiennictwo<br />

O Plánu odpadového hospodářství České republiky. Nařízení vlády č. 197/2003 Sb.<br />

Mužík O., Hutla P. 2009. Biomasa – bilance a podmínky využití v ČR. Biom.cz [online].<br />

ISSN: 1801–2655 [cit. 2009-03-12].<br />

Slejška A. 2009. Možnosti snižování množství skládkovaných BRKO. Biom.cz [online].<br />

ISSN: 1801–2655 [cit. 2009-03-12].<br />

Slejška A., Váňa J. Možnosti využití BRKO prostřednictvím kompostování a anaerobní<br />

digesce. Biom.cz [online]. ISSN: 1801–2655 [cit. 2009-03-12].<br />

Vyhláška č. 381/2001 Sb. v úplném znění, kterou se stanoví Katalog odpadů. Seznam<br />

nebezpečných odpadů a seznamy odpadů a států pro účely vývozu, dovozu<br />

a tranzitu odpadů a postup při udělovaní souhlasu k vývozu, dovozu a tranzitu<br />

odpadů (Katalog odpadů).<br />

574

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Małgorzata Leszczyńska*, Marek M. Sozański*<br />

Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn<br />

z procesu uzdatniania wody<br />

The harmfulness and toxicity of the water treatment<br />

process residuals<br />

Słowa kluczowe: osady i popłuczyny z uzdatniania wody, toksyczność odpadów z uzdatniania<br />

wody, zanieczyszczenia reagentów stosowanych w uzdatnianiu wody, gospodarka<br />

odpadami z uzdatniania wody.<br />

Key words: water treatment plant residuals, hazardous of water treatment residuals, the<br />

contaminants of water treatment reagents, water treatment residual management.<br />

The growing problem of water treatment sludges and sludges disposal and increased<br />

awareness of the presence of toxic contaminants in waste is observed. Depending on<br />

type – fresh or groundwater – and quality of water considerable differences are observed<br />

in composition and quality of residuals. The chemical composition of sludge predominantly<br />

depends on: type and concentration of chemicals contained in raw water, composition<br />

and doses of treatment chemicals, treatment process employed, the effects of<br />

water treatment process determined by type and quantity of removed mixtures and type<br />

and concentration of by-products of chemical reactions occurring during water treatment<br />

process. The contaminants of reagents used may significantly influence the quality of residuals<br />

from water treatment plant. An overview of the chemical characteristic and hazardous<br />

properties of waste produced during treatment process employed is presented.<br />

The choice of procedure of utilization or land disposal of water treatment sludges require as<br />

the first step that sludge has been shown to be nonhazardous. It means, that water systems<br />

should thoroughly test their residuals prior to making disposal decision.<br />

* Dr Małgorzata Leszczyńska i prof. rd hab. inż. Marek M. Sozański – <strong>Instytut</strong> Inżynierii<br />

Środowiska, Politechnika Poznańska, ul. Piotrowo 3A, 60-965 Poznań; tel.: 61 665 36 62;<br />

e-mail: malgorzata.leszczynska@put.poznan.pl<br />

575

Małgorzata Leszczyńska, Marek M. Sozański<br />

1. Wprowadzenie<br />

Zasadniczym czynnikiem, decydującym o przydatności wody do określonego celu, jest<br />

jej jakość: skład fizyczno-chemiczny i bakteriologiczny. Uzyskanie jakości wody odpowiadającej<br />

wymaganiom stawianym wodzie przeznaczonej do spożycia i na potrzeby gospodarcze<br />

jest podstawowym zadaniem procesu uzdatniania wody. Wymaga to najczęściej zastosowania<br />

w trakcie uzdatniania wody różnego rodzaju chemikaliów.<br />

Zagrożeniom wynikającym z obecności w osadach i popłuczynach z uzdatniania wód<br />

różnego rodzaju związków chemicznych o właściwościach toksycznych poświęca się<br />

w ostatnich latach coraz więcej uwagi. W zależności od rodzaju i jakości uzdatnianej wody<br />

– podziemnej lub powierzchniowej – obserwuje się znaczące różnice w składzie osadów<br />

powstających w procesie uzdatniania, w szczególności w ilości i rodzaju znajdujących się<br />

w nich związków toksycznych.<br />

Rozmiary zagrożeń zależą od składu chemicznego osadów oraz od sposobu ich ostatecznego<br />

unieszkodliwiania, w tym także składowania. Chemiczny skład osadów zależy<br />

przede wszystkim od:<br />

● rodzaju i stężenia związków chemicznych obecnych w wodzie uzdatnianej,<br />

● rodzaju i dawek reagentów stosowanych w procesie uzdatniania,<br />

● efektów uzdatniania, określonych rodzajem i ilością usuwanych domieszek,<br />

● rodzaju i stężenia produktów pośrednich i ubocznych reakcji zachodzących w procesie<br />

uzdatniania.<br />

2. Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn<br />

Ocena szkodliwości dla środowiska różnego rodzaju odpadów, w tym także osadów<br />

i popłuczyn z uzdatniania wody, które zgodnie z ustawą z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach<br />

[Ustawa... 2001], są z definicji odpadami niebezpiecznymi, wymaga wyznaczenia<br />

określonych parametrów charakteryzujących osad. Należą do nich:<br />

● skład chemiczny osadu,<br />

● zawartość substancji niebezpiecznych, głównie metali ciężkich,<br />

● wymywalność tych zanieczyszczeń z osadu,<br />

● wpływ czasu składowania i różnych czynników środowiskowych na wymywalność<br />

oraz<br />

● toksyczność osadu.<br />

Bardzo często skład i wymywalność są głównymi kryteriami jakości odpadów, stanowiąc<br />

podstawę do klasyfikacji odpadu i wyboru metody jego zagospodarowania. Toksyczność<br />

odpadów oznacza się stosunkowo rzadko, a w Polsce prawie wcale w tym zakresie<br />

nie praktykuje się oznaczeń toksyczności odpadu, mimo istniejących unormowań unijnych<br />

w tym zakresie [EEC Directive... 1991].<br />

576

Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn z procesu uzdatniania wody<br />

Zgodnie z obowiązującymi klasami szkodliwości odpadów, odpady szkodliwe zawierają<br />

substancje słabo toksyczne (LD 50<br />

powyżej 501 mg/kg), trudno rozpuszczalne, niemieszające<br />

się z wodą, destylujące z parą wodną i palne. W odpadach niebezpiecznych natomiast<br />

są zawarte substancje toksyczne (substancje o LD 50<br />

od 51 do 500 mg/kg), kumulatywne,<br />

rozpuszczalne w wodzie, kwasach i zasadach, bioinhibitory oraz substancje palne<br />

[Tymczasowe wytyczne... 1980]. Według wytycznych Unii Europejskiej [Dyrektywa...<br />

1991] kryterium zaliczenia odpadów do niebezpiecznych stanowi skład chemiczny wyciągów<br />

wodnych z tych odpadów. Zgodnie z dyrektywą unijną 91/156/EEC utworzono stale<br />

modernizowaną listę odpadów, tzw. Europejski Katalog Odpadów – European Waste Catalogue<br />

[EWC 2002].<br />

Według norm amerykańskich o zaliczeniu odpadu do kategorii odpadów niebezpiecznych<br />

lub toksycznych decydują rezultaty testów wymywalności, prowadzonych według<br />

dwóch procedur: procedury EP i procedury TCLP [RCRA kod <strong>40</strong>CFR 216 i 268].<br />

Rolnicze zagospodarowanie osadów z uzdatniania wody wymaga określonych procedur<br />

monitorowania ich jakości, które określają maksymalne dopuszczalne stężenie substancji<br />

niebezpiecznych w osadzie oraz ich średnie stężenia w ciągu miesiąca, rodzaj prób<br />

i częstotliwość ich poboru. Procedury te zależą od decyzji organów stanowych, jednakże<br />

punktem wyjścia jest Federal Water Pollution Control Act i Solid Waste Management Act<br />

(Federalne Zasady Kontroli Zanieczyszczeń i Zasady Gospodarowania Odpadami Stałymi).<br />

W Pensylwanii np. maksymalne dopuszczalne stężenia poszczególnych metali w mg/kg<br />

osadu, decydujące o kwalifikacji osadów, wynoszą odpowiednio: arsen (As) – 75; kadm<br />

(Cd) – 85; miedź (Cu) – 4300; rtęć (Hg) – 57; molibden (Mo) – 75; nikiel (Ni) – 420; ołów<br />

(Pb) – 8<strong>40</strong>; selen (Se) – 100; cynk (Zn) – 7500. W stanie New Jersey natomiast dodatkowo<br />

oznacza się stężenia PCB, którego maksymalne dopuszczalne stężenie wynosi 2 mg/kg<br />

oraz sodu – 50 mg/kg i chromu – 1200 mg/kg.<br />

W Polsce nie zostały jeszcze wydane przepisy określające dopuszczalne stężenia<br />

w osadach różnych toksyn (metali ciężkich i innych substancji), które w ten sposób regulowałyby<br />

zasady przyrodniczego, w tym także i rolniczego ich wykorzystania [Suchy 1998].<br />

Zgodnie z rozporządzeniem Ministra <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa<br />

w sprawie klasyfikacji odpadów [2001], odpad należy uznać za niebezpieczny, jeśli<br />

stwierdzi się w nim obecność nawet śladowych ilości substancji szkodliwych lub toksyn na<br />

podstawie rezultatów testu wymywalności.<br />

3. Wpływ reagentów stosowanych w uzdatnianiu wody<br />

na toksyczność osadów<br />

Jakość i skład fazy stałej osadów i popłuczyn zależą od jakości i składu wody uzdatnianej<br />

oraz reagentów stosowanych w procesie uzdatniania. Wszystkie substancje obec-<br />

577

Małgorzata Leszczyńska, Marek M. Sozański<br />

ne w wodach powierzchniowych i podziemnych są w procesach uzdatniania oddzielane<br />

od wody, odkładane oraz zagęszczane w osadach. W osadach pochodzących z uzdatniania<br />

wód powierzchniowych stwierdza się podwyższone stężenia takich metali, jak: chrom<br />

(Cr), cynk (Zn), ołów (Pb), antymon (Sb) i rtęć (Hg). Do zanieczyszczeń organicznych najczęściej<br />

obecnych w osadach należą: monocykliczne węglowodory aromatyczne, policykliczne<br />

węglowodory aromatyczne, pestycydy i ich metabolity, chlorowcopochodne węglowodorów,<br />

np.: THM powstające w procesie chlorowania wody. W popłuczynach z uzdatniania<br />

wód podziemnych występują głównie tlenki żelaza i manganu, stanowiąc 70–80 %<br />

masy osadu.<br />

Źródłem zagrożeń związanych ze stosowaniem chemikaliów w procesie uzdatniania<br />

wody są toksykologiczne właściwości samego związku, niedostateczne lub nadmierne dawkowanie<br />

substancji chemicznych, domieszki i zanieczyszczenia obecne w surowym produkcie<br />

lub powstające w procesie produkcji oraz produkty pośrednie, powstające w trakcie procesu<br />

uzdatniania.<br />

Rezultaty badań jakości chemikaliów ( prowadzone w latach 1991–1999) wykazały, że<br />

toksyczne domieszki powodujące niezgodność produktów z kryteriami jakości występują<br />

we wszystkich chemikaliach stosowanych w technologii wody [www.hc-sc.gc.ca]. Zanieczyszczenia<br />

występujące w chemikaliach z uwzględnieniem podziału na poszczególne grupy<br />

związków i proces jednostkowy, w którym się pojawiają przedstawiono w tabeli 1.<br />

Tabela 1. Zanieczyszczenia reagentów wprowadzane do wody uzdatnianej w jednostkowych<br />

procesach technologicznych [www.hc-sc.gc.ca]<br />

Table 1. The contaminants of chemicals used in water treatment process<br />

Koagulanty i flokulanty<br />

Proces jednostkowy<br />

Flokulanty<br />

Koagulacja<br />

Koagulacja i flokulacja<br />

Zanieczyszczenie<br />

nonylofenol oksyetylowany, metoksyfenol, octan winylu<br />

nikiel, dichloropropanol, dimetyloamina, DADMAC-monomer<br />

ftalan wieloskładnikowy, ftalan di-(2-etyloheksylu), dichloropropanol, dimetyloamina,<br />

DADMAC monomer, 2-metylopropanoamid, nonylofenol, fenylo-metylo-benzeno<br />

amid kwasu mrówkowego, kwas hydroksyoctowy, akryloamid, tetrametylo nitryl<br />

kwasu bursztynowego, antymon, chrom, kadm, miedź, ołów, rtęć, tal<br />

Inhibitory korozji i kamienia kotłowego<br />

Proces / funkcja<br />

Zanieczyszczenie<br />

Kontrola pH<br />

Inhibitory korozji i kamienia kotłowego<br />

kadm, rtęć, ołów<br />

kadm, rtęć, ołów, cynk<br />

578

Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn z procesu uzdatniania wody<br />

Dezynfektanty i utleniacze<br />

Proces / funkcja<br />

Dezynfektanty i utleniacze<br />

Utleniacze<br />

Dechloracja i antyutleniacze<br />

Zanieczyszczenie<br />

dibromometan, eter 2-chloroetylowinylowy, chlorek benzylu,<br />

dimetylobenzyloamina, 1,2,4-trimetylo benzen, chlor, bromoform, chloroform, chlorometan,<br />

chloroetan, tetrachlorek węgla, cis-1,3-dichloropropan, kwas trichlorooctowy,<br />

kwas dichlorooctowy, dichlorometan, chlorometan , trifluorometan miedzi,<br />

ołów, tal, azotany<br />

tetrachlorek węgla<br />

Dixone, Lee i Moser [1988] stwierdzili, że zarówno FeCl 3<br />

jak i Al 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

są zanieczyszczone<br />

różnymi metalami ciężkimi, przy czym metale zawarte w reagentach występują w różnych<br />

stężeniach, w zależności od producenta i poszczególnych partii produkcji.<br />

National Science Foundation (NSF) International szacuje, że w Stanach Zjednoczonych<br />

ok. 80%, a w Kanadzie zaledwie 50% substancji stosowanych w uzdatnianiu wody posiada<br />

certyfikaty jakości.<br />

ołów<br />

4. Wpływ technologii uzdatniania na toksyczność osadów<br />

W zależności od złożoności procesu uzdatniania, każdy z poszczególnych procesów<br />

jednostkowych niesie ze sobą pewien ładunek substancji toksycznych, na skutek migracji<br />

zanieczyszczeń z zastosowanych reagentów do wody i do powstających odpadów. Tak<br />

więc technologia uzdatniania wody oraz skład ujmowanej wody pośrednio określają zagrożenia<br />

wynikające z potencjalnej toksyczności powstających osadów.<br />

Do procesów technologicznych, w których powstają najbardziej niebezpieczne osady,<br />

należy zaliczyć: koagulację, zmiękczanie wapnem i wymianę jonową.<br />

Charakterystyki odpadów powstających w poszczególnych procesach technologicznych,<br />

z wyszczególnieniem niebezpiecznych substancji w nich zawartych, przedstawiono<br />

w tabeli 2.<br />

Tabela 2. Charakterystyka odpadów powstających w różnych procesach uzdatniania wody<br />

Table 2. The Characteristics of residuals generated at different water treatment processes<br />

Proces Rodzaj odpadu Toksyny<br />

Koagulacja solami glinu<br />

lub żelaza<br />

Adsorpcja<br />

Wymiana jonowa<br />

Odżelazianie i odmanganianie<br />

uwodnione osady i popłuczyny<br />

o znacznej zawartości Al lub Fe<br />

zużyty adsorbent<br />

solanka,<br />

solanka radioaktywna,<br />

solanka kaustyczna obciążona np.:<br />

F – i NO – 3<br />

uwodniony osad tlenów żelaza<br />

i manganu<br />

metale: As, Ba, Cd, Cr, Ni, Pb, Zn<br />

metale: As, Ca, Cr, Pb, substancje<br />

organiczne<br />

metale: As, Ba, Cd, Cr, Se, Ra 226 ,<br />

NO – 3 , F–<br />

Fe, Mn, As, Cd, Cr, Pb<br />

579

Małgorzata Leszczyńska, Marek M. Sozański<br />

Dekarbonizacja metodą uwodnione osady węglanowe lub<br />

metale: As, Cd, Cr, Ba, Pb, Ra<br />

chem. strącania<br />

granulat CaCO 226<br />

3<br />

Odwrócona osmoza solanka metale: As, Cd, Cr, Se, Ra 226<br />

Chemiczne utlenianie<br />

dezynfekcja<br />

–<br />

produkty pośrednie utleniania np.:<br />

THM-y, chloryny, chlorany, bromiany.<br />

Proces koagulacji. W połączeniu z filtracją proces ten jest najczęściej stosowany do<br />

usuwania rozpuszczonego węgla organicznego, żelaza (Fe), manganu (Mn), domieszek<br />

powodujących mętność i barwę, a także jest zalecany przez Amerykańską Agencję <strong>Ochrony</strong><br />

Środowiska (USEPA) jako skuteczna technologia usuwania arsenu, kadmu, chromu, rtęci<br />

i selenu. Produkuje osady posedymentacyjne i popłuczyny. Produkty reakcji reagentów<br />

mogą stanowić od 20-92% fazy stałej powstających osadów. Najczęściej stosowane koagulanty<br />

to: sole glinu (Al 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

, AlCl(OH) 5<br />

i żelaza (Fe 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

, FeCl 3<br />

oraz poliakryloamidy<br />

– (C 3<br />

H 5<br />

NO)n (związki wspomagające proces koagulacji). Coraz bardziej popularne stają<br />

się też spolimeryzowane koagulanty glinowe: polihydroksychlorosiarczany glinowe lub zasadowe<br />

chlorki poliglinowe Al n<br />

(OH) m<br />

Cl 3m-n<br />

. Szeroka dostępność polielektrolitów oraz obecność<br />

nieprzereagowanych monomerów powoduje wystąpienie ryzyka wynikającego z uwalniania<br />

się nieprzereagowanych akryloamin lub epichlorohydryny.<br />

Już w 1975 r. Schmidt i Hall stwierdzili, że typowymi składnikami popłuczyn i osadów<br />

pokoagulacyjnych pochodzących z koagulacji solami glinu były: ołów (Pb), cynk (Zn), stront<br />

(Sr), tytan (Ti), chrom (Cr), bor (B), bar (Ba), nikiel (Ni) i mangan (Mn), a także U-238. Także<br />

badania Cornwell i in. [1992] oraz Mac Phee, Cornwell i Brown [2002] wykazały obecność<br />

następujących metali ciężkich w osadach pokolagulacyjnych: As: < 45 mg/kg, Ba: 19–323<br />

mg/kg, Cr: 1,8–592 mg/kg, Mn: 241–25,350 g/kg, Pb: 9–120 mg/kg, Cu: 2,9–412 mg/kg,<br />

Ni: 24–131 mg/kg, Sr: 20,2–160 mg/kg, Zn: 3,5–2942 mg/kg, Hg: 0,1–< 47 mg/kg.<br />

W zależności od rodzaju zastosowanego koagulanta obserwuje się znaczące różnice<br />

w stężeniach metali obecnych w fazie stałej osadów. I tak, zawartość miedzi w osadach<br />

pokoagulacyjnych zmieniała się od 16 do 168 mg/kg s.m., Cr od 50 do 130 mg/kg s.m., As<br />

od 9,2 do 32 mg/kg s.m., a Zn od 91,7 do 781 mg/kg s.m., stężenia As i Cr były wyższe<br />

w osadach pochodzących z koagulacji związkami glinu, manganu, niklu, ołowiu, baru i cynku,<br />

natomiast w osadach – po koagulacji związkami żelaza [Cornwell 2006]. Z tych względów,<br />

według normatywów amerykańskich, osady powstające podczas koagulacji muszą zostać<br />

ocenione pod względem szkodliwości na podstawie testu wymywalności EP lub testu<br />

wymywalności według procedury TCLP [Cornwell i Koopers 1990]. Wyniki testów decydują<br />

o sposobie unieszkodliwiania lub wykorzystania osadów.<br />

Według Cornwella i in. [1990 i 1992] analiza osadów z różnych stacji uzdatniania, nawet<br />

po zastosowaniu testu wymywalności zgodnie z procedurą TCLP, nie wykazała przekroczenia<br />

dopuszczalnych wartości analizowanych toksyn (według normy USEPA), a więc nie<br />

są to osady niebezpieczne. Badania toksyczności odcieków z osadów pochodzących z kilkunastu<br />

zakładów uzdatniania wody w USA natomiast wykazały, że odcieki z osadów skła-<br />

580

Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn z procesu uzdatniania wody<br />

dowanych na wysypisku były bardziej toksyczne niż odcieki uzyskiwane w porównawczych<br />

badaniach laboratoryjnych [Elliot i in. 1990]. Przyczyną toksycznego efektu była obecność<br />

w osadach, w stosunkowo wysokich stężeniach, łatwo wymywalnego Cd i Ni pochodzących<br />

z koagulantów o złej jakości.<br />

Koagulacja glinem lub żelazem z następczą filtracją, a także zmiękczanie i usuwanie żelaza,<br />

są stosowane też do usuwania arsenu. Według Amy i in. [2000] oraz Mac Phee, i in.<br />

[2001] odpady zawierają z konwencjonalnej koagulacji – 9,25 mg/L As; ze zmiękczania wapnem<br />

– 4,2 mg/L; z wymiany jonowej – 10 mg/L; z adsorpcji na żywicach – 9,52 mg/L; piasek<br />

aktywowany tlenkami żelaza – 1,9 mg/L; po koagulacji z mikrofiltracją – 0,76 mg/L As.<br />

Według Cornwella i in. [2001] stężenia arsenu uzyskane w teście wymywalności TCLP odpadów<br />

z procesów zmiękczania wapnem i koagulacji wykazały, że jego zawartość w odpadach<br />

ze zmiękczania wapnem, z koagulacji związkami glinu oraz z usuwania żelaza i manganu<br />

była poniżej wartości dopuszczalnej, jedynie w osadach z koagulacji żelazem stężenie<br />

arsenu po zastosowaniu procedury CALWET ( z kwasem cytrynowym) wzrastało do 1,56<br />

mg/L [Cornwell 2003]. Ponieważ zgodnie z CWA (Clean Water Act) arsen został uznany za<br />

zanieczyszczenie jego stężenie w odpadach i popłuczynach zrzucanych do odbiorników jest<br />

ściśle limitowane. Dlatego też odpady te i popłuczyny muszą zostać poddane testowi wymywalności<br />

zgodnie z procedurą TCLP, którego rezultaty decydują o sposobie zagospodarowania<br />

tych odpadów.<br />

Bardzo wiele stanów za maksymalne dopuszczalne stężenie arsenu w odpadach i popłuczynach<br />

bezpośrednio zrzucanych do odbiorników przyjęło wartość 0,05 mg/L lub niższą.<br />

Zrzut do sieci kanalizacyjnej jest dopuszczalny przy stężeniu arsenu mieszczącym<br />

się w przedziale 0,05–1,0 mg/L. Odpady zagospodarowywane rolniczo nie mogą zawierać<br />

wody i muszą być nietoksyczne na podstawie testu TCLP, tj stężenie arsenu musi być<br />

< 5,0 mg/L [Cornwell i in. 2003]. Poszczególne procesy jednostkowe w różny sposób wpływają<br />

na koncentrację As w odpadach. Regenerat z procesu wymiany jonowej zawierał od<br />

10 do 25 mg/L As, a współczynnik koncentracji wynosił od 270–236. Dużo niższa wartość<br />

współczynnika koncentracji – 12 i 61 – występowała dla popłuczyn z procesu filtracji i adsorpcji<br />

[Cornwell 2006].<br />

Popłuczyny z płukania filtrów. Popłuczyny te stanowią istotny problem z racji dużej<br />

objętości, produkowanej z dużą prędkością przepływu w stosunkowo krótkim okresie czasu.<br />

Według Cornwella i Lee [1993] w popłuczynach poza zawiesinami mogą występować<br />

w znaczących ilościach THM, a także OWO (ogólny węgiel organiczny). Stężenia OWO<br />

w popłuczynach było 3 razy większe niż w wodzie surowej, a stężenia THM-ów i kwasów<br />

halooctowych (HAA6) były odpowiednio 92 i 24 razy większe. Także zawartość patogenów<br />

była większa. We wszystkich próbkach popłuczyn ilość Giardia i Cryptosporidium była 16<br />

i 21 razy większa niż w odpowiednich próbkach wody surowej, co sugeruje, że oocyty przeżywają<br />

proces uzdatniania wody. Całkowite stężenie oocyt w popłuczynach średnio było<br />

7 razy większe niż w wodzie surowej [Cornwell i in. 2001].<br />

581

Małgorzata Leszczyńska, Marek M. Sozański<br />

W razie odprowadzania osadów i popłuczyn do sieci kanalizacyjnej niezwykle istotne jest<br />

określenie ich wpływu na proces biologicznego rozkładu zanieczyszczeń. W popłuczynach<br />

mogą występować metale ciężkie, które przy przekroczeniu stężeń progowych inhibują proces<br />

nitryfikacji i rozkładu związków węgla. Podobnie przy rolniczym wykorzystywaniu osadów<br />

szczególną uwagę należy zwrócić na odczyn gleby ( ≥ 6,5 ) i jej zdolności jonowymienne. Jeśli<br />

w osadzie występują polichlorowane dwufenyle – PCB w stężeniach > 50 mg/kg, osad może<br />

być składowany jedynie na wysypisku odpadów niebezpiecznych [Cornwell 2006].<br />

Większość osadów pokoagulacyjnych nie zawiera nadmiernych ilości metali ciężkich,<br />

jednakże wiele stanów limituje roczne obciążenie gleby ładunkiem Cu, Pb, Hg, Cr, Ni i Zn.<br />

W odniesieniu do Cd obowiązuje zasada, zgodnie z którą roczne nim obciążenie gleby nie<br />

może przekraczać 0,5 kg Cd/ha.<br />

Dekarbonizacja metodą chemicznego strącania. Metoda ta skutecznie usuwa metale<br />

ciężkie i promieniotwórczy rad. Jest zalecana przez USEPA jako efektywna technologia<br />

dla usuwania As, Ba, Cd, Cr +3 , Hg i Se IV . Powstające osady podekarbonizacyjne podlegają<br />

takim samym ograniczeniom jak osady pokoagulacyjne tzn. niezbędna jest ocena ich toksyczności.<br />

Jest to szczególnie ważne, gdy technologię tę stosuje się w celu usunięcia metali<br />

ciężkich.<br />

Adsorpcja na granulowanym węglu aktywnym. Metoda jest zalecana do usuwania<br />

z wody zanieczyszczeń organicznych, a także radonu. Zużyty węgiel aktywny może być<br />

zwracany do producenta w celu regeneracji lub składowany na wysypiskach.<br />

W odniesieniu do zużytego GWA, jeśli występuje w nim Pb-210 – produkt rozpadu<br />

radonu USEPA zaleca ostrożność .Jeśli radioaktywność GWA jest większa niż 2000<br />

pCi/g, zużyty węgiel powinien być składowany na wysypisku odpadów o niskiej promieniotwórczości.<br />

Produkty rozpadu promieniotwórczego mogą też występować w popłuczynach<br />

z procesu filtracji na GWA, co może stwarzać problem z gospodarką tymi odpadami.<br />

Rad jest stosunkowo słabo adsorbowany na GWA, jednakże wytrącone na węglu<br />

żelazo bardzo dobrze akumuluje rad, tak więc występuje on w odpadach z procesu<br />

adsorpcji na GWA. Cornwell i in. [2006] stwierdzali 50–60 pCi/L Ra w pozostałościach<br />

s.m. popłuczyn. Także sam węgiel aktywny może być źródłem radioaktywności,<br />

zgodnie z badaniami Cornwell, Kinner i Tigue [1999] którzy stwierdzali przeciętnie od<br />

100 do 150 pCi/g przy powierzchni złoża i powyżej 50 pCi/g przy dnie złoża. Ponieważ<br />

GWA jest najczęściej stosowany do usuwania specyficznych zanieczyszczeń organicznych<br />

(zapachu i smaku), musi być poddany testowi TCLP, jeśli stężenie substancji niebezpiecznych<br />

przekracza dopuszczalne wartości. Odpadowy węgiel jest wówczas traktowany<br />

jako odpad niebezpieczny. W przypadku obecności polichlorowanych dwufenyli<br />

zgodnie wymaganiami zawartymi w TSCA (<strong>40</strong> CFR 760; USEPA 1976) odpad musi zostać<br />

spopielony.<br />

W USA każdy węgiel poddany regeneracji nigdy nie jest stosowany ponownie ani w uzdatnianiu<br />

wody, ani w żadnych procesach związanych z produkcją żywności [Cornwell 2006].<br />

582

Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn z procesu uzdatniania wody<br />

Proces wymiany jonowej. Wymiana jonowa jest stosowana w zmiękczaniu i demineralizacji<br />

wody. W procesie usuwa się z wody związki powodujące twardość i zasolenie,<br />

w tym także rad, arsen, bar, selen, chrom, nadchloran i azotany. Odpadową solankę charakteryzuje<br />

wysokie stężenie rozpuszczonych soli (do 130 tys. mg/L), zależne od twardości<br />

zmiękczanej wody, stopnia demineralizacji i technologii regeneracji oraz zdolności jonowymiennej<br />

złoża. Odpadowa solanka może także zawierać znaczne ilości azotanów<br />

– do 600 mg/L [Snoeyink 1984]. Odpady są produkowane w trakcie płukania i regeneracji.<br />

Zazwyczaj na każdy kilogram usuniętej twardości powstaje 11–57 L solanki, zawierającej<br />

sole i kationy usunięte z żywicy. W popłuczynach występują F-, Al., As, Na, TDS, Mg, Ca,<br />

2-<br />

Cr, krzemionka i SO 4<br />

[Snoeyink 1984].<br />

Procesy membranowe. Procesy te odgrywają coraz większą rolę w uzdatnianiu wody,<br />

tak więc powstające w tych procesach odpady stanowią coraz większy problem i wyzwanie.<br />

Efektywność membran niskociśnieniowych łatwo ulega zmniejszeniu, koniecznością więc<br />

staje się płukanie lub płukanie wspomagane chemiczne. Popłuczyny z procesów membranowych,<br />

produkowane w sposób okresowy, w zależności od jakości wody uzdatnianej i sposobu<br />

czyszczenia membran mogą zawierać różnego rodzaju i w różnych stężeniach substancje<br />

niepożądane. Na skład popłuczyn ma także wpływ wybór technologii, tj. rodzaj procesów<br />

poprzedzających, np. koagulacja.<br />

Na typowy skład popłuczyn z niskociśnieniowego procesu membranowego składają się<br />

glony, cząstki stałe, pozostałości chemikaliów z płukania wspomaganego, zawiesiny w koncentracji<br />

zwiększonej od 7–50 razy, pozostałości Cl 2<br />

aż do 1000 mg/l, pH w granicach 6–9,<br />

oraz zawartość OWO dwukrotnie większa, a w razie zastosowania koagulacji nawet pięciokrotnie<br />

większa [AWWA 2003] .<br />

Popłuczyny z odwróconej osmozy. Duże zagęszczenie wody uzdatnianej, wynoszące<br />

ok. 30%, powodują substancje odpadowe, tzw. koncentraty, zawierające duże ilości<br />

metali ciężkich (3,3-krotny wzrost koncentracji) oraz radionuklidów, a także rozpuszczone<br />

i drobne cząstki stałe: glina i osady w postaci koloidalnej lub zawiesiny, tlenki glinu, żelaza<br />

i manganu, osady słabo rozpuszczalnych soli (siarczanu baru, węglanu wapnia i siarczanu<br />

wapnia), krzemionka; organiczne: NOM ( kwasy humusowe i fulwowe ) i biologiczne ( mikroorganizmy<br />

kolonizujące powierzchnię membrany, egzopolimery i biofilm).<br />

Inhibitory kamienia zapobiegające wytrącaniu osadów występują w solance w stężeniach<br />

mniejszych niż 30 mg/L [ Cornwell 2006]. Pozostałości stałe muszą zostać poddane<br />

testowi TCLP i w razie negatywnych rezultatów podlegają dalszym procedurom, obowiązującym<br />

odmiennie do odpadów niebezpiecznych. Są to jednak sporadyczne sytuacje.<br />

5. Podsumowanie<br />

Właściwości fizyczne i chemiczne odpadów decydują o ostatecznych metodach ich zagospodarowywania.<br />

Rosnące wymagania stawiane jakości wody do picia wymuszają stoso-<br />

583

Małgorzata Leszczyńska, Marek M. Sozański<br />

wanie skomplikowanych procesów, co skutkuje coraz większą ilością odpadów i popłuczyn<br />

o różnym stopniu szkodliwości.<br />

Istotny wpływ na zawarte w odpadach substancje niebezpieczne wywiera jakość wody<br />

uzdatnianej, stosowane reagenty i proces technologiczny.<br />

Chociaż osady powstające w trakcie uzdatniania wody uważa się zasadniczo za bezpieczne,<br />

w razie ich rolniczego zagospodarowywania muszą jednak zostać poddane ocenie<br />

pod względem możliwości działania toksycznego.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Amy G., Edwards M., Brandhuber P., Mc Neill L., Benjamin M., Vagliasindi F.,<br />

Carlson K., Chwirka J. 2000, Residuals Generation, Handling and Disposal. In Arsenic<br />

Treatment Options and Residuals Handling Issues. Denver col., AwwaRF and AWWA.<br />

Cornwell D. A., Koopers H. 1990. Slib, schlamm, sludge. Denver Col. AWWA.<br />

Cornwell D. A., Vandermeyden C., Dillow G., Wang M. 1992. Landfilling of water<br />

treatment plant coagulant sludges. Denver Colo. AwwaRF and AWWA.<br />

Cornwell D. A., Lee R. 1993. Recycle Stream Effects on Water Treatment. Denver Col.<br />

AwwaRF and AWWA.<br />

Cornwell D. A., Mac Phee M. J. 2001. Effects of Spent Filter Backwash Recycle on<br />

Cryptosporidium Removal. Jour. AWWA 93 (4): 153.<br />

Cornwell D. A., Mac Phee M. J., McTigue N., Arora H., DiGiovanni G., LeChevallier<br />

M., Taylor J. 2001. Treatment Options for Giardia, Cryptosporidium and<br />

other Contaminants in Recycled Backwash Water. Denver Colo. AwwaRF and AWWA.<br />

Cornwell D. A., Mutter R., Novak J., Edwards M. 2003. Disposal of Waste resulting<br />

from Arsenic Removal Processes. Denver Col. AwwaRF and AWWA.<br />

Cornwell D.A. 2006. Water Treatment Residuals Engineering. Publ. Awwa Research<br />

Foundation and AWWA Denver Col.<br />

Dixon K.L., Lee R. G., & Moser R.H. 1988. Water Treatment Plant Residuals: A Management<br />

Strategy for the Pennsylvania Region, American Water Works Service Company,<br />

Voorhees N.J.<br />

Dyrektywa Rady UE 91/156/EEC z dnia 18 marca 1991 r. nowelizująca Dyrektywę<br />

75/442/EEC w sprawie odpadów.<br />

Dyrektywa Rady UE 98/83/EC z dnia 3 listopada1998 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej<br />

do spożycia przez ludzi. Dz.U. L 330 z dnia 5 grudnia 1998 r.<br />

Elliot H. A., Dempsey B. A., Hamilton D. W., De Wolfe J. R. 1990. Land application<br />

of water treatment sludges: impacts and management, AWWA RF, Denver Colo.<br />

European Waste Catalogue. Commission Decision 2002/532/EC. 2002.<br />

EEC Directive 91/689/EEC of 12 December 1991on Hazardous Waste. Official Journal of<br />

584

Szkodliwość i toksyczność osadów i popłuczyn z procesu uzdatniania wody<br />

the European Community. L 377, 31 December. Brussels. Belgium.<br />

Identification and Listing of Hazardous Waste. April 1, 48 Fed. Reg. 14296. USEPA (U.S.<br />

Environmental Protection Agency): 1983. <strong>40</strong> CFR Part 261, 268. Washington, D.C.:<br />

USEPA.<br />

MacPhee M., Charles G. E., Cornwell D. 2001. Treatment of Arsenic Residuals<br />

from Drinking Water Removal Processes. EPA/600/R-01/033. Cincinnati. Ohio. USEPA.<br />

MacPhee M., Cornwell D., Brown R. 2002. Trace contaminants in water treatment<br />

chemicals. Denver Col., AwwaRF and AWWA.<br />

Residuals Management for Low-Pressure Membranes. 2003. Committee Report. Jour.<br />

AWWA 95 (6): 68.<br />

Tymczasowe wytyczne w sprawie klasyfikowania odpadów. 1980. Ministerstwo Administracji<br />

Terenowej i <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Departament <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa.<br />

Suchy M.: Gospodarka osadami ściekowymi. Wojewódzki Inspektorat <strong>Ochrony</strong> Środowiska<br />

w Rzeszowie, Bibl. Monitoringu Środowiska. PIOŚ Rzeszów. 1998.<br />

Schmidt C., Hall J. 1975. Analytical characterization of water treatment plant sludges.<br />

Jour. AWWA 67 (1): <strong>40</strong>.<br />

Snoeyink V.L., Jongward C.K., Myers A.G., Richter S.K. 1984. Characteristics<br />

and Handling of Wastes from Grounwater Treatment Systems. AWWA Annual Conference,<br />

Dallas Texas June 10.<br />

Rozporządzenie Ministra <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z 24<br />

czerwca 2001 r. w sprawie klasyfikacji odpadów. Dz.U. 2001 r. <strong>Nr</strong> 126, poz. 1135.<br />

Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach. Dz.U. <strong>Nr</strong> 62, poz. 628.<br />

www.epa.gov/safewater/contaminants<br />

www.nhmrc.gov.au/publications<br />

www.hc-sc.gc.ca Review of contaminant occurrences in drinking water treatment chemicals.<br />

A summary report of NSF international results.<br />

585

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Ewa Beata Górska*, Wojciech Stępień**, Dariusz Gozdowski***,<br />

Marek Gabara**, Paweł Trzciński****<br />

Wpływ rodzaju kompostowanych odpadów organicznych<br />

na jakość kompostów<br />

Effect of cocomposting typs of organic wastes on the<br />

quality of composts<br />

Słowa kluczowe: kompost, dojrzewanie kompostu, aktywność mikrobiologiczna.<br />

Key words: compost, compost maturation, microbiological activity.<br />

Experiments were carried out on composts produced from pine and ash sawdust of various<br />

degrees of fineness with the addition of sewage sludge or vinasse. After seven months of composting,<br />

selected chemical properties of the composts produced were determined. Because of<br />

the different substrates used to produce the composts, the C-to-N ratio was within a wide range<br />

and therefore the composts were subjected to prolonged maturation. Samples of the composts<br />

for microbiological tests were taken in May, July and September over two years of compost<br />

maturation. The samples were used to determine the total number of mesophilic bacteria on<br />

Bunt and Rovira medium, and the total number of microscopic fungi on Martin medium.<br />

Microbiological activity in the composts was found to depend on the types of the substrates used<br />

for composting as well as on the degree of fineness of wood sawdust and the time of analysis.<br />

Sawdust of coniferous and deciduous trees subjected to composting undergoes slow mineralization<br />

and the composting period should therefore be longer than 7 months.<br />

* Dr inż. Ewa Beata Górska - Samodzielny Zakład Biologii Mikroorganizmów, Szkoła Główna<br />

Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159, 02-787 Warszawa;<br />

tel.: 22 593 26 37; e-mail: e.b.gorska@wp.pl<br />

** Dr Wojciech Stępień i mgr Marek Gabara - Katedra Nauk o Środowisku Glebowym, Szkoła<br />

Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159,<br />

02-787 Warszawa<br />

*** Mgr Dariusz Gozdowski - Katedra Doświadczalnictwa i Biometrii, Szkoła Główna<br />

Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159, 02-787 Warszawa<br />

**** Mgr Paweł Trzciński - Zakład Agrotechniki, Pracownia Rizosfery, <strong>Instytut</strong> Sadownictwa<br />

i Kwiaciarstwa, ul. Pomologiczna 18, 96-100 Skierniewice<br />

586

Wpływ rodzaju kompostowanych odpadów organicznych na jakość kompostów<br />

1. Wprowadzenie<br />

Kompostowanie jest jedną z metod unieszkodliwiania stałych odpadów organicznych.<br />

Otrzymany w ten sposób nawóz organiczny może zastąpić lub uzupełnić nawożenie obornikiem<br />

[Mazur 2000]. Rolnicze wykorzystanie odpadów organicznych w dobie spadku produkcji<br />

nawozów naturalnych pochodzenia organicznego ma pełne uzasadnienie gospodarcze<br />

i ekologiczne. Stosowanie odpadowych materiałów organicznych wpływa na wykorzystywanie<br />

składników nawozowych do produkcji biomasy roślinnej oraz poprawę właściwości<br />

fizykochemicznych gleb [Mazur, Filipek-Mazur 1996, Niedźwiecki i in. 1999, Wiater 2003].<br />

Od wielu lat prowadzone są badania nad wykorzystaniem różnych odpadów organicznych<br />

pochodzenia przemysłowego, rolniczego oraz komunalnego w procesie kompostowania<br />

[Błaszczyk 2007]. Zachodzące w pryzmie kompostowej procesy mikrobiologiczne,<br />

biochemiczne, chemiczne i fizyczne przyczyniają się do przetworzenia odpadów na kompost<br />

- humus - przy jednoczesnym zniszczeniu lub zmniejszeniu w nim liczby patogenów<br />

i pasożytów. Stąd kompostowanie poprawia stan sanitarny masy kompostowej, jak również<br />

ogranicza koszty składowania i magazynowania użytych odpadów [Błaszczyk 2007].<br />

Badaniami chemicznymi i mikrobiologicznymi objęto komposty przygotowane z lignocelulozowych<br />

odpadów, pochodzących z przemysłu meblarskiego z dodatkiem uciążliwych do<br />

składowania i magazynowania odpadów, jakimi są: osad ściekowy oraz wywar gorzelniczy.<br />

2. Cel, materiały i metodyka badań<br />

Celem badań była ocena wpływu poddanych kompostowaniu odpadów na zmiany w liczebności<br />

drobnoustrojów podczas procesu dojrzewania kompostów.<br />

Proces kompostowania przeprowadzono w Stacji Doświadczalnej Wydziału Rolnictwa<br />

i Biologii w Skierniewicach. Komposty przygotowano z trocin drzewnych pochodzących<br />

z zakładu produkcji mebli oraz z osadu ściekowego z Miejskiej Oczyszczalni Ścieków<br />

w Skierniewicach lub wywaru z melasy z dodatkiem lub bez preparatu EM-Farming (tab. 1).<br />

Proces kompostowania prowadzono przez siedem miesięcy, w skrzyniach o objętości 2 m 3 .<br />

Komposty były napowietrzane przez mieszanie i nawilżane wodą (po pasteryzacji) z ujęcia<br />

miejskiego. Ponieważ wartość stosunku ilości węgla do ilości azotu (C:N) po kompostowaniu<br />

była wysoka (tab. 2), komposty poddano dojrzewaniu przez 24 miesiące. W tym<br />

czasie przeprowadzono analizy mikrobiologiczne kompostów. Po zakończeniu kompostowania<br />

pobrano próbki kompostów i oznaczono w nich całkowite zawartości: węgla (C) metodą<br />

bezpośrednią, azotu (N) metodą Kjeldahla, wybrane makroelementy i mikroelementy<br />

metodą ICP.<br />

Aktywność mikrobiologiczną kompostów zbadano w maju, lipcu i we wrześniu każdego<br />

roku. W tym celu oznaczono: ogólną liczbę mezofilnych heterotroficznych bakterii tlenowych<br />

(w tym promieniowców), na podłożu Bunta i Roviry, oraz ogólną liczbę grzybów<br />

587

Ewa Beata Górska, Wojciech Stępień, Dariusz Gozdowski...<br />

mikroskopowych, na podłożu Martina. Hodowle inkubowano przez okres od 7 do 14 dni<br />

w temperaturze 28ºC. Ocenę wpływu kompostowanych odpadów na aktywność mikrobiologiczną<br />

kompostów zweryfikowano metodą analizy wariancji na transformowanych wynikach<br />

(transformacja logarytmiczna), stosując program Statgraphics 2.1. Grupy jednorodne<br />

wyznaczono testem t‐Tuckey’a. Uzyskane wyniki badań przedstawiono w tabelach 1 i 2.<br />

Tabela 1. Skład kompostów<br />

Table 1. Composition of composts<br />

Kompost<br />

Komponenty<br />

Stosunek wagowy<br />

komponentów<br />

I osad ściekowy+ trociny sosnowe grube – (Oś+t.s.G) 1:0,6<br />

II osad ściekowy + trociny sosnowe drobne – (Oś+t.s.D) 1:0,44<br />

III wywar z melasy + trociny jesionowe grube – (Wm+t.j.G) 1:1,2<br />

IV wywar z melasy + trociny jesionowe drobne – (Wm+t.j.D) 1:0,85<br />

V osad ściekowy + trociny sosnowe drobne+ EM – (Oś+t.s.D+EM) 1:1,3<br />

VI osad ściekowy + trociny jesionowe drobne + EM – (Oś+t.j.D+EM) 1:0,5<br />

Tabela 2. Właściwości chemiczne kompostów<br />

Table.2. Chemical properties of composts<br />

Kompost C/N<br />

Zawartość s.m. w %<br />

Zawartość w s.m. mg/kg<br />

C N P Ca Mg K Mn Zn Cu<br />

I 32,96 62,3 1,89 0,17 3,01 0,28 0,11 212,4 421,3 74,9<br />

II 57,62 60,5 1,85 0,18 3,22 0,3 0,22 220,3 399,7 69,3<br />

III 35,44 56,7 1,6 0,28 2,08 0,28 2,02 163,7 294,2 74,6<br />

IV 29,95 55,4 1,85 0,31 2,11 0,35 1,95 146,9 302,6 88,4<br />

V 53,13 61,1 1,15 0,2 2,96 0,32 0,23 292,6 411,3 75,9<br />

VI 33,26 63,2 1,9 0,29 2,84 0,29 0,18 2<strong>40</strong>,1 <strong>40</strong>2,9 117,2<br />

3. Wyniki i dyskusja<br />

Kompostowanie odpadów organicznych to proces mikrobiologiczny zachodzący w warunkach<br />

tlenowych, który prowadzi do wytworzenia głównego produktu - humusu. Humus,<br />

oprócz kwasów fulwowych, huminowych i humin, zawiera znaczne ilości związków mineralnych<br />

oraz biomasę komórek mikroorganizmów, co czyni go bardzo dobrym nawozem poprawiającym<br />

żyzność i urodzajność gleb. Podstawowym warunkiem uzyskania kompostu<br />

o dobrej jakości jest właściwy dobór składników uwzględniający między innymi stosunek<br />

C:N, rozdrobnienie, zawartość tlenu, wilgotność i.t.p. [Błaszczyk 2007, Eiland i in. 2001, Pilarski,<br />

Pilarska 2009].<br />

W niniejszej pracy badano komposty przygotowane z trocin drzewnych o różnym stopniu<br />

rozdrobnienia. W celu zawężenia stosunku C:N i wprowadzenia składników mineralnych<br />

oraz uwilgotnienia trocin dodawano do nich osad ściekowy lub melasę. W celu przyspiesze-<br />

588

Wpływ rodzaju kompostowanych odpadów organicznych na jakość kompostów<br />

nia tempa procesu kompostowania, do niektórych kompostów dodano także preparat EM.<br />

Uzyskane komposty wykazywały wysokie wartości stosunku C:N (tab. 2), co świadczy o ich<br />

niezakończonym procesie kompostowania. Szczególnie dotyczy to kompostów przygotowanych<br />

z trocin sosnowych drobnych i osadu ściekowego z dodatkiem lub bez preparatu<br />

EM. Komposty przygotowane z trocin sosnowych grubych wykazywały zdecydowanie niższą<br />

wartość C:N niż poprzednie.<br />

Można to tłumaczyć tym, że zbrylenie drobnych trocin sosnowych pogorszyło warunki<br />

natlenienia, a przez to obniżyło tempo mineralizacji trudno rozkładalnej substancji organicznej,<br />

zbudowanej głównie z ligniny, celulozy, żywic i innych [Białoboka 1993]. Jedynie<br />

w kompoście z trocin jesionowych drobnych z wywarem melasowym wartość stosunku C:N<br />

była najniższa i wynosiła ok. 30 (tab. 2). Właściwości chemiczne składników tych kompostów<br />

zadecydowały o przebiegających w nich procesach mineralizacji i humifikacji. Drewno<br />

jesionu jest bogate w pentozany (ksylan), mannany, galaktany, zawiera mniejszą ilość<br />

celulozy i ligniny oraz nie zawiera żywic [Barzdajn 1995]. Dlatego trociny jesionowe są korzystniejszym<br />

odpadem do procesu kompostowania, ponieważ zapewniają lepsze warunki<br />

wzrostu i rozwoju mikroorganizmów, nawet przy ograniczonej ilości tlenu, niż trociny z drewna<br />

sosnowego.<br />

Badania chemiczne wykazały, że komposty z trocin drzewnych mogą być stosowane<br />

jako nawozy organiczne w celu poprawy żyzności i produkcyjności gleb (tab. 2). Zawierały<br />

one stosunkowo dużo wapnia i azotu, a mało potasu. Jedynie komposty wykonane z wywarem<br />

melasowym były bogate w potas. Zawartość fosforu i magnezu w badanych kompostach<br />

była podobna jak w nawozach naturalnych. W badaniach dotyczących mikroelementów<br />

stwierdzono największą zawartość cynku, a najmniejszą miedzi.<br />

Analizy mikrobiologiczne kompostów wykazały wzrost liczebności grzybów podczas procesu<br />

dojrzewania kompostów, z wyjątkiem kompostu III (Wm+TjG). Świadczy to o postępującym<br />

procesie rozkładu związków organicznych, głównie celulozy i ligniny, który w środowisku<br />

przeprowadzany jest przede wszystkim przez grzyby [Pilarski, Pilarska 2009]. Jeżeli chodzi<br />

o bakterie, to zaobserwowano wzrost ich liczby w dojrzewających kompostach z dodatkiem<br />

preparatu EM - kompost V i VI (rys. 2) oraz w kompoście z Wm+TjD. Spadek liczebności<br />

bakterii heterotroficznych w 2006 r. w kompostach z trocin sosnowych i osadu ściekowego<br />

można tłumaczyć wyczerpywaniem się łatwo przyswajalnych substancji organicznych, jak<br />

również negatywnym wpływem obecności garbników/tanin i żywic w trocinach sosnowych.<br />

Field i Letting [1992], Scalbert [1991] oraz Kizil i in. [2001] wykazali, że obecność tanin<br />

i żywic hamuje wzrost mikroorganizmów oraz aktywność katalityczną niektórych enzymów,<br />

w tym enzymów celulolitycznych i lignolitycznych (głównie lakkazy). Za niskie tempo mineralizacji<br />

we wszystkich kompostach prawdopodobnie odpowiadają wysokie temperatury powietrza<br />

w latach 2005 i 2006 (tab. 3), które spowodowały nadmierne przesuszenie masy<br />

kompostowej. Mogło to bowiem prowadzić do zmniejszenia aktywności mikrobiologicznej<br />

w pryzmach kompostowych.<br />

589

Ewa Beata Górska, Wojciech Stępień, Dariusz Gozdowski...<br />

Rys.1. Wpływ rodzaju odpadów na liczebność grzybów mikroskopowych w kompostach (różnymi<br />

literami oznaczono średnie różniące się istotnie w poszczególnych latach)<br />

Fig. 1. Effect of wastes on the number of microscopical fungi in composts (mean significant differences<br />

are marked with different letters)<br />

Rys.2. Wpływ rodzaju odpadów na liczebność bakterii w kompostach (różnymi literami oznaczono<br />

średnie różniące się istotnie)<br />

Fig. 2. Effect of wastes on the number of bacteria in composts (mean significant differences are<br />

marked with different letters<br />

590

Wpływ rodzaju kompostowanych odpadów organicznych na jakość kompostów<br />

Tabela 3. Średnie miesięczne temperatury (˚C) w 2005 i 2006 r.<br />

Table 3. Monthly average of temperatures (˚C) during the 2005 and 2006 years<br />

Rok<br />

Miesiąc<br />

Średnia temperatura<br />

miesięczna<br />

I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII<br />

2005 1,1 -3,1 0,7 8,9 13,9 16,4 20 17,3 15 8,9 2,9 -0,3 8,5<br />

2006 -9,0 -3,1 -1,2 8,8 13,9 17,9 22,8 17,6 15,5 10,6 6,0 4,0 8,7<br />

4. Wnioski<br />

1. Trociny drzew iglastych i liściastych poddane kompostowaniu ulegają powolnej mineralizacji.<br />

Siedmiomiesięczny okres kompostowania tych trocin jest zatem niewystarczający.<br />

2. Liczba drobnoustrojów w procesie dojrzewania kompostów zależy od doboru komponentów<br />

kompostów.<br />

Piśmiennictwo<br />

Białobok S. 1993. Jesion wyniosły – monografia z serii „Nasze drzewa leśne” (Bugała W., red.).<br />

Barzdajn W. 1995. Biologia sosny zwyczajnej. Poznań-Kurnik.<br />

Błaszczyk J.K. 2007. Mikroorganizmy w ochronie środowiska . PWN, Warszawa.<br />

Eiland F., Klamer M., Lind A-M., Leth M., Baath E. 2001. Influence of initial C/N ratio<br />

on chemical and microbial composition during long term composting of straw. Microb.<br />

Ecol. 41: 272–280.<br />

Field J.A, Letting G. 1992. Toxicity of tannic compounds to microorganisms. Plant Polyphenols.<br />

Synthesis, Properties Significance. R.W. Hemingway and P.E. Laks: 673–692.<br />

Filipek-Mazur B., Mazur K. 1996. Perspektywy i warunki rolniczej utylizacji osadów organicznych<br />

z biologicznej oczyszczalni ścieków Krakowskich Zakładów Garbarskich. Mat. III Konf.<br />

Nauk.-Techn: Zagospodarowanie odpadów z rejonu Krakowa. Osieczany, 16–17.06.1996: 157–162.<br />

Kizil M. 2002. Antimicrobial Activity of Resins Obtained from the Roots and Stems of Cedrus<br />

libani and Abies cilicia. Appl.Biochem. Microbiol. 38:144–146.<br />

Mazur T. 2000. Rolnicza utylizacja stałych odpadów organicznych. Zesz. Probl. Post.<br />

Nauk. Roln. 472: 507–516.<br />

Pilarski K., Pilarska A. 2009. Parametry procesu kompostowania. Technika Roln. i Leśna.<br />

1: 23–24.<br />

Niedźwiecki E., Protasowicki M., Nowak A., Czyż H., Ciereszko W., Meller E.<br />

1999. Charakterystyka odpadów potartacznych w aspekcie możliwości ich zagospodarowania.<br />

Folia Univ. Agric. Stetin. 200. Agricultura 77: 295–298.<br />

Scalbert A.1991. Antimicrobial properties of tannins. Phytochemistry 30: 3875–3883.<br />

Wiater J. 2003. Następcze oddziaływanie odpadów organicznych na plonowanie pszenicy<br />

ozimej i jej skład chemiczny. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 494: 525–532.<br />

591

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Ryszard Świetlik*, Marzena Trojanowska**<br />

FRAKCJONOWANIE CYNKU W POPIOŁACH LOTNYCH<br />

Z PRZEMYSŁOWEGO SPALANIA WĘGLA<br />

ZINC FRACTIONATION IN FLY ASHES FROM INDUSTRIAL<br />

COAL COMBUSTION<br />

Słowa kluczowe: cynk, popioły lotne, frakcjonowanie metali, specjacja.<br />

Key words: zinc, fly ash, fractionation of metals, speciation.<br />

Speciation of Zn in fly ashes from the power station were investigated by means of the modified<br />

Tessier’s five-step sequential extraction method. The high combustion temperature,<br />

which is typical for pulverized fuel fired boilers with steam drum, is not conductive to enrichment<br />

of fly ashes with water soluble species of Zn (

Frakcjonowanie cynku w popiołach lotnych z przemysłowego spalania węgla<br />

niu do określonego zastosowania decyduje zawartość metali ciężkich, w tym również cynku.<br />

Problemem jest nie tyle obecność metali w odpadach energetycznych, ale możliwość<br />

ich uwalniania do środowiska [Rozporządzenie Ministra Gospodarki i Pracy… 2005; Rozporządzenie<br />

Ministra Środowiska… 2007].<br />

Metale wchodzące w skład popiołów lotnych występują w wielu formach i fazach różniących<br />

się mobilnością, biodostępnością i toksycznością. Wszystkie te cechy determinują<br />

określone zachowanie w warunkach środowiskowych i oddziaływanie na organizmy, w tym<br />

także zdrowie człowieka. Badanie form występowania jest zagadnieniem złożonym i napotyka<br />

na znaczne trudności ze względu na wielość faz wiążących metale, ich amorficzny<br />

charakter oraz niskie stężenia związanych z nimi metali. Obecnie do prognozowania zachowania<br />

metali obecnych w stałych próbkach środowiskowych, powszechnie wykorzystuje<br />

się frakcjonowanie chemiczne, polegające na kolejnych ekstrakcjach roztworami o wzrastającej<br />

sile ługowania, które symulują warunki środowiskowe zarówno naturalne, jak i zmienione<br />

antropogenicznie [Tessier i in. 1979, Rauret 1998]. W literaturze opisano wiele metod<br />

ekstrakcji sekwencyjnych przeznaczonych do frakcjonowania metali w różnych próbkach<br />

środowiskowych [Tessier i in. 1979, Wong i in. 1997, Prudent i in. 1996, Filgueiras i in.<br />

2002]. Opracowane metody są dostosowane do składu biogeochemicznego badanego materiału,<br />

a poszczególne etapy dotyczą roztwarzania tych faz mineralnych i/lub organicznych,<br />

które pełnią istotną rolą w procesach wiązania i późniejszego uwalniania metali ciężkich.<br />

Pomimo opracowania wielu procedur frakcjonowania chemicznego metali trudno jest wskazać<br />

metodykę uznawaną za referencyjną dla popiołów przemysłowych. Popioły lotne, powstające<br />

w procesie spalania (temp. 900 – 1600 ºC), mają odmienny skład chemiczny niż<br />

naturalne materiały mineralne.<br />

Podstawową metodą ekstrakcji sekwencyjnych, do której odwołuje się większość autorów<br />

zajmujących się frakcjonowaniem metali w próbkach popiołów lotnych [Smeda, Zyrnicki<br />

2002, Font i in. 2005, Wan i in. 2006, Soco, Kalembkiewicz 2007] jest pięcioetapowa metoda<br />

opracowana przez Tessier’a i in. [1979] oraz trójstopniowa metoda Standard Measurement<br />

and Testing Program, opracowana przez Ure i in. [1993].<br />

W tej pracy przeprowadzono badania form występowania cynku w popiołach lotnych<br />

zatrzymywanych w elektrofiltrach Elektrowni „Kozienice S.A.”. Do oceny i prognozowania<br />

możliwości uwalniania cynku w warunkach środowiskowych użyto zmodyfikowaną procedurę<br />

Tessier’a [Świetlik i in. 2008]. Formy najbardziej mobilne i biodostępne ługowano wodą,<br />

pozostałą frakcję natomiast wyznaczano z różnicy pomiędzy ogólną zawartością cynku<br />

a sumą frakcji:<br />

● rozpuszczalnej w wodzie (F(1),<br />

● roztwarzanej w słabych kwasach F(2),<br />

● redukowalnej F(3)<br />

oraz<br />

● utlenialnej F(4).<br />

593

Ryszard Świetlik, Marzena Trojanowska<br />

2. CZĘŚĆ DOŚWIADCZALNA<br />

2.1. Pobieranie próbek<br />

Badaniom poddano próbki popiołów lotnych, pochodzących z trzech stref elektrofiltrów<br />

zainstalowanych w Elektrowni Kozienice S.A. Badano popioły z dwóch bloków energetycznych<br />

o mocy 200 MW (kotły pyłowo-walczakowe OP-650), zasilanych różnym paliwem (węgiel<br />

kamienny lub węgiel kamienny + biomasa < 10%). W okresie pobierania próbek (październik<br />

2008 – styczeń 2009) spalano węgiel pochodzący z KLW „Bogdanka” o następujących<br />

parametrach:<br />

● wartość opałowa > 21 000 kJ/kg,<br />

● zawartość popiołu < 22% ,<br />

● zawartość siarki < 1,2%.<br />

Temperatura spalin w komorze paleniskowej, w zależności od obciążenia kotła, wynosi<br />

od 1800 do 1935ºC. Gorące spaliny (1130 – 1175ºC) opuszczające komorę paleniskową są<br />

wykorzystywane do podgrzewania obiegów pary pierwotnej i wtórnej oraz powietrza i wody<br />

tam, gdzie ich temperatura spada do ok. 120ºC. Następnie są kierowane na instalacje odpylające<br />

i odsiarczające.<br />

2.2. Chemiczne frakcjonowanie cynku<br />

Frakcjonowanie cynku prowadzono według zmodyfikowanej procedury Tessiera [Świetlk<br />

i in. 2008]. Do ekstrakcji najbardziej mobilnej frakcji Zn zastosowano wodę dejonizowaną<br />

(zamiast 1 M MgCl 2<br />

). Frakcjonowanie metali prowadzono zawsze dla trzech równoległych<br />

próbek:<br />

● F(1)-Zn, frakcja rozpuszczalna w wodzie – próbki popiołu o masie 1,00 g ługowano<br />

20 ml wody dejonizowanej, wytrząsając przez 1 godzinę, w temperaturze pokojowej;<br />

● F(2)-Zn, frakcja roztwarzalna w kwasie – do popiołu z etapu poprzedniego dodawano<br />

20 ml 1 M NaOAc, pH 5 (AcOH) i wytrząsano przez 5 godzin, w temperaturze pokojowej;<br />

● F(3)-Zn, frakcja redukowalna – popiół z etapu poprzedniego, wypłukany wodą, zalewano<br />

20 ml 0,04 M NH 2<br />

OH·HCl/25% AcOH i wytrząsano 5 godzin w temperaturze 96ºC<br />

± 2ºC;<br />

● F(4)-Zn, frakcja utlenialna – popiół z etapu poprzedniego zadawano 10 ml 30% H 2<br />

O 2<br />

o pH 2 (HNO 3<br />

) i 6 ml 0,02 M HNO 3<br />

, po czym ogrzewano, wytrząsając przez 2 godziny<br />

w temperaturze 85ºC ± 2ºC; następnie dodawano 3 ml 30% H 2<br />

O 2<br />

i ogrzewano przez kolejne<br />

3 godziny;<br />

● F(5)-Zn, frakcja pozostała – zawartość obliczano z różnicy pomiędzy zawartością ogólną<br />

cynku [Zn-og.] a sumą oznaczonych frakcji: F(1) + F(2) + F(3) +F(4).<br />

594

Frakcjonowanie cynku w popiołach lotnych z przemysłowego spalania węgla<br />

2.3. Oznaczanie cynku<br />

Zawartość cynku w roztworach w ekstraktach po kolejnych etapach frakcjonowania<br />

oznaczano przy użyciu spektrofotometru absorpcji atomowej AAS-3100 Perkin Elmer z atomizacją<br />

płomieniową (parametry pracy – długość fali 213,9 nm, szerokość szczeliny 0,7 H,<br />

płomień utleniający). Do kalibracji przyrządu – metodą krzywej wzorcowej – stosowano roztwory<br />

wzorcowe przygotowane przez odpowiednie rozcieńczenie roztworu podstawowego<br />

o stężeniu 1000 mg/ml (J.T.Baker), za pomocą roztworów używanych w kolejnych etapach<br />

ekstrakcji sekwencyjnej. W celu sprawdzenia poprawności wyników stosowano metodę dodatku<br />

wzorca. Granicę oznaczalności poszczególnych frakcji cynku określono na 0,3 mg/kg<br />

popiołu lotnego.<br />

W celu oznaczenia „ogólnej” zawartości cynku próbki roztwarzano w mieszaninie 65%<br />

HNO 3<br />

i 30% H 2<br />

O 2<br />

, stosując wspomaganie mikrofalowe. Stężenie cynku w mineralizatach<br />

oznaczono analogicznie jak to podano dla ekstraktów.<br />

3. OMÓWIENIE WYNIKÓW<br />

Całkowita zawartość cynku (Zn-og.) w popiołach lotnych pobranych z trzech stref elektrofiltrów<br />

była dość zróżnicowana i wahała się w granicach od 32 do 178 mg/kg. Są to wartości<br />

stężeń znacznie niższe niż spotykane w popiołach lotnych powstających w instalacjach<br />

ciepłowniczych [Świetlik i in. 2009]. Można przyjąć, że w warunkach spalania wysokotemperaturowego,<br />

charakterystycznego dla kotłów pyłowych, znaczna część cynku początkowo<br />

przechodzi w stan pary, a następnie w miarę ochładzania spalin tworzy aerozole niewychwytywane<br />

przez system elektrofiltrów. Pośrednio za taką interpretacją wyników przemawiają rosnące<br />

zawartości cynku w pyłach zatrzymywanych w kolejnych strefach odpylania elektrofiltru.<br />

Największe stężenie Zn charakteryzowało popioły zatrzymywane w trzeciej strefie odpylania<br />

systemu elektrofiltrów, gdzie ilość cynku była prawie trzykrotnie większa niż w popiołach<br />

zatrzymanych w strefie pierwszej (rys. 1). Nasze obserwacje są zgodne z wynikami szeroko<br />

zakrojonych badań wpływu składu ziarnowego popiołów lotnych z elektrowni na zawartość<br />

metali śladowych, opublikowanych przez Mazur i Konieczyńskiego [2004].<br />

Frakcjonowanie chemiczne umożliwiło podział ogólnej zawartości cynku na pięć frakcji:<br />

● rozpuszczalną w wodzie – F(1)-Zn,<br />

● roztwarzalną w słabych kwasach – F(2)-Zn,<br />

● redukowalną – F(3)-Zn,<br />

● utlenialną – F(4)-Zn<br />

oraz<br />

● pozostałą – F(5)-Zn.<br />

Najbardziej mobilne w warunkach środowiskowych są frakcje cynku wydzielane<br />

w dwóch pierwszych etapach ekstrakcji, przy czym największe zagrożenie dla środowi-<br />

595

Ryszard Świetlik, Marzena Trojanowska<br />

ska stanowi frakcja F(1)-Zn, ługowana wodą. Frakcja F(2)-Zn, roztwarzana w słabych kwasach,<br />

obejmuje głównie cynk związany z węglanami. Warunkiem uruchomienia tej frakcji<br />

jest obniżenie pH, które może być spowodowane opadami kwaśnych deszczów, albo kwaśnym<br />

odczynem gleby. Mobilność frakcji F(3)-Zn jest umiarkowana, a warunkiem jej uruchamiania<br />

jest środowisko redukujące wywołane np. deficytem tlenowym. Formy utlenialne<br />

F(4)-Zn mogą zostać uwolnione w warunkach silnie aerobowych. Frakcja pozostała F(5)-Zn<br />

jest praktycznie niemobilna w warunkach środowiskowych i tym samym nie stwarza zagrożenia<br />

dla życia biologicznego.<br />

Cechą charakterystyczną specjacji cynku w badanych popiołach jest brak frakcji rozpuszczalnej<br />

w wodzie oraz znaczący udział frakcji pozostałej. Frakcja F(5)-Zn okazała się<br />

podstawową formą cynku, niezależnie od rodzaju spalanego paliwa (węgiel kamienny lub<br />

węgiel kamienny + biomasa < 10%), średnio 63,5% całkowitej zawartości cynku (rys. 2 i 3).<br />

Uwagę zwraca wyraźnie większy udział frakcji pozostałej w popiołach lotnych pyłów, zatrzymywanych<br />

w kolejnych strefach elektrofiltrów: I – 56,4 ± 6,4%; II – 65 ± 3,7% i III – 72,8 ±<br />

4,5%.<br />

160<br />

1<strong>40</strong><br />

142,3<br />

134,1<br />

Zawartość Zn (mg/kg)<br />

120<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

53,3<br />

41,8<br />

91,8<br />

83,4<br />

węgiel<br />

węgiel+biomasa<br />

0<br />

Strefa I Strefa II Strefa III<br />

Rys. 1. Całkowita zawartość Zn w popiołach zatrzymanych w elektrofiltrach po spaleniu węgla<br />

lub węgla+biomasy, wartości średnie z pięciu serii pomiarowych (mg/kg)<br />

Fig. 1. Mean total content of Zn in fly ashes trapped by three section of electrostatic precypitators<br />

(mg/kg)<br />

Udział frakcji łatwo mobilnych Zn był stosunkowo niewielki. Stężenie form zaliczanych<br />

do frakcji rozpuszczalnej w wodzie nie osiągało poziomu 0,3 mg/kg (LOD). Można przyjąć,<br />

że stosunkowo niska zawartość cynku w badanych popiołach lotnych, powstających w procesach<br />

wysokotemperaturowego spalania węgla, oraz brak formy rozpuszczalnej w wodzie<br />

– F(1)-Zn wskazują, że łatwo lotne i rozpuszczalne w wodzie formy cynku, głównie ZnCl 2<br />

,<br />

596

Frakcjonowanie cynku w popiołach lotnych z przemysłowego spalania węgla<br />

opuszczały instalację, nie ulegając kondensacji na cząstkach zatrzymywanych w elektrofiltrze<br />

[Struis i in. 2004; Świetlik, Trojanowska 2009].<br />

Rys. 2. Frakcjonowanie Zn w popiołach zatrzymanych w elektrofiltrze po spalaniu węgla<br />

Fig. 2. Fractionation of zinc in coal fly ash trapped by electrostatic precypitator<br />

Wyraźnie więcej, od 7,3 do 26,6 % (średnio 14,5%) ogólnej zawartości cynku wiązała<br />

frakcja roztwarzalna w słabych kwasach – F(2)-Zn, zaliczana do form potencjalnie biodostępnych<br />

i mobilnych. Zaobserwowano, że w kolejnych strefach odpylania systemu elektrofiltrów<br />

zawartość procentowa tej frakcji stopniowo malała, osiągając 10,3% w strefie III (wartość<br />

średnia) wobec 18,2% Zn-og. w strefie I (rys. 2 i 3).<br />

Rys. 3. Frakcjonowanie Zn w popiołach zatrzymanych w elektrofiltrze po spalaniu węgla+biomasy<br />

Fig. 3. Fractionation of zinc in fly ash trapped by electrostatic precypitator after coal and biomass<br />

combustion<br />

597

Ryszard Świetlik, Marzena Trojanowska<br />

Zbliżony udział charakteryzował mniej mobilną frakcję redukowalną cynku – F(3)-Zn.<br />

Jej zawartość utrzymywała się na poziomie 10,6%–23,6% i wynosiła średnio 16,3%. Dopełnieniem<br />

obrazu specjacji cynku w badanych popiołach była trudno mobilna frakcja utlenialna,<br />

której udział zazwyczaj nie przekraczał kilku procent (średnio wynosił 5,7 %).<br />

Współspalanie biomasy z węglem kamiennym nie prowadziło do istotnej zmiany specjacji<br />

cynku w popiołach lotnych. Uwagę zwraca nieco tylko większa zawartość frakcji F(2)-Zn,<br />

wynosząca 9,9–16,9 mg/kg (średnio 15,6%) wobec 4,1–14,6 mg/kg średnio 11,9%) oraz<br />

mniejszy udział frakcji utlenialnej F(4)-Zn, wynoszący 4,6% wobec 7,0% w popiołach lotnych<br />

z bloku energetycznego zasilanego węglem kamiennym.<br />

4. PODSUMOWANIE<br />

Przeprowadzone badania umożliwiły dokonanie oceny możliwości uwalniania do środowiska<br />

cynku obecnego w popiołach lotnych powstających w procesach przemysłowego<br />

spalania węgla, na przykładzie Elektrowni „Kozienice S.A.”.<br />

Popioły z wysokotemperaturowego procesu spalania, zatrzymane w elektrofiltrach,<br />

charakteryzowała stosunkowo niska zawartość cynku (średnio 93 mg/kg). Cynk występuje<br />

głównie we frakcji pozostałej, średnio 63,5%. Frakcje F(2) oraz F(3) wiążą średnio 14,5%<br />

i 16,3% cynku, a udział frakcji F(4)-Zn utrzymuje się na poziomie 6%.<br />

Specjacja cynku ulega regularnym zmianom w popiołach zatrzymywanych w kolejnych<br />

strefach elektrofiltru. Maleją udziały procentowe mobilnych i potencjalnie mobilnych frakcji<br />

Zn, rośnie natomiast wkład frakcji F(5)-Zn, osiągający nawet 73% w popiołach strefy III<br />

elektrofiltru.<br />

Na uwagę zasługuje bardzo zbliżony obraz specjacji cynku w popiołach powstających<br />

w procesie spalania węgla, jak i węgla z dodatkiem biomasy. Popioły lotne powstające<br />

w procesie spalania biomasy z węglem kamiennym charakteryzuje jedynie nieco większy<br />

udział frakcji roztwarzanej w słabych kwasach F(2)-Zn przy zmniejszonym udziale frakcji<br />

utlenialnej F(4)-Zn.<br />

Mała zawartość cynku w popiołach lotnych ze spalania wysokotemperaturowego oraz<br />

specjacja cynku, której podstawową formą jest frakcja interna środowiskowo, powodują że<br />

wprowadzenie tych popiołów do środowiska, zarówno przez emisję towarzyszącą spalaniu<br />

energetycznym węgla, jak i przez świadome ich użycie, nie pociąga za sobą zagrożenia zanieczyszczenia<br />

środowiska naturalnego cynkiem.<br />

Pracę zrealizowano w ramach projektu badawczego nr N N305 3624 33.<br />

598

Frakcjonowanie cynku w popiołach lotnych z przemysłowego spalania węgla<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Filgueiras A., Lavilla I., Bendicho C. 2002. Chemical sequential extraction for metal<br />

partitioning in environmental solid samples. J. Environ. Monit. 4: 823–857.<br />

Font O. i in. 2005, Speciation of major and selected trace elements in IGCC fly ash. Fuel,<br />

84: 1364–1371.<br />

Mazur J., Konieczyński J. 2004. Dystrybucja pierwiastków śladowych we frakcjach<br />

ziarnowych popiołu lotnego emitowanego z elektrowni. Wydawnictwo Politechniki Śląskiej,<br />

Gliwice.<br />

Prudent P., Domeizel M., Massini C. 1996. Chemical sequential extraction as decision-making<br />

tool : application to municipal solid waste and its individual constituents.<br />

Sci. Tot. Environ. 178: 55–61.<br />

Rauret G. 1998. Extraction procedures for the determination of heavy metals in contaminated<br />

soil and sediment. Talanta. 46: 449–453.<br />

Rosik-Dulewska C. 1999. Podstawy gospodarki odpadami. Wydawnictwo Ekoinżynieria,<br />

Lublin.<br />

Rozporządzenie Ministra Gospodarki i Pracy z dnia 7 września 2005 r. w sprawie kryteriów<br />

oraz procedur dopuszczania odpadów do składowania na składowisku<br />

danego typu. (Dz.U. <strong>Nr</strong> 186, poz. 1553).<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 14 listopada 2007 r. w sprawie procesu<br />

odzysku R10. (Dz.U. <strong>Nr</strong> 228, poz. 1685).<br />

Smeda A., Zyrnicki W. 2002. Application of sequential extraction and the ICP-AES method<br />

for study of the partitioning of metals in fly ashes. Microchem. J., 72: 9–16.<br />

Soco E., Kalembkiewicz J. 2007. Investigations of sequential leaching behaviour of Cu<br />

and Zn from coal fly ash and their mobility in environmental conditions. J. Hazard. Mater.<br />

145: 482–487.<br />

Struis R.P.W.J., Ludwig Ch., Lutz H., Scheidegger A.M. 2004. Speciation of zinc<br />

in municipal solid waste incineration fly ash after heat treatment: an X-ray absorption<br />

spectroscopy study. Environ. Sci. Technol. 38: 3760–3767.<br />

Świetlik R., Trojanowska M., Siwiec J. 2008. Formy występowania metali ciężkich<br />

w popiołach lotnych. W: Konieczyński J. (red.) Ochrona powietrza w teorii i praktyce.<br />

IPIŚ PAN, Zabrze.<br />

Świetlik R., Trojanowska M., Siwiec J. 2009. Specjacja Cd, Cr, Cu, Pb i Zn w popiołach<br />

lotnych ze spalania węgla kamiennego. Inżynieria i Ochrona Środowiska; w druku.<br />

Świetlik R., Trojanowska M., Siwiec J. 2009. Comparison of trace metals (Cd, Cr,<br />

Cu, Mn, Ni, Pb and Zn) speciation in fly ashes from a municipal coal-fired heating plant<br />

and a coal-fired power station. J. Hazard. Mater. wysłany do druku.<br />

Tessier A., Campbell P., Bisson M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation<br />

of particulate trace metals. Anal. Chem. 51(7): 844–851.<br />

599

Ryszard Świetlik, Marzena Trojanowska<br />

Ure A., Quevauviller Ph., Muntau H., Gripnk B. 1993. Speciation of heavy metals<br />

in soils and sediments. Intern. J. Environ. Anal. Chem. 51: 135–151.<br />

Wan X., Wang W., Ye T., Guo Y., Gao X. 2006. A study on the chemical and mineralogical<br />

characterization of MSWI fly ash using a sequential extraction procedure. J. Hazard.<br />

Mater., B134: 197–201.<br />

Wong J., Qian J., Chen C. 1997. Nickel speciation of fly ash by phase extraction. Anal.<br />

Chim. Acta. 349: 121–129.<br />

600

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Jan Kalembkiewicz*, Eleonora Sočo**<br />

LOTNY POPIÓŁ PRZEMYSŁOWY JAKO POTENCJALNE ŹRÓDŁO<br />

EMISJI MOLIBDENU<br />

INDUSTRIAL FLY ASH AS A POTENTIAL SOURCE OF MOLYBDENUM<br />

EMISSION<br />

Słowa kluczowe: lotny popiół przemysłowy, molibden, mobilność, środowisko.<br />

Key words: industrial fly ash, molybdenum, mobility, environment.<br />

The quantitative evaluation of molybdenum chemical fractions in the industrial fly ash and<br />

its mobility was conducted by using methods of sequential extraction. Tested metal occur<br />

mainly in fly ash as: sulfide (13,8 mg/kg), residue (7,4 mg/kg ), oxides (6,7 mg/kg), acidesoluble<br />

(5,0 mg/kg) and exchangeable (3,8 mg/kg). Mobile Mo fractions leachable from ash<br />

under environmental conditions contain 24% of total metal (36,8 mg/kg). Obtained results<br />

indicate that coal fly ash is a source of environmental contamination by Mo especially, in<br />

soils where its utilization is inadequate.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Produkcja odpadów niebezpiecznych w Polsce sięga 1,24 mln Mg rocznie, wśród<br />

których odpady z procesów termicznych stanowią ok. 16 2912 Mg, z czego 12 306 Mg<br />

podlega składowaniu [http://www.gios.gov.pl 2005]. Popioły ze spalania stałych materiałów<br />

energetycznych charakteryzują wysokie zawartości metali ciężkich: ołowiu (Pb)<br />

– 553, miedzi (Cu) – 214, cynku (Zn) – 3327, chromu (Cr) – 154 mg/kg [Jegadeesan<br />

2008], i mogą stanowić potencjalne źródło zanieczyszczenia środowiska naturalnego.<br />

Zawartość molibdenu (Mo) w lotnych popiołach waha się od 5–20 mg/kg [Bhattachary-<br />

* Dr hab. inż. Jan Kalembkiewicz, prof. – Zakład Chemii Nieorganicznej i Analitycznej, Wydział<br />

Chemiczny, Politechnika Rzeszowska, al. Powstańców Warszawy 6, 35-959 Rzeszów;<br />

tel.: 17 865 15 41; e-mail: kalembic@prz.edu.pl<br />

** Dr inż. Eleonora Sočo – Zakład Chemii Nieorganicznej i Analitycznej, Wydział Chemiczny,<br />

Politechnika Rzeszowska, al. Powstańców Warszawy 6, 35-959 Rzeszów; tel.: 17 865 15 08;<br />

e-mail: eleonora@prz.edu.pl<br />

601

Jan Kalembkiewicz, Eleonora Sočo<br />

ya 2009] poprzez zawartość 33 mg/kg [Pandey 2009] może dochodzić do 0,02% (średnia<br />

zawartość) i do 0,05% [Roga 1971].<br />

Reemisja metali z popiołów przemysłowych do środowiska może zachodzić na dwa sposoby,<br />

tj. bezpośrednio przez oddziaływanie popiołów na środowisko w miejscu ich wytwarzania<br />

i składowania lub wtórnie, przez gospodarcze wykorzystanie popiołów lub przerób chemiczny.<br />

Popioły są w praktyce stosowane m.in. do produkcji materiałów budowlanych, do budowy<br />

nasypów komunikacyjnych i stabilizacji terenu, do produkcji płyt wykładzinowych oraz<br />

kamionki kwaso- i ługoodpornej, do odsiarczania spalin oraz rekultywacji terenu.<br />

Zdolność metalu do migracji z popiołu do wód i gleby w warunkach środowiskowych określana<br />

jest mianem mobilności, a ocenę ilościową wskazuje stopień mobilności danego metalu.<br />

Badaniom specjacji funkcjonalnej Mo w popiele przemysłowym i jego frakcjom mobilnym<br />

poświęcono niewiele prac. Badano podatność Mo na ekstrakcję z lotnego popiołu węglowego<br />

i stwierdzono wymywanie Mo wodą deszczową [Praharaj 2002] oraz potwierdzono obecność<br />

Mo w roztworach po ługowaniu popiołu węglowego oraz popiołu z miejskich odpadów komunalnych<br />

[Saikia 2006]. Stwierdzono także obecność Mo w wybranych odciekach po zastosowaniu<br />

lotnego popiołu węglowego jako modyfikatora podłoża roślin oraz możliwości redukcji<br />

wzrostu roślin oraz ich suchej i mokrej masy [Li 2008]. Badano również [Bhattacharyya 2009]<br />

unieruchamianie różnych metali, w tym Mo, w popiołach przez roztwory chemiczne.<br />

Frakcjonowanie próbek przez ekstrakcję sekwencyjną umożliwia:<br />

● badanie specjacji funkcjonalnej metali,<br />

● badanie zawartości ich frakcji w odpadach przemysłowych<br />

oraz<br />

● ocenę zdolności do migracji.<br />

W procesie ekstrakcji sekwencyjnej następuje stopniowe oddzielanie metalu, występującego<br />

w różnych formach fizykochemicznych, z próbki stałej za pomocą specyficznych<br />

roztworów. Różne rozwiązania ekstrakcji sekwencyjnej opisano w pracy przeglądowej [Kalembkiewicz<br />

2005].<br />

Odmienność warunków tworzenia się popiołu (temp. ok. 900–1600 o C) i gleby wskazuje,<br />

że nie można w sposób bezpośredni definiować frakcji chemicznych metali w popiele na<br />

wzór frakcji glebowych. W procesie tworzenia popiołu powstają znaczne ilości tlenków metali<br />

(ok. <strong>40</strong>–50%) w powiązaniu z krzemionką (SiO 2<br />

), która jest jednym z głównych składników<br />

popiołu (10–50%). Zachodzące reakcje i przemiany w procesie spalania węgla powodują<br />

zanik frakcji węglanowej, siarczkowej i organicznej w wytworzonym popiele (frakcje<br />

typowe dla gleby). Uwzględniając warunki powstawania popiołu i przemiany zachodzące<br />

w procesie jego tworzenia, badane frakcje metalu zdefiniowano jako:<br />

● Frakcję 0 – rozpuszczalną w wodzie i zawierającą metale w postaci związków mogących<br />

ulegać rozpuszczaniu w wodach opadowych;<br />

● Frakcję 1 – wymienną (pH 7), rozpuszczalną w 0,5 M MgCl 2<br />

i zawierającą metale mogące<br />

ulegać migracji do wód podziemnych oraz być przyswajane przez rośliny;<br />

602

Lotny popiół przemysłowy jako potencjalne źródło emisji molibdenu<br />

●<br />

●<br />

●<br />

●<br />

Frakcję 2 – rozpuszczalną w kwasach (pH 5), obejmującą formy metali rozpuszczalne<br />

w środowisku słabo kwaśnym, mobilne w warunkach środowiskowych;<br />

Frakcję 3 – tlenkową, obejmującą formy metali ulegające rozpuszczeniu lub roztworzeniu<br />

w roztworach o właściwościach redukujących (np. NH 2<br />

OHּ·HCl);<br />

Frakcję 4 – siarczkową, obejmującą formy metali utworzone m.in. z utlenionymi siarczkami<br />

w warunkach spalania węgla i tworzenia popiołu, ulegające roztworzeniu w 30%<br />

H 2<br />

O 2<br />

(pH=2);<br />

Frakcję 5 – pozostałość roztwarzalną w stężonych kwasach, obejmującą trwałe formy<br />

metali niepodlegające rozpuszczeniu lub roztworzeniu w etapach I–IV; frakcja 5 może<br />

być dostępna do roztworów i mikroorganizmów w specyficznych warunkach.<br />

2. cel, MATERIAŁ I METODYKA badań<br />

Cel badań. Celem badań, których wyniki zaprezentowano w niniejszym opracowaniu,<br />

było zbadanie, w jakim zakresie lotny popiół przemysłowy stanowi potencjalne źródło emisji<br />

Mo do środowiska. Cele szczegółowe obejmowały:<br />

● ekstrakcję sekwencyjną popiołu;<br />

● analizę frakcji Mo w popiele;<br />

● ocenę mobilności Mo.<br />

Materiał. Do badań stosowano lotny popiół węglowy ze spalania węgla kamiennego<br />

w warunkach przemysłowych, pobrany z warstwy powierzchniowej (h = 0–20 cm) pryzmy<br />

składowej w Elektrociepłowni Rzeszów. Popiół doprowadzony do stanu powietrznie suchego<br />

(ok. 14 dni, próba laboratoryjna) przesiewano przez sito φ = 0,3 mm, ucierano w moździerzu<br />

agatowym na proszek (φ ≤ 100 μm), przechowywano w pojemnikach z PP i stosowano<br />

do badań.<br />

Ekstrakcja sekwencyjna i jednoetapowa mineralizacja popiołu. Ekstrakcję sekwencyjną<br />

popiołu prowadzono zgodnie z pięcioetapową procedurą [Tessier 1979], z uwzględnieniem<br />

roztwarzania pozostałości popiołu w mieszaninie HNO 3<br />

/HClO 4<br />

, po czwartym etapie<br />

ekstrakcji [Kalembkiewicz 2005], oraz wstępnego ługowania popiołu za pomocą wody<br />

destylowanej.<br />

Jednoetapową mineralizację popiołu prowadzono w warunkach piątego etapu ekstrakcji<br />

sekwencyjnej za pomocą mieszaniny stężonych kwasów HNO 3<br />

/HClO 4<br />

(2:1).<br />

Każdy eksperyment prowadzono na czterech próbach równoległych, stosując 10-gramowe<br />

próby wyjściowe popiołu, oraz na ślepej próbie odczynnikowej.<br />

Skład i stężenia roztworów ekstrakcyjnych oraz warunki badań podano w tabeli 1. Stosowano<br />

odczynniki klasy cz.d.a. i roztwory standardowe do AAS (Aldrich).<br />

603

Jan Kalembkiewicz, Eleonora Sočo<br />

Tabela 1. Warunki ekstrakcji sekwencyjnej popiołu i frakcje chemiczne molibdenu<br />

Table 1. Conditions of sequential extraction and chemical fractions of molybdenum<br />

Etap ekstrakcji Warunki ekstrakcji popiołu Typ frakcji metalu<br />

0 H 2<br />

O, pH =7, 20 o C rozpuszczalna w wodzie, F(0)<br />

1 0,5 M MgCl 2<br />

; pH=7, 20 o C wymienna, F(1)<br />

2 CH 3<br />

COOH/CH 3<br />

COONa; pH=5, 20 o C rozpuszczalna w kwasach, F(2)<br />

3 0,04 M NH 2<br />

OH·ּHCl w 25% CH 3<br />

COOH; 96 o C tlenkowa, F(3)<br />

4a<br />

4b<br />

30% H 2<br />

O 2<br />

; pH=2, HNO 3<br />

; 85 o C<br />

3,2 M CH 3<br />

COONH 4<br />

w 20% HNO 3<br />

siarczkowa, F(4)<br />

5 stężenie HClO 4<br />

i HNO 3<br />

(2:1); 90 o C<br />

pozostałość roztwarzalna w stężonych<br />

kwasach, F(5)<br />

Oznaczania. Stężenie Mo w roztworach poekstrakcyjnych i pomineralizacyjnych oznaczano<br />

metodą FAAS (spektrometr do absorpcji atomowej, PERKIN ELMER, model 3100,<br />

λ = 313,3 nm). Wyniki oznaczeń korygowano dla ślepej próby odczynnikowej i przeliczano<br />

na suchą masę popiołu. Na podstawie uzyskanych wyników analitycznych (n = 4) obliczano<br />

przedział ufności z rozkładu t-Studenta (p = 95%).<br />

3. WYNIKI I DYSKUSJA<br />

Zawartość całkowita i frakcje chemiczne Mo. Analizowano zawartość całkowitą Mo<br />

w lotnym popiele przemysłowym przez jednoetapowy rozkład popiołu w mieszaninie stężonych<br />

kwasów HNO 3<br />

/HClO 4<br />

(2:1) i stwierdzono zawartość całkowitą [Mo] całk<br />

. = 38,9 ± 2,4<br />

mg/kg. W badanym popiele nie wykryto frakcji Mo rozpuszczalnej w wodzie. Frakcja wymienna<br />

Mo stanowi 3,8 mg/kg, rozpuszczalna w kwasach (pH 5) – 5,0 mg/kg, tlenkowa –<br />

6,7 mg/kg, siarczkowa – 13,8 mg/kg, pozostałość roztwarzalna w stężonych kwasach – 7,4<br />

mg/kg (rys. 1).<br />

Badane frakcje Mo w popiele ze względu na wzrost zawartości metalu tworzą szereg:<br />

wymienna < rozpuszczalna w kwasach (pH 5) < tlenkowa < pozostałość

Lotny popiół przemysłowy jako potencjalne źródło emisji molibdenu<br />

Rys. 1. Zawartości frakcji chemicznych Mo w lotnym popiele przemysłowym. Typy frakcji: F(0) - rozpuszczalna w wodzie, F(1) – wymienna<br />

(pH 7), F(2) – rozpuszczalna w kwasach (pH 5), F(3) – tlenkowa, F(4) – siarczkowa, F(5) – pozostałość roztwarzalna w stężonych kwasach<br />

Fig. 1. Contents of Mo chemical fractions in coal fly ash. Fraction types: F(0) – water-soluble, F(1) – exchangeable, F(2) – acid-soluble (pH<br />

5), F(3) – oxide, F(4) – sulfide, F(5) – digestion residue in concentration acids<br />

Mobilność Mo. Molibden mobilny w popiele i możliwy do wyługowania w warunkach<br />

środowiskowych wchodzi w skład frakcji: rozpuszczalnej w wodzie, wymiennej (pH 7) i<br />

rozpuszczalnej w środowisku słabokwaśnym (pH 5). Pozostałe frakcje Mo w popiele mogą<br />

przedostawać się do środowiska naturalnego w specyficznych warunkach, tj. z udziałem bardziej<br />

agresywnych roztworów frakcja tlenkowa F(3) i siarczkowa F(4), lub z udziałem mikroorganizmów<br />

frakcja F(5). Przeprowadzone badania wykazały, że frakcje mobilne Mo<br />

Rys. 1. Zawartości frakcji chemicznych Mo w lotnym popiele przemysłowym. Typy frakcji: F(0)<br />

– rozpuszczalna w wodzie, F(1) – wymienna (pH 7), F(2) – rozpuszczalna w kwasach<br />

stanowią łącznie 8,8 mg/kg, a stopień mobilności Mo 24%. Uzyskane wyniki wykazują, że<br />

(pH 5), F(3) – tlenkowa, F(4) – siarczkowa, F(5) – pozostałość roztwarzalna w stężonych<br />

mobilność Mo (25%) w warunkach środowiskowych jest znacznie większa od mobilności<br />

kwasach<br />

Fig. 1. Contents of Mo chemical fractions in coal fly ash. Fraction types: F(0) – water-soluble,<br />

miedzi (2,6%), cynku (3,5%) i chromu (8%) [Sočo 2009], jest natomiast porównywalna z<br />

mobilnością niklu (23%) i kobaltu (24%) [Sočo 2007].<br />

F(1) – exchangeable, F(2) – acid-soluble (pH 5), F(3) – oxide, F(4) – sulfide, F(5) – digestion<br />

residue in concentration acids<br />

Rys. 2. Mobilność (%) Mo w lotnym popiele przemysłowym. Frakcje mobilne: F(0) – rozpuszczalna<br />

w wodzie, F(1) – wymienna (pH 7), F(2) – rozpuszczalna w kwasach (pH 5); frakcje<br />

trudnomobilne: F(3) – tlenkowa, F(4) – siarczkowa, F(5) – pozostałość roztwarzalna<br />

w stężonych kwasach<br />

Fig. 2. Mobility (%) of Mo in the fly ash. Mobility fractions: F(0) - water-soluble, F(1) – exchangeable<br />

(pH 7), F(2) – acid-soluble (pH = 5), and hard mobility: F(3) – oxide, F(4) – sulfide,<br />

F(5) – digestion residue in concentration acids<br />

5<br />

605

Jan Kalembkiewicz, Eleonora Sočo<br />

Bilans masowy. Ocena zawartości składników w materiałach przemysłowych i środowiskowych<br />

badanych drugą z procedur wieloetapowych podlega weryfikacji poprzez bilans<br />

masowy. Dla n-etapowej ekstrakcji sekwencyjnej, suma udziałów metalu w formie frakcji<br />

chemicznych jest teoretycznie równa zawartości ogólnej metalu w badanej próbie:<br />

5<br />

[M] całk.<br />

=<br />

∑<br />

Wykonano bilans masowy Mo poprzez porównanie zawartości całkowitej metalu w popiele,<br />

analizowanej na drodze jednoetapowego roztwarzania próbki ([Mo] całk.<br />

= 38,9 mg/kg)<br />

z sumą zawartością Mo w poszczególnych frakcjach popiołu, analizowanych metodą ekstrakcji<br />

sekwencyjnej (<br />

5<br />

∑<br />

[Mo] i<br />

= 36,8 mg/kg). Stopień zgodności bilansu Mo osiąga wartość<br />

95%.<br />

i=<br />

0<br />

i=<br />

0<br />

[M] i<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Frakcje chemiczne Mo, ze względu na wzrost ich zawartość (mg/kg) w popiele tworzą<br />

szereg:<br />

rozpuszczalna w wodzie (0) < wymienna, pH 7 (3,8) < rozpuszczalna w kwasach, pH<br />

5 (5,0) < tlenkowa (6,7) < pozostałość roztwarzalna w stężonych kwasach (7,4)

Lotny popiół przemysłowy jako potencjalne źródło emisji molibdenu<br />

Pandey V.C., Abhilash P.C., Upadhyay R.N., Tewari D.D. 2009. Application of fly ash<br />

on the growth performance and translocation of toxic heavy metals within Cajanus cajan<br />

L.: Implication for safe utilization of fly ash for agricultural production. Journal of Hazardus<br />

Materials 166: 255–259.<br />

Praharaj T., Powell M.A., Hart B.R., Tripathy S. 2002. Leachability of elements<br />

from sub-bituminous coal fly ash from India. Environment International 27: 609–615.<br />

Roga B., Tomków K. 1971. Chemiczna technologia węgla. WNT, Warszawa.<br />

Saikia N., Kato S., Kojima T. 2006. Behavior of B, Cr, Se, As, Pb, Cd and Mo present in<br />

waste leachates generated from combustion residues during the formation of ettringite.<br />

Environmental Toxicology and Chemistry 25: 1710–1719.<br />

Sočo E., Kalembkiewicz J. 2007. Investigations of chemical fraction of Co and Ni in industrial<br />

fly ash and mobility of metals in environment conditions. Chemosphere 67: 359–364.<br />

Sočo E., Kalembkiewicz J. 2007. Investigations of sequential leaching behaviour of Cu<br />

and Zn from coal fly ash and their mobility in environment conditions. Journal of Hazardous<br />

Materials 145: 482–487.<br />

Sočo E., Kalembkiewicz J. 2009. Investigations of Cr mobility from coal fly ash. Fuel<br />

88: 1513–1519.<br />

Tessier A., Campbell P.G.C., Bisson M. 1979. Sequential extraction procedure for the<br />

speciation of particulate trace metals. Anal. Chem. 51: 844–851.<br />

607

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Agnieszka Zawadzińska*, Agnieszka Dobrowolska**<br />

WPŁYW PODŁOŻY Z DODATKIEM KOMPOSTÓW Z KOMUNALNEGO<br />

OSADU ŚCIEKOWEGO NA WZROST I KWITNIENIE NIECIERPKA<br />

WALLERIANA (IMPATIENS WALLERIANA)<br />

THE INFLUENCE OF GROWING MEDIA WITH ADDITIONAL<br />

COMPOSTS WITH MUNICIPAL SEVAGE SLUDGE ON THE GROWTH<br />

AND FLOWERING OF (IMPATIENS WALLERIANA)<br />

Słowa kluczowe: podłoże, kompost, osad ściekowy, niecierpek, wartość dekoracyjna.<br />

Key words: medium, compost, sewage sludge, Impatiens, decorative value.<br />

The experiment with Impatiens walleriana ‘Fiesta Lavender Orchid’ was conducted from<br />

April to August 2005. Media prepared of four composts based on sewage sludge were applied<br />

to growing. Composts were made of:<br />

● I – municipal sewage sludge 70%, straw 30%;<br />

● II – municipal sewage sludge 70%, sawdust 30%;<br />

● III – municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, straw 30%;<br />

● IV – municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, sawdust 30%.<br />

Share of composts in media with sphagnum peat were 25, 50 and 75%. 12 composting media<br />

and 2 media from sphagnum peat (control variants) were made in total. Both control variants<br />

were made as follows: 1 – with additive of fertiliser Osmocote Exact in dose 5 g . dm -3 ,<br />

and 2 – with Azofoska in dose 2,5 g . dm -3 .<br />

Media with the addition of composts in dose 50 and 75% affected the most profitably height,<br />

growth and decorative value of plants. Medium with addition of 75% compost IV including<br />

municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35% and sawdust 30% was the exception. The<br />

half of plants in this medium lost all stems.<br />

* Dr inż. Agnieszka Zawadzińska – Katedra Roślin Ozdobnych, Zachodniopomorski<br />

Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, ul. Janosika 8, 71-424 Szczecin; tel.: 91 449 61 54;<br />

e-mail: azawadzinska@a2.pl<br />

** Dr inż. Agnieszka Dobrowolska – Katedra Roślin Ozdobnych, Zachodniopomorski<br />

Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, ul. Janosika 8, 71-424 Szczecin; tel.: 91 449 61 51;<br />

e-mail: agnieszka.dobrowolska@zut.edu.pl<br />

608

Wpływ podłoży z dodatkiem kompostów z komunalnego osadu ściekowego na wzrost...<br />

Impatiens flowered the most abundantly in media with addition of 50% and 75% compost<br />

I, and in medium with addition of 50% compost II. Impatiens ‘Fiesta Lavender Orchid’ were<br />

characterized by the highest decorative value when were growing in media with varied supplementation<br />

of compost II with addition of municipal sewage sludge 70% and sawdust 30%.<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Ojczyzną niecierpka – Impatiens Walleriana jest tropikalna Afryka, gdzie często występuje<br />

na podmokłych siedliskach w pobliżu strumieni i jezior. Popularność swą zyskał dzięki<br />

obfitemu kwitnieniu i długiej żywotności kwiatów. Ze względu na charakter wzrostu i wymagania<br />

niecierpki stosuje się przede wszystkim do wiosennego i letniego obsadzania kwietników<br />

oraz jako rośliny okrywowe do parków i ogrodów.<br />

Najważniejszym czynnikiem decydującym o powodzeniu uprawy niecierpka jest podłoże,<br />

które powinno być zasobne w składniki pokarmowe i mieć dobre właściwości powietrzno-wodne.<br />

Najczęściej stosowanym podłożem w uprawie roślin rabatowych jest substrat<br />

torfowy, którego ceny wskutek wzrastającego popytu i nadmiernej eksploatacji stale rosną.<br />

Alternatywą w odniesieniu do podłoży obecnie stosowanych w uprawie roślin rabatowych<br />

mogłyby być podłoża kompostowe sporządzone z osadów ściekowych powstałych<br />

po oczyszczeniu ścieków komunalnych i przemysłowych. Osady ściekowe charakteryzuje<br />

duża zawartość substancji organicznej i składników pokarmowych. Ze względu na mazistą<br />

konsystencję, zapach i skład chemiczny powinno się je kompostować z różnymi komponentami<br />

organicznymi i używać w mieszankach z innymi, mniej zasobnymi podłożami.<br />

Powyższe przesłanki skłoniły do podjęcia badań mających na celu sprawdzenie, czy<br />

podłoża składające się z torfu i kompostowanych osadów komunalnych z wycierką ziemniaczaną<br />

i materiałami strukturotwórczymi nadają się do uprawy niecierpka – Impatiens Walleriana<br />

i jaki jest ich wpływ na walory dekoracyjne roślin.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Doświadczenie przeprowadzono od kwietnia do końca sierpnia 2005 r. Jako materiał<br />

roślinny wykorzystano sadzonki niecierpka – Impatiens Walleriana, odmiany ‘Fiesta Lavender<br />

Orchid’ (Ball FloraPlant). Odmianę tę charakteryzują pełne, lawendowo-różowe kwiaty<br />

i zwarty pokrój. Początkowo podłoże do uprawy roślin stanowił torf wysoki odkwaszony do<br />

pH 5,8 z dodatkiem Azofoski (13,6+6,4+19,1), w ilości 1,25 g·dm -3 . Sadzonki posadzono do<br />

doniczek o wymiarach 7x7cm. Od trzeciego dnia uprawy zastosowano nawożenie dolistne<br />

roztworem nawozu Peters Professional Foliar Feed, w ilości 3–7 ml na doniczkę. Nawożenie<br />

wykonywano co 7 dni, przez 4 tygodnie, roztworem w stężeniu 0,1%, następnie przez<br />

2 tygodnie roztworem w stężeniu 0,2% i przez 2 tygodnie rośliny nawożono doglebowo tym<br />

samym nawozem, w stężeniu 0,2%, w ilości 25 ml na doniczkę.<br />

609

Agnieszka Zawadzińska, Agnieszka Dobrowolska<br />

Podłoża do dalszej uprawy niecierpków wykonano z czterech rodzajów kompostów,<br />

które złożono w pryzmy kompostowe jesienią 2004 r. Ich skład rzeczowy, przeliczając na<br />

suchą masę, był następujący:<br />

● kompost I – 70% komunalny osad ściekowy, 30% słoma żytnia;<br />

● kompost II – 70% komunalny osad ściekowy, 30% trociny z drzew iglastych;<br />

● kompost III – 35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30% słoma<br />

żytnia;<br />

● kompost IV – 35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30% trociny<br />

z drzew iglastych.<br />

Komposty fermentowano przez okres 7 miesięcy. Pochodzenie materiałów zastosowanych<br />

do założenia kompostów, ich pełny skład chemiczny oraz przebieg procesu kompostowania<br />

i charakterystykę chemiczną uzyskanych kompostów omówiono w pracy Krzywy<br />

i in. [2007].<br />

W pierwszej dekadzie kwietnia 2005 r. sporządzono 12 mieszanek podłoży, składających<br />

się z czterech kompostów w ilości 25, 50 i 75% oraz z torfu wysokiego. W sumie sporządzono<br />

12 podłoży kompostowych oraz dwa warianty kontrolne:<br />

● kontrola 1 – torf odkwaszony do pH 6,0 + nawóz Osmocote Exact Lo-Start 5-6M<br />

(15+8+10), w dawce 5 g·dm -3 ;<br />

● kontrola 2 – torf odkwaszony do pH 6,0 + nawóz Azofoska, w dawce 2,5 g·dm -3 .<br />

Cztery tygodnie po wykonaniu podłoży wykonano analizę chemiczną, której wyniki oraz<br />

pełny skład rzeczowy podłoży przedstawiono w tabeli 1.<br />

Tabela 1. Skład chemiczny użytych podłoży<br />

Table 1. Chemical composition of applied media<br />

Podłoża pH (H 2<br />

O)<br />

N-NO 3<br />

Formy przyswajalne<br />

Zasolenie;<br />

P K Ca Mg (g NaCl·dm -3 )<br />

Torf<br />

(podłoże 1 i 2)<br />

3,6 17 20 6 42 27 0,35<br />

3* 4,4 364 460 289 1132 303 2,98<br />

4* 5,2 785 687 379 2265 500 3,66<br />

5* 5,5 800 847 385 3478 580 4,37<br />

6* 5,1 326 419 139 1430 236 1,65<br />

7* 5,9 346 671 224 2690 309 1,69<br />

8* 6,4 945 741 256 3080 327 1,66<br />

9* 4,6 298 417 454 1080 191 1,26<br />

10* 5,6 386 518 644 1596 285 1,44<br />

11* 6,4 610 631 8<strong>40</strong> 2238 268 1,64<br />

12* 4,7 186 186 75 925 128 0,73<br />

13* 5,8 281 348 180 1625 202 0,83<br />

14* 6,0 294 668 311 2390 269 2,03<br />

* Skład rzeczowy podłoży 3–14: 3 – 25% kompost I + 75% torf; 4 – 50% kompost I + 50% torf; 5 – 75%<br />

kompost I + 25% torf; 6 – Kompost II 25% + torf 75%; 7 – Kompost II 50% + torf 50%; 8 – Kompost II<br />

75% + torf 25%;9 – Kompost III 25% + torf 75%; 10 – Kompost III 50% + torf 50%; 11 – Kompost III<br />

75% + torf 25%; 12 – Kompost IV 25% + torf 75%; 13 – Kompost IV 50% + torf 50%; 14 – Kompost IV<br />

75% + torf 25%.<br />

610

Wpływ podłoży z dodatkiem kompostów z komunalnego osadu ściekowego na wzrost...<br />

Na podstawie składu chemicznego podłoża o zbyt kwaśnym odczynie zneutralizowano<br />

do pH 6,0. W podłożach o niskiej zawartości azotu i potasu składniki te uzupełniono,<br />

stosując saletrę amonową i siarczan potasu, do poziomu górnych wartości liczb granicznych<br />

zalecanych przez Komosę [2004] dla niecierpka. W pierwszej dekadzie czerwca<br />

z przygotowanych podłoży kompostowych założono doświadczenie w układzie kompletnej<br />

randomizacji, w czterech powtórzeniach. Rośliny uprawiano na matach szkółkarskich,<br />

w tunelu foliowym. Po siedmiu tygodniach trwania doświadczenia we wszystkich<br />

wariantach wprowadzono nawożenie pogłówne nawozem Peters Professional Foliar<br />

Feed początkowo w stężeniu 0,2% (jednokrotnie), a następnie w stężeniu 0,5% do<br />

końca trwania doświadczenia. Rośliny nawożono raz w tygodniu, stosując 50 ml roztworu<br />

na doniczkę.<br />

Jakość roślin oceniono na podstawie pomiarów morfologicznych, indeksu zazielenienia<br />

liści (SPAD) i oceny bonitacyjnej, w skali od 1 do 5. Dynamikę kwitnienia oceniono na<br />

podstawie liczby kwiatów na roślinach w poszczególnych miesiącach oraz w całym okresie<br />

prowadzenia doświadczenia. Uzyskane wyniki pomiarów zweryfikowano za pomocą analizy<br />

wariancji dla doświadczeń jednoczynnikowych, przy poziomie istotności α = 0,05.<br />

3. WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA<br />

Po posadzeniu wszystkie rośliny rosły i rozwijały się prawidłowo z wyjątkiem niecierpków<br />

w wariancie 14, w którym u połowy roślin w ciągu kilku dni zamarła część nadziemna.<br />

Mogło być to spowodowane zbyt dużym udziałem kompostu w mieszance, którego mazista<br />

postać utrudniała prawidłową wymianę gazową w strefie korzeniowej.<br />

Po siedmiu tygodniach uprawy najwyższe, najintensywniej zazielenione i o dużej liczbie<br />

pędów były niecierpki uprawiane na podłożu z 50-procentowym udziałem kompostu IV, zawierającego<br />

osad komunalny (35%), wycierkę ziemniaczana (35%) i trociny (30%) – tabela<br />

2. Równie wysokie były niecierpki uprawiane w podłożu z 75-procentową zawartością kompostów<br />

I i III, obydwu zawierających słomę. Najniższe rośliny rosły w wariancie z 25-procentowym<br />

udziałem kompostu II.<br />

Średnica roślin zwiększała się w miarę zwiększania zawartości kompostu w mieszance.<br />

Największą średnicę miały niecierpki, do uprawy których zastosowano 50% kompostu III,<br />

jednak istotnie różniły się one jedynie od roślin uprawianych w podłożu torfowym z dodatkiem<br />

nawozu Osmocote oraz w podłożu z 25-procentową zawartością kompostu II. Rośliny,<br />

które pozostały w wariancie 14, charakteryzował zwarty, lecz nieregularny pokrój i miały<br />

nienaturalnie ciemnozielone liście, zwłaszcza pod koniec doświadczenia. U roślin uprawianych<br />

w samym torfie z dodatkiem nawozów mineralnych obserwowano słabe wybarwienie<br />

liści, spowodowane prawdopodobnie wyczerpaniem podstawowych składników pokarmowych.<br />

Pierwsze kwiaty u niecierpka Walleriana ‘Fiesta Lavender Orchid’ pojawiały się już<br />

w maju, jednak najbardziej obfite kwitnienie przypadło na miesiące letnie – koniec czerw-<br />

611

Agnieszka Zawadzińska, Agnieszka Dobrowolska<br />

ca i lipiec (rys.1). Zaobserwowano, że rośliny najintensywniej kwitły w podłożach zawierających<br />

kompost I (70% osadu komunalnego i 30% słomy). W lipcu najwięcej kwiatów miały<br />

niecierpki, jeżeli do uprawy zastosowano podłoża z kompostami w ilości 50 i 75%. Kwitnienie<br />

było podobne lub nieznacznie słabsze niż w podłożu torfowym z Azofoską. W sierpniu<br />

zdecydowanie obficiej kwitły niecierpki uprawiane w podłożach z dodatkiem kompostu II<br />

(osad komunalny 70% i trociny 30%) w ilości 50 i 75%.<br />

Średnica kwiatów wahała się od 4,0 do 4,5 cm (tab.3). Największe kwiaty miały niecierpki<br />

uprawiane w podłożu zawierającym 50% kompostu IV. Charakteryzowało je także<br />

dość obfite kwitnienie w całym sezonie. Po 11 tygodniach uprawy wielkość kwiatów w poszczególnych<br />

podłożach była podobna, co było spowodowane wprowadzeniem nawożenia<br />

wszystkich roślin od ósmego tygodnia uprawy. Obfite kwitnienie roślin uprawianych w podłożach<br />

zawierających kompost II przełożyło się na ich wysoką wartość dekoracyjną.<br />

Najwyższe oceny bonitacyjne uzyskały rośliny uprawiane w podłożach z dodatkiem<br />

kompostu II, a także rośliny uprawiane w podłożu z 50-procentową zawartością kompostu<br />

IV (tab. 4). Wszystkie niecierpki – wyłączając te z wariantu 14 – poprawiły i wyrównały swoją<br />

wartość dekoracyjną po wprowadzeniu nawożenia pogłównego.<br />

Dotychczasowe wyniki badań z użyciem kompostów w uprawie roślin rabatowych<br />

wskazują, że rośliny pozytywnie reagują na ich obecność w podłożu, pod warunkiem zastosowania<br />

odpowiedniej dla danego gatunku dawki [Klock-Moore 2000, Zubillagi, Lavabo<br />

2001, Vabrit i in. 2007]. Badania oceniające wpływ podłoży z udziałem kompostów<br />

z komunalnego osadu ściekowego były prowadzone na odmianach niecierpka Walleriana<br />

i niecierpka nowogwinejskiego. Dobre rezultaty uzyskali Klock i Fitzpatrick [1997], którzy<br />

do uprawy niecierpka Walleriana ‘Accent Orange’ zastosowali podłoża z 30-, 60- i 100-<br />

-procentowym udziałem kompostu z osadu komunalnego (zawartość osadu 10 lub 20%)<br />

oraz z dodatkiem odpadów z terenu zieleni miejskiej, papieru i odpadów miejskich. Rośliny<br />

miały większą suchą masę i były wyższe oraz obficiej kwitły wraz ze zwiększającym<br />

się udziałem kompostu.<br />

W doświadczeniu Logan i Lindsay [1996], w którym użyto tylko osadu komunalnego,<br />

wzrost niecierpków Walleriana był zahamowany, ale rośliny rosły prawidłowo i miały dobrą<br />

jakość. Także zahamowanie wzrostu i słabsze kwitnienie obserwowano w badaniach z niecierpkiem<br />

nowogwinejskim, do uprawy którego zastosowano <strong>40</strong>- i 60-procentowy dodatek<br />

kompostu z osadu komunalnego [Dobrowolska i in. 2007a,b]. Podobne wyniki z niecierpkiem<br />

nowogwinejskim uzyskała Startek i in. [2006].<br />

Lepszej jakości rośliny w badaniach własnych uzyskano, jeżeli do podłoży zastosowano<br />

50-procentowy i 75-procentowy dodatek kompostowanych osadów ściekowych. Świadczy<br />

to o dużych wymaganiach pokarmowych niecierpka Walleriana. Niezbędne jest także<br />

dodatkowe nawożenie pogłówne w stadium generatywnym, ponieważ przy tak obfitym kwitnieniu<br />

niecierpka podłoża kompostowe nie zapewniają optymalnej ilości składników pokarmowych.<br />

612

Wpływ podłoży z dodatkiem kompostów z komunalnego osadu ściekowego na wzrost...<br />

Tabela 2. Wpływ podłoży kompostowych na cechy morfologiczne niecierpka Walleriana ‘Fiesta<br />

Lavender Orchid’ po 7 tygodniach uprawy<br />

Table 2. The effects of compost media on morphological traits of Impatiens walleriana ‘Fiesta<br />

Lavender Orchid’ after 7 weeks of growing<br />

Podłoża (A)<br />

Wysokość roślin<br />

[cm]<br />

Średnica roślin<br />

[cm]<br />

Liczba<br />

pędów<br />

Indeks zazielenienia<br />

liści [SPAD]<br />

1 – torf + Osmocote – kontrola I 9,35 21,8 4,5 28,1<br />

2 – torf + Azofoska – kontrola II 10,31 24,8 3,3 30,4<br />

3 – 25% kompost I + 75% torf 9,90 23,3 3,8 42,2<br />

4 – 50% kompost I + 50% torf 9,93 25,5 4,3 45,8<br />

5 – 75% kompost I + 25% torf 10,70 24,3 3,8 44,5<br />

6 – 25% kompost II + 75% torf 8,83 21,3 3,0 32,3<br />

7 – 50% kompost II + 50% torf 9,45 24,7 3,3 33,5<br />

8 – 75% kompost II + 25% torf 9,76 23,7 4,0 37,1<br />

9 – 25% kompost III + 75% torf 9,71 23,9 3,8 36,5<br />

10 – 50% kompost III + 50% torf 9,95 26,1 3,5 46,9<br />

11 – 75% kompost III + 25% torf 10,15 24,5 4,5 38,7<br />

12 – 25% kompost IV + 75% torf 9,28 23,9 3,5 38,1<br />

13 – 50% kompost IV + 50% torf 10,93 25,1 4,5 51,6<br />

14 – 75% kompost IV + 25% torf 9,05 22,6 2,3 49,6<br />

Średnia 9,81 23,96 3,72 39,66<br />

NIR 0,05 1,19 3,07 2,24 5,14<br />

Objaśnienia: skład rzeczowy kompostów w przeliczeniu na suchą masę: kompost I – 70% komunalny<br />

osad ściekowy, 30% słoma żytnia; kompost II – 70% komunalny osad ściekowy, 30% trociny z drzew<br />

iglastych; kompost III – 35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30% słoma żytnia;<br />

kompost IV – 35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30% trociny z drzew<br />

iglastych.<br />

Liczba kwiatów<br />

160<br />

1<strong>40</strong><br />

120<br />

100<br />

80<br />

60<br />

<strong>40</strong><br />

20<br />

0<br />

czerwiec lipiec sierpień<br />

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14<br />

Objaśnienie: skład podłoży podano w tabeli 2.<br />

Objaśnienia: skład podłoży zamieszczono w tabeli 2.<br />

Podłoża<br />

Rys. 1.<br />

1.<br />

Kwitnienie<br />

Kwitnienie<br />

niecierpka<br />

niecierpka<br />

Walleriana<br />

Walleriana<br />

‘Fiesta<br />

‘Fiesta<br />

Lavender<br />

Lavender<br />

Orchid’ uprawianego<br />

Orchid’ uprawianego<br />

na podłożach<br />

na<br />

kompostowych podłożach kompostowych w okresie letnim w okresie letnim<br />

Fig. 1. Flowering of of Impatiens walleriana ‘Fiesta ‘Fiesta Lavender Lavender Orchid’ Orchid’ cultivated cultivated in composts in composts media<br />

media<br />

during<br />

during<br />

summer<br />

summer<br />

time<br />

time<br />

Tabela 3. Wpływ podłoży kompostowych na średnicę kwiatów (cm) niecierpka Walleriana 613<br />

Fiesta Lavender Orchid’<br />

Table 3. The effects of compost media on diameter of flowers (cm) of Impatiens walleriana<br />

‘Fiesta Lavender Orchid’

Agnieszka Zawadzińska, Agnieszka Dobrowolska<br />

Tabela 3. Wpływ podłoży kompostowych na średnicę kwiatów (cm) niecierpka Walleriana Fiesta<br />

Lavender Orchid’<br />

Table 3. The effects of compost media on diameter of flowers (cm) of Impatiens walleriana ‘Fiesta<br />

Lavender Orchid’<br />

Podłoża<br />

Ogólna liczba<br />

kwiatów<br />

Średnica kwiatów (cm)<br />

po 7 tyg. uprawy po 11 tyg. uprawy<br />

1 – torf + Osmocote – kontrola I 155,7 4,05 4,37<br />

2 – torf + Azofoska – kontrola II 199,0 4,43 4,69<br />

3 – 25% kompost I + 75% torf 185,6 4,24 4,72<br />

4 – 50% kompost I + 50% torf 234,4 4,23 4,57<br />

5 – 75% kompost I + 25% torf 234,3 4,25 4,93<br />

6 – 25% kompost II + 75% torf 168,0 4,36 4,45<br />

7 – 50% kompost II + 50% torf 224,1 4,20 4,48<br />

8 – 75% kompost II + 25% torf 207,3 4,<strong>40</strong> 4,59<br />

9 – 25% kompost III + 75% torf 185,5 4,34 4,55<br />

10 – 50% kompost III + 50% torf 211,4 4,38 4,72<br />

11 – 75% kompost III + 25% torf 206,4 4,28 4,48<br />

12 – 25% kompost IV + 75% torf 167,0 4,37 4,64<br />

13 – 50% kompost IV + 50% torf 219,8 4,50 4,74<br />

14 – 75% kompost IV + 25% torf 190,0 4,35 4,66<br />

Średnia 199,2 4,31 4,61<br />

NIR 0,05<br />

38,12 0,391 r.n.<br />

UWAGA: Skład rzeczowy kompostów w przeliczeniu na suchą masę jak w tabeli 2.<br />

Tabela 4. Wpływ podłoży kompostowych na wartość dekoracyjną niecierpka Walleriana ‘Fiesta<br />

Lavender Orchid’ (skala bonitacyjna 1–5)<br />

Table 4. The effects of compost media on decorative value of Impatiens walleriana ‘Fiesta Lavender<br />

Orchid’ (scale 1–5)<br />

Podłoża<br />

po 7 tyg. uprawy<br />

Ocena bonitacyjna<br />

(1–5)<br />

po 11 tyg. uprawy<br />

1 – torf + Osmocote – kontrola I 3,65 4,<strong>40</strong><br />

2 – torf + Azofoska – kontrola II 4,15 4,55<br />

3 – 25% kompost I + 75% torf 4,00 4,<strong>40</strong><br />

4 – 50% kompost I + 50% torf 4,<strong>40</strong> 4,38<br />

5 – 75% kompost I + 25% torf 4,25 4,55<br />

6 – 25% kompost II + 75% torf 3,75 4,65<br />

7 – 50% kompost II + 50% torf 4,60 4,75<br />

8 – 75% kompost II + 25% torf 4,55 4,70<br />

9 – 25% kompost III + 75% torf 4,25 4,25<br />

10 – 50% kompost III + 50% torf 4,50 4,50<br />

11 – 75% kompost III + 25% torf 4,<strong>40</strong> 4,65<br />

614

Wpływ podłoży z dodatkiem kompostów z komunalnego osadu ściekowego na wzrost...<br />

12 – 25% kompost IV + 75% torf 3,80 4,65<br />

13 – 50% kompost IV + 50% torf 4,50 4,65<br />

14 – 75% kompost IV + 25% torf 1,00 1,00<br />

Średnia 3,98 4,29<br />

NIR 0,05<br />

0,724 1,006<br />

UWAGA: Skład rzeczowy kompostów w przeliczeniu na suchą masę jak w tabeli 2.<br />

4. WNIOSKI<br />

Na podstawie przeprowadzonych badań sformułowano następujące wnioski:<br />

1. najkorzystniej na wzrost i rozwój oraz dekoracyjność niecierpków odmiany ‘Fiesta Lavender<br />

Orchid’ wpłynęły podłoża, w których zastosowano 50% lub 75% dodatku kompostu;<br />

2. zaobserwowano niekorzystny wpływ podłoża na wzrost niecierpka, którego komponent<br />

w 75% stanowił kompost IV, o składzie: 35% osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana,<br />

30% trociny; kilka dni po posadzeniu połowa roślin uprawianych w tym podłożu utraciła<br />

część nadziemną;<br />

3. najwięcej kwiatów miały niecierpki uprawiane w podłożach, gdzie zastosowano 50<br />

i 75% kompostu I (70% osad ściekowy i 30% słoma), a także w podłożu, gdzie zastosowano<br />

50% kompostu II (70% osad ściekowy i 30% trociny);<br />

4. najwyższą ocenę bonitacyjną uzyskały niecierpki odmiany ‘Fiesta Lavender Orchid’,<br />

uprawiane w podłożach z dodatkiem 50 i 75% kompostu II.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

Dobrowolska A., Klessa M., Placek M. 2007. Ocena przydatności podłoży z dodatkiem<br />

kompostu z komunalnego osadu ściekowego w uprawie dwóch gatunków z rodzaju<br />

Impatiens. Cz. I. Cechy wegetatywne. Folia Universitatis Agriculturae Stetinensis,<br />

Agric. Aliment., Pisc. Zootech. 259 (4): 35–<strong>40</strong><br />

Dobrowolska A., Klessa M., Placek M. 2007.Ocena przydatności podłoży z dodatkiem<br />

kompostu z komunalnego osadu ściekowego w uprawie dwóch gatunków z rodzaju<br />

Impatiens. Cz. II. Kwitnienie i wartość dekoracyjna. Folia Universitatis Agriculturae<br />

Stetinensis, Agric. Aliment., Pisc. Zootech. 259 (4): 41–48.<br />

Klock-Moore K.A. 2000. Comparison of salvia growth in seaweed compost and biosolid<br />

compost. Compost Sci. Util. 8(1): 24–28.<br />

Komosa A. 2004. Nowe liczby graniczne dla roślin ozdobnych uprawianych pod osłonami.<br />

Hasło Ogrod. 6: 124–127.<br />

Krzywy E., Zawadzińska A., Klessa M. 2007. Badania przydatności podłoży z udziałem<br />

kompostów z komunalnego osadu ściekowego do uprawy roślin ozdobnych. Zesz.<br />

Prob. Post. Nauk Rol. 518: 101–110.<br />

615

Agnieszka Zawadzińska, Agnieszka Dobrowolska<br />

Logan T.J., Lindsay B.J. 1996. Growth of three bedding plant species in soilless mixes<br />

with alkaline stabilized sewage sludge. J. Environ. Hort. 14.(3): 160–162.<br />

Startek L., Placek M., Klessa M. 2006. Wpływ rodzaju podłoża i nawożenia na odmiany<br />

niecierpka nowogwinejskiego ‘Sonic Ametyst i Sonic Super Lilac’. Zesz. Probl.<br />

Post. Nauk Rol. 510: 609–617.<br />

Vabrit S., Uurman K., Poldma P., Joepera K. 2007. Ornamental quality of Bidens ferulifolia<br />

‘Golden Star’ pot plants dependent of composted sewage sludge as a component<br />

of growing media. Acta Hort. 755: 367–372.<br />

Zubillaga M.S., Lavado R. S. 2001. Biosolids compost as component of potting media<br />

for bedding plants. Gartenbauwissenschaft 66(6): 304–309.<br />

616

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Piotr Michalik*<br />

Niska emisja – świadomość zagrożeń z niej wynikających<br />

wśród różnych grup społecznych na przykładzie<br />

rolników z powiatu płockiego i sierpeckiego<br />

Awareness of the risk factors of the low emission<br />

among social groups: Plock and Sieprc district farmers<br />

sample<br />

Słowa kluczowe: niska emisja, skażenie środowiska, metale ciężkie, węglowodory aromatyczne,<br />

świadomość mieszkańców, spalanie odpadów domowych.<br />

Key words: low emission, environment contamination, heavy metals, aromatic hydrocarbons<br />

awareness of the inhabitants, household waste burning.<br />

The aim of the work was to assess the awareness of Plock and Sierpc district farmers on<br />

health hazards arising from the incineration of hazardous waste – rubber, plastics, foils, resulting<br />

in the emission of heavy metals and PAHs in the environment – the so-called low<br />

emissions. The findings discussed in this article are part of data collected in February and<br />

March 2009 from <strong>40</strong> participants.<br />

Studies have shown deficiencies in the awareness of farmers regarding the “low emissions”<br />

and the potential high risk to health and the environment arising from the frequent burning of<br />

hazardous waste by the neighbours. The results are presented in the form of tables.<br />

1. wprowadzenie<br />

Największym źródłem emisji niebezpiecznych substancji do powietrza oraz skażenia<br />

gleb jest emisja antropocentryczna wynikająca z działalności człowieka. Głównymi źródłami<br />

emisji są elektrociepłownie, komunikacja samochodowa oraz trudny do zebrania i opracowania<br />

danych wyjściowych, lecz ujmowany w danych statystycznych, sektor niskiej emi-<br />

* Dr inż. Piotr Michalik – Mazowiecki Ośrodek Doradztwa Rolniczego, Oddział w Płocku,<br />

ul. Zglenickiego 42D, 09-411 Biała; tel.: 694 198 768; e-mail: piotrm8@o2.pl<br />

617

Piotr Michalik<br />

sji, z małych i niezorganizowanych źródeł – małe kotłownie, paleniska domowe domów jedno<br />

i wielorodzinnych, które są najważniejszymi źródłami zanieczyszczeń powietrza na obszarach<br />

wiejskich.<br />

Zanieczyszczenie środowiska dotyczy wszystkich jego elementów, tzn.: powietrza, gleby<br />

i wody [Bodak, Dobrzański i in. 1997, Szota 2006, www.białystok 2008, Jankowiak, Lipka<br />

2006]. Według Wilczyńskiej i in. [1996] aż 27 pierwiastków, w tym metale ciężkie zawierają<br />

sadze z pieców grzewczych. Twierdzenie to zostało potwierdzone przez pomiary wykonane<br />

w Krakowie, Nowym Sączu oraz na obszarach wiejskich Górnego Śląska. Autorzy badań<br />

wykazali, że występuje cykliczna sezonowość średniej rocznej emisji zanieczyszczeń<br />

powietrza. Największe zanieczyszczenia powietrza występują w okresie zimowym [Borkiewicz<br />

2002; www. nowysacz.pios.gov.pl 2007].<br />

Niska emisja, w czasie której są emitowane takie zanieczyszczenia, jak:<br />

● metale ciężkie: Hg, Cd, Pb, Mn, Cr,<br />

● tlenki siarki i azotu,<br />

● WWA,<br />

● dioksyny i furany,<br />

jest odpowiedzialna za choroby układu oddechowego i krążenia, uszkodzenia wątroby, nowotwory,<br />

alergie, obniżenie zdolności wiązania aminokwasów przez tRNA, a w efekcie za<br />

wzrost śmiertelności ludności na terenach o wysokich wartościach wskaźników emisji tych<br />

substancji. Bardzo słabo rozpuszczalne w wodzie WWA po wchłonięciu podlegają metabolizmowi,<br />

w wyniku czego powstają związki o większej toksyczności niż wyjściowe substraty.<br />

[Berny i in. 1994, Bodak i in. 1996, Pasternak 1998, Pośniak i in. 2000, Smolik 2001, Borkiewicz<br />

2002, Bilek 2002, 2003, Orczyk 2006, Kamińska 2007, Zejda 2008].<br />

Ocenia się, że pył pochodzący z niskiej emisji jest często bardziej toksyczny niż pył<br />

pochodzący ze źródeł przemysłowych, co jest związane z niepełnym spalaniem, które zachodzi<br />

w stosunkowo niskich temperaturach, - 500°C, oraz niską sprawnością pieców, co<br />

sprzyja zwiększonemu powstawaniu i uwalnianiu do środowiska metali ciężkich, związków<br />

siarki, azotu i WWA [Borkiewicz 2003, Szota 2006].<br />

Stwierdzono, że zanieczyszczenia metalami ciężkimi gleb podwórzy wiejskich i wybiegów<br />

oraz użytków zielonych może przyczyniać się do skażenia organizmów zwierząt gospodarskich<br />

oraz produktów pochodzących od tych zwierząt – mleka, jaj i miodu (Bodak,<br />

Dobrzański i in. 1997). Istotna jest tu świadomość, że odległe skutki skażenia są widoczne<br />

w okresie liczącym 20 lat [ Orczyk 2006].<br />

2. cel i wyniki badań<br />

Celem badań była ocena świadomości rolników dotyczącej zagrożeń zdrowia wynikających<br />

z zanieczyszczeń powietrza, które są uwalniane do atmosfery podczas spalania<br />

niebezpiecznych odpadów domowych, w piecach indywidualnych, czyli tzw. niska emisja.<br />

618

Niska emisja – świadomość zagrożeń z niej wynikających wśród różnych grup...<br />

Badania ankietowe prowadzone były w lutym i marcu 2009 r. Wyniki ankiety przeprowadzonej<br />

na grupie <strong>40</strong> rolników z powiatu płockiego i sierpeckiego przedstawiono w niniejszym<br />

opracowaniu. Ankieta zawierała osiem pytań, z czego bezpośrednio dotyczących niskiej<br />

emisji było pięć.<br />

W pierwszym pytaniu rolnicy odpowiadali na pytanie, czy używają w piecach opałowych<br />

takich materiałów do palenia, jak: plastik, folie lub gumy. Na <strong>40</strong> ankietowanych 4 osoby nie<br />

chciały odpowiedzieć na to pytanie, 29 osób odpowiedziało twierdząco, a 7 odpowiedziało,<br />

że nie pali takich materiałów. Uzyskane wyniki przedstawiono na rysunku 1.<br />

Rys. 1. Spalanie odpadów niebezpiecznych przez rolników<br />

Fig. 1. Number of people burning hazardous waste<br />

Pytanie drugie dotyczyło wiedzy ankietowanych dotyczącej palenia niebezpiecznych<br />

odpadów przez sąsiadów. Na <strong>40</strong> osób 4 osoby odpowiedziały, że nie wiedzą, czy takie odpady<br />

są palone przez sąsiadów. Trzy osoby stwierdziły, że sąsiedzi nie palą takich odpadów,<br />

11 osób stwierdziło, że sąsiadom zdarza się palić takie odpady w piecach i 22 ankietowanych<br />

rolników odpowiedziało, że takie odpady są często używane przez ich sąsiadów<br />

jako opał do ogrzewania domów. Z odpowiedzi wynika, że 33 na <strong>40</strong> rolników potwierdziło,<br />

że sąsiedzi spalają takie odpady w swoich piecach. Uzyskane wyniki, w formie słupkowej,<br />

przedstawiono na rysunku 2.<br />

Rys. 2. Spalanie odpadów niebezpiecznych przez sąsiadów<br />

Fig. 2. The figure shows neighbours that burn/ do not burn the waste<br />

619

Piotr Michalik<br />

Pytanie trzecie dotyczyło świadomości rolników o wpływie spalania odpadów na zdrowie<br />

człowieka i środowisko. Na <strong>40</strong> osób 22 odpowiedziały, że nie mają takiej wiedzy.<br />

Pytanie czwarte dotyczyło wiedzy, jakie substancje są uwalniane w trakcie palenia takich<br />

odpadów. Na <strong>40</strong> osób odpowiedziało, że nie wie, jakie substancje są uwalniane do środowiska,<br />

9 osób odpowiedziało, że mają wiedzę na ten temat i 5 odpowiedziało, że wie, jakie<br />

substancje są uwalniane podczas spalania omawianych odpadów, ale nie napisze, jakie<br />

to substancje. Rolnicy odpowiadali, że są to metale ciężkie i toksyny. Wyniki ankiety w tym<br />

zakresie ilustruje wykres na rysunku 3.<br />

Rys. 3. Świadomość, jakie substancje są uwalniane w czasie niskiej emisji<br />

Fig. 3. Knowledge about the types of toxin released into the atmosphere from burnt waste<br />

W przedostatnim, czwartym pytaniu rolnicy odpowiadali na pytanie, czy wiedzą, jak te<br />

substancje mogą wpływać na środowisko i zdrowie człowieka. Dziewięć osób odpowiedziało,<br />

że nie ma to żadnego wpływu na zdrowie ludzi i czystość środowiska, 19 osób stwierdziło,<br />

że ich zdaniem ma to wpływ na zdrowie i jakość środowiska, 8 osób stwierdziło, że ma<br />

to wpływ na jakość środowiska, 3 rolników, że ma to wpływ na zdrowie człowieka (rys. 4).<br />

Rys. 4. Ocena zagrożenia zdrowia człowieka i środowiska niską emisją<br />

Fig. 4. Evaluation of the risk to health and the environment arising from low emission<br />

620

Niska emisja – świadomość zagrożeń z niej wynikających wśród różnych grup...<br />

W ostatnim pytaniu rolnikom zadano pytanie, czy związku z zagrożeniami, jakie powstają<br />

w wyniku palenia odpadami z gospodarstw domowych, planują zmianę sposobu<br />

ogrzewania na bardziej przyjazny zdrowiu człowieka i czystości środowiska. Na <strong>40</strong> osób<br />

plany zmiany środka opałowego zadeklarowało 18 osób, jednak wpływ na zmianę pieca<br />

będą miały względy finansowe, a 22 osoby nie planuje zmian (rys. 5).<br />

Rys. 5. Planowane zmiany w sposobie palenia<br />

Fig. 5. Planned changes in heating methods<br />

3. Wnioski<br />

1. Na podstawie badań stwierdzono, że 80,5% rolników pali substancje niebezpieczne<br />

(gumy, plastiki, folie) dla zdrowia i środowiska w piecach domowych.<br />

2. Aż 82,5% rolników stwierdziło, że sąsiedzi także palą takie substancje w swoich piecach.<br />

3. Aż 90% rolników nie potrafiło wymienić, jakie substancje są uwalniane do atmosfery<br />

w trakcie spalania niebezpiecznych odpadów domowych.<br />

4. Spośród badanych rolników 55% nie zamierza w najbliższej przyszłości zmieniać sposóbu<br />

ogrzewania swoich domów.<br />

5. Wyniki ankiety wskazują na niską świadomość tej grupy społecznej w zakresie zagrożeń,<br />

jakie niesie za sobą spalanie odpadów niebezpiecznych w piecach domowych.<br />

piśmiennictwo<br />

Berny P.J., Coty L.M., Buck W.B. 1994. Relationship between soil, dust lead, and blond<br />

lead concentrations In pets and their owners: Ewaluation of soil lead threshold values.<br />

Environ Res. 67: 84–97.<br />

Bilek M. 2003. Szkodliwe działanie wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych<br />

(WWA) na organizm człowieka. Biuletyn Wojewódzkiej Stacji Sanitarno-Epidemiologicznej<br />

4.<br />

621

Piotr Michalik<br />

Bilek M. 2004. WWA – Wielopierścieniowe Węglowodory Aromatyczne. www.wsse.krakow.pl<br />

Bodak E., Kołacz R., Dobrzański Z. 1996. Metale ciężkie – warunki narażenia i mechanizmy<br />

obronne u zwierząt. Med. Wet. 52: 763–768.<br />

Bodak E., Dbrzański Z., Kołacz R., Górecki H., Górecka H., Mizera A., Rogala<br />

R. 1997. Ekotoksykologiczne problemy chowu zwierząt w rejonach skażeń metalami<br />

ciężkimi Centrum Badawczo-Projektowe Miedzi ,,Cuprum” Wrocław.<br />

Borkiewicz M. 2002. Problem wciąż aktualny. Niska emisja. Biuletyn Górniczy. Górnicza<br />

Izba Przemysłowo–Handlowa www.giph.pl: 9–10.<br />

Borkiewicz M. 2003. Aby spalać bez zanieczyszczeń. Są sposoby. Biuletyn Górniczy.<br />

Górnicza Izba Przemysłowo–Handlowa www.giph.pl: 1–2.<br />

Charakterystyka jakości powietrza na terenie miasta Białegostoku. Emisja zanieczyszczeń<br />

do powietrza. 2008. www.bialystok.pl.<br />

Jakubowski M. 2003. Ryzyko skutków zdrowotnych związanych z narażeniem środowiskowym<br />

na WWA. Roczniki PZH, 54, supl. 2.<br />

Jankowiak W., Lipka A. Stan środowiska w województwie lubuskim w 2005 roku. Wojewódzki<br />

Inspektorat <strong>Ochrony</strong> Środowiska w Zielonej Górze. Część II powietrze.<br />

Kamińska A. 2007. Bardzo niebezpieczny odpad – PCB w oleju. Oiler Sp. z o.o www.andel-polska.pl/ppl/OILER.pdf:<br />

<strong>40</strong>–41.<br />

Kubica K. 2007. Efektywne i przyjazne środowisku źródła ciepła – ograniczenie niskiej<br />

emisji. Polski Klub Ekologiczny. Okręg Górnośląski, Katowice.<br />

Orczyk K. 2006. Wpływ niskiej emisji na zdrowie społeczeństwa. Seminarium: „STOP dla<br />

niskiej emisji – promocja dobrych praktyk i proekologicznych zachowań wśród samorządów<br />

terytorialnych i emitentów niskich emisji”. http://www.mojaenergia.pl.<br />

Pasternak K. 1998. Wpływ ołowiu na niektóre elementy biosyntezy białka. Ołów w środowisku.<br />

Problemy ekologiczne i metodyczne. Zeszyty Naukowe PAN: Człowiek i Środowisko.<br />

21: 307–312.<br />

Pośniak M., Makhniashvili I., Kowalska J. 2000. Wielopierścieniowe węglowodory<br />

aromatyczne w procesach stosowania asfaltów. Bezpieczeństwo Pracy – nauka i praktyka<br />

Centralny <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Pracy www.ciop.pl, 7–8: 11–13.<br />

Smolik E. 2001. Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne WWA. <strong>Instytut</strong> Medycyny<br />

Pracy i Zdrowia Środowiskowego, Sosnowiec. www.ietu.katowice.pl.<br />

Stan zanieczyszczenia środowiska. Nowy Sącz – powiat grodzki. 2007. www.nowysacz.<br />

pios.gov.pl.<br />

Szota J. 2006. Chcemy oddychać czystym powietrzem. Stowarzyszenie Społeczna Inicjatywa<br />

Ekologiczna Eko-Starcza. www.starcza.eu.<br />

Wilczyńska-Michalik W., Michalik M. 1996. Charakterystyka morfologiczna i chemiczna<br />

produktów spalania paliw stałych. Aura 5: 4–6.<br />

Zejda J. 2008. Niska emisja – wysokie ryzyko. www.fundacja.polska-droga.pl.<br />

622

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Małgorzata Pacholewska*, Kamil Madej*<br />

NIEKORZYSTNY WPŁYW JONÓW MAGNEZU (Mg 2+ ) NA<br />

MIKROBIOLOGICZNE ŁUGOWANIE SUROWEJ RUDY SFALERYTOWEJ<br />

THE UNBENEFICIAL EFFECT OF MAGNESIUM IONS (Mg 2+) ON<br />

MICROBIAL LEACHING OF RAW SPHALERITE ORE<br />

Słowa kluczowe: bioługowanie, Acidithiobacillus ferrooxidans, ruda sfalerytowa, inhibitowanie,<br />

magnez (Mg2+).<br />

Key words: bioleaching, Acidithiobacillus ferrooxidans, sphalerite ore, inhibition, magnesium<br />

Mg (2+).<br />

Bioleaching dominated by the species Acidithiobacillus ferrooxidans was compared to<br />

chemical leaching of raw sphalerite ore from „Olkusz-Pomorzany” mine using a column reactor.<br />

Results showed that the higher metals efficiency was achieved using chemical leaching<br />

in Fe 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

solution. In order to explain the effect of gangue minerals from ore materials<br />

on the microbial ferrous iron oxidation rate the influence of magnesium ions (Mg 2+ ) in the<br />

medium containing 5-25 g/dm 3 MgSO 4<br />

has been investigated. The results showed a progressive<br />

increase in inhibition due to added salt at concentration exceeding 10 g/dm 3 .<br />

1. WPROWADZENIE<br />

Następujący skład niskoprocentowych rud siarczkowych Zn - Pb pochodzących z rejonu<br />

Olkusza - kop. „Olkusz-Pomorzany” w %: Zn - 6,10; Pb - 2,42; FeS 2<br />

-16,7; SiO 2<br />

- 9,58;<br />

CaO - 20,6; MgO - 10,6; S s<br />

- 11,5, niewielkie domieszki Cu, Cd, As, Sb, Ni, Co, Ge, Tl oraz<br />

Ag wskazuje na możliwość zastosowania metod bioługowania do ekstrakcji cynku bezpośrednio<br />

z surowej rudy. Obecność alkalicznej skały płonnej w odpadach - dolomitów i dolomitów<br />

żelazistych - może utrudniać przerób rudy na drodze biometalurgicznej, prowadząc<br />

do alkalizacji środowiska i spadku wydajności reakcji. W badaniach stwierdzono, że na aktywność<br />

mikroorganizmów może wywierać wpływ m.in. obecność metali ciężkich [Cabre-<br />

* Dr inż. Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej - Wydział Inżynierii Materiałowej i Metalurgii,<br />

Politechnika Śląska, Krasińskiego 8, <strong>40</strong>-019 Katowice; tel.: 32 603 41 26,<br />

e-mail: malgorzata.pacholewska@polsl.pl<br />

623

Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej<br />

ra i in. 2005], dostępność pożywki i minerałów siarczkowych [Mousavi i in. 2006], a także<br />

obecność składników skały płonnej Al i Mg [Hong-mei Li i in. 2001; Ojumu i in. 2008].<br />

Celem badań prezentowanych w niniejszym opracowaniu było zbadanie możliwości przerobu<br />

krajowej, surowej rudy sfalerytowej przy zastosowaniu bioługowania i odpowiedź na pytanie,<br />

w jakim stopniu alkaliczne składniki mają wpływ na wydajność ekstrakcji metali z rudy.<br />

W doświadczeniach użyto mieszanej kultury bakterii Acidithiobacillus ferrooxidans oraz Acidithiobacillus<br />

thiooxidans, wyizolowanych ze środowiska odpadów cynkowych, co powinno<br />

umożliwić osiągnięcie większego uzysku metali z rudy sfalerytowej [Pacholewska 2003].<br />

2. MATERIAŁY I METODYKA<br />

Surowce. Do badań użyto surowej rudy sfalerytowej, siarczkowej cynkowo-ołowiowej,<br />

pochodzącej z kopalni „Olkusz-Pomorzany”. Skład chemiczny rudy określony po zmieleniu<br />

wynosił (%mas. L): Zn – 4,69; Pb – 1,09; Fe – 6,70; S s<br />

– 7,95; Ca – 20,70; Mg – 7,72. Ruda<br />

występowała w postaci kruchej w ziarnach od 0,1 do 35 mm.<br />

Bakterie. Do badań użyto bakterie z gatunku Acidithiobacillus ferrooxidans szczep<br />

SB1, posiadające zdolność utleniania związków żelaza (II) oraz siarki zredukowanej, które<br />

zostały wyizolowane z powierzchniowej warstwy składowiska odpadów poflotacyjnych rud<br />

Zn-Pb w ZGH „Bolesław”. Bakterie hodowano w roztworach pożywki Silvermana/ Lundgrena<br />

9K (S/L), o składzie: (NH 4<br />

)SO 4<br />

– 3,0; KCl – 0,1; MgSO 4·7H 2<br />

O – 0,5; Ca(NO 3<br />

) 2<br />

– 0,01;<br />

K 2<br />

HPO 4<br />

– 0,5, FeSO 4·7H 2<br />

O – 44,3, stężenie początkowe Fe(II) – 9,0 g/dm 3 . Ponadto stosowano<br />

bakterie z gatunku Acidithiobacillus thiooxidans szczep WC1, wyizolowane z odpadów<br />

wód kwaśnych, ze składowisk odpadów cynkowych z HMN „Szopienice”.<br />

Bakterie siarkowe hodowano w pożywce Waksmana/Joffe, o składzie w g/dm 3 : (NH 4<br />

)<br />

SO 4<br />

– 0,2; KH 2<br />

PO 4<br />

– 3,0; MgSO 4·7H 2<br />

O – 0,5; CaCl 2·6H 2<br />

O – 0,025; FeSO 4·7H 2<br />

O – ślad, siarka<br />

– 10; pH pocz. – 4,0. Hodowle bakterii były prowadzone w temperaturze 20–22 0 C, w kolbach<br />

Erlenmeyera o pojemności 300 cm 3 , zawierającej 100 cm 3 płynnej pożywki i 2 cm 3 zaszczepu<br />

bakterii. Roztwory mieszano wytrząsarką laboratoryjną.<br />

Roztwory ługujące. Rudę poddano wstępnej neutralizacji (24 godz.) przy zastosowaniu<br />

roztworów kwasu H 2<br />

SO 4,<br />

którego zużycie w przeliczeniu na czysty składnik H 2<br />

SO 4<br />

wynosiło<br />

22,5 g/dm 3 . W próbach mikrobiologicznych roztwory po ługowaniu wstępnym i rudę<br />

zaszczepiano bakteriami oraz uzupełniano składnikami pożywki S/L. Do roztworów ługujących<br />

dodawano zaszczep bakterii (ok.10 7 bakterii/1cm 3 ) o objętości 100 cm 3 hodowli A. ferrooxidans<br />

oraz 20 cm 3 hodowli A. thiooxidans. W próbach chemicznych (sterylnych) roztwory<br />

po ługowaniu wstępnym uzupełniano o związki żelaza (III) w postaci Fe 2<br />

(SO 4<br />

) 3·7H 2<br />

O<br />

i kierowano do chemicznego etapu. Stężenie początkowe Fe(III) wynosiło 9,0 g/dm 3 .<br />

Urządzenia i aparatura. Doświadczenia były przeprowadzane w reaktorze kolumnowym<br />

wykonanym z pleksiglasu w postaci rury o dł. 1000 mm i średnicy wewnętrznej <strong>40</strong> mm. Kolumna<br />

została wypełniona rudą sfalerytową o masie 555 g na warstwie podtrzymującej z piasku – 105 g.<br />

624

podtrzymującej z piasku – 105g.<br />

Niekorzystny wpływ jonów magnezu (mg 2+ ) na mikrobiologiczne ługowanie surowej rudy...<br />

Rys. 1. Schemat aparatury: 1 – kolumna, 2 – pompa perystaltyczna, 3 – zbiornik przelewowy,<br />

Rys. 1. Schemat aparatury. 1-kolumna, 2-pompa perystaltyczna, 3-zbiornik przelewowy, 4-sprężarka<br />

4 – sprężarka<br />

Fig. 1. Schematic of the column reaktor. (1) column, 2-peristaltic pump, 3-solution reservoir, 4-air compressor<br />

Fig. 1. Schematic of the column reaktor: 1 – column, 2 – peristaltic pump, 3 – solution reservoir,<br />

4 – air compressor<br />

Wysokość warstwy stałej materiału wynosiła <strong>40</strong>0 mm. Kolumna była zaopatrywana<br />

roztworem ługującym od dołu przy użyciu pompy perystaltycznej z prędkością 10dm 3 /godz.,<br />

Wysokość warstwy stałej materiału wynosiła <strong>40</strong>0 mm. Kolumna była zaopatrywana roztworem<br />

ługującym od dołu przy użyciu pompy perystaltycznej z prędkością 10 dm 3 /godz., który<br />

następnie odbierano u góry i kierowano do zbiornika przelewowego o pojemności 5 dm 3 .<br />

który następnie odbierano u góry i kierowano do zbiornika przelewowego o pojemności 5dm 3 .<br />

Objętość roztworu w obiegu wynosiła 2dm 3 . Doświadczenia wykonywano przy temperaturze<br />

Objętość roztworu w obiegu wynosiła 2 dm 3 . Doświadczenia wykonywano przy temperaturze<br />

otoczenia 20–22 0 C. W zbiorniku przelewowym stosowano napowietrzanie roztworu za<br />

otoczenia 2022 0 C. W zbiorniku przelewowym stosowano napowietrzanie roztworu za<br />

pomocą sprężarki oraz dokonywano pomiarów pH, a także potencjału utleniająco-redukcyjnego<br />

Eh za pomocą elektrod Pt-Ag/AgCl.<br />

pomocą sprężarki oraz dokonywano pomiarów pH, a także<br />

Pomiary prowadzono przy pH od 1,8 do 2,0 i korygowano odchylenia dodatkiem roztworu<br />

3 M H 2<br />

SO 4<br />

. Zmiany stężenia składników roztworu analizowano przez pobranie próbki<br />

potencjału utleniającoredukcyjnego<br />

Eh za pomocą elektrod Pt-Ag/AgCl. Pomiary prowadzono przy pH od 1,8 do<br />

2,0 i korygowano odchylenia dodatkiem roztworu 3M H 2 SO 4 . Zmiany stężenia składników<br />

roztworu ze zbiornika przelewowego. Stężenie Fe(II) i Fe(III) analizowano metodą kompleksometryczną,<br />

przy użyciu jako wskaźnika kwasu sulfosalicylowego. Zawartość Zn, Fe og.<br />

,<br />

Cd, Mg, Pb, Ca poddano analizie metodą AAS.<br />

roztworu analizowano przez pobranie próbki roztworu ze zbiornika przelewowego. Stężenie<br />

Schemat aparatury przedstawiono na rysunku 1.<br />

Fe(II) i Fe(III) analizowano metodą kompleksometryczną przy użyciu jako wskaźnika kwasu<br />

3. WYNIKI<br />

sulfosalicylowego. Zawartość Zn, Fe og ., Cd, Mg, Pb, Ca poddano analizie metodą AAS.<br />

Schemat aparatury przedstawiono na rysunku 1.<br />

Zmiana stężenia Fe(II) i Fe(III) w czasie. Na rysunku 2 zestawiono zmiany stężenia<br />

żelaza Fe(II) i Fe(III) podczas ługowania chemicznego i bakteryjnego w kolumnie.<br />

Stwierdzono, że:<br />

3. WYNIKI<br />

● w próbie ługowania chemicznego występował ciągły spadek stężenia utleniacza -<br />

Zmiana Fe(III) stężenia i towarzyszący Fe(II) i temu Fe(III) wzrost w czasie. Fe(II), związany Na rysunku ze zużyciem 2 zestawiono utleniacza zmiany w proce- stężenia<br />

żelaza Fe(II) i Fe(III) podczas ługowania chemicznego i bakteryjnego w kolumnie.<br />

625<br />

Stwierdzono, że:

• w próbie ługowania chemicznego występował ciągły spadek stężenia utleniacza <br />

Fe(III) i towarzyszący temu wzrost Fe(II), związany ze zużyciem utleniacza w<br />

Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej<br />

procesach roztwarzania rudy; wskazywało to na małą możliwości regeneracji<br />

związków Fe(III) na etapie chemicznego ługowania, ponieważ wpływ tlenu powietrza<br />

sach roztwarzania rudy; wskazywało to na małą możliwości regeneracji związków Few<br />

(III) procesie na etapie samorzutnego chemicznego ługowania, utleniania ponieważ jonu Fe(II) wpływ tlenu był nieznaczny z powietrza w w procesie środowisku<br />

kwaśnym, samorzutnego pH

Niekorzystny wpływ jonów magnezu (mg 2+ ) na mikrobiologiczne ługowanie surowej rudy...<br />

a<br />

b<br />

Rys. 3. Zmiana potencjału Eh w czasie: a – ługowania chemicznego i b – ługowania bakteryjnego<br />

w kolumnie<br />

Fig. 3. Changes in the Eh during: a – chemical leaching and b – microbial leaching in column<br />

Stopień wyługowania metali do roztworu. Na rysunku 4 przedstawiono porównanie<br />

wydajności wyługowania z rudy metali: Fe og<br />

, Zn, Mg, Pb, Cd, Ca, do roztworu po 300<br />

godzinach ługowania mikrobiologicznego oraz chemicznego. Stwierdzono niższą wydajność<br />

w procesie ługowania bakteryjnego w porównaniu z procesem ługowania chemicznego<br />

przy udziale utleniacza Fe 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

. Przykładowo wydajność ługowania cynku wynosiła<br />

2,50% w ługowaniu bakteryjnym i 4,82% w ługowaniu chemicznym.<br />

Na przebieg takiego procesu ługowania rudy mogło wpłynąć wiele przyczyn. Jedną<br />

z nich mogła być obecność zasadowych składników rudy (związki Mg, Ca), które doprowadziły<br />

do miejscowej alkalizacji roztworu, wzrost wartości pH i strącania trudno rozpuszczalnych<br />

związków żelaza(III) – jarosytów [Ojumu i in. 2008].<br />

Rys. 4. Stopień wyługowania metali w % podczas ługowania bakteryjnego i chemicznego rudy<br />

sfalerytowej w kolumnie<br />

Fig. 4. The % metals extraction from sphalerite ore during bioleaching and chemical leaching in column<br />

627

Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej<br />

Aktywność metaboliczna bakterii mogła być ograniczana przez spadek transportu roztworu<br />

ługującego, wywołany obecnością siarki – produktu utleniania sfalerytu ZnS [Sand<br />

i in. 2001], związków wapnia: CaSO 4·2H 2<br />

O [Simon i in. 2005] na powierzchni ziaren rudy,<br />

zmianą lepkości roztworu wzbogaconego o związki Ca i Mg, a także wysokim udziałem fazy<br />

stałej do fazy ciekłej - 1: 4 [Ojumu i in. 2008].<br />

W celu wyjaśnienia wpływu związków magnezu na zdolność utleniania związków Fe(II)<br />

przez bakterie Acidithiobacillus ferrooxidans przeprowadzono doświadczenia w pożywce<br />

S/L wzbogaconej o MgSO 4<br />

, symulujące bioługowanie w obecności alkalicznej skały płonnej.<br />

Wpływ jonów magnezu Mg 2+ . Bakterie z gatunku A.ferrooxidans, szczep SB1 były hodowane<br />

w roztworach pożywki bakteryjnej (S/L) z podwyższoną zawartością MgSO 4<br />

. Stosowano<br />

następujące układy badawcze:<br />

● próby kontrolne bez dodatku bakterii (sterylne) - standardowa pożywka S/L z dodatkiem<br />

MgSO 4·7H 2<br />

O w ilości 0,5 g (oznaczenie KM 1-2);<br />

● próby mikrobiologiczne - standardowa pożywka S/L z dodatkiem MgSO 4·7H 2<br />

O –<br />

0,5 g oraz zaszczepu bakterii (oznaczenie KM 3-4); próby mikrobiologiczne - pożywka<br />

S/L z podwyższonym dodatkiem MgSO 4·7H 2<br />

O w przeliczeniu na Mg 2+ 5; 10; 15; 20, 25<br />

Fe(III) oraz zmiany potencjału Eh; wyniki przedstawiono na rys.56. i zestawiono w<br />

g/dm 3 z dodatkiem zaszczepu bakterii (odpowiednie oznaczenie KM 5–6; KM 7–8; KM<br />

tabeli 9–10; 1. KM 11–12; KM 13–14); badania prowadzono metodą okresową w bioreaktorach<br />

szklanych w czasie 9 dni, rejestrując zmiany stężenia Fe (II) i Fe(III) oraz zmiany potencjału<br />

Eh; wyniki przedstawiono na rysunkach 5-6 i zestawiono w tabeli 1.<br />

Stężenie Fe(II) (g/dm 3 )<br />

10<br />

9<br />

8<br />

7<br />

6<br />

5<br />

4<br />

3<br />

2<br />

1<br />

0<br />

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10<br />

Czas, doby<br />

KM/1-2<br />

KM/3-4<br />

KM/5-6<br />

KM/7-8<br />

KM/9-10<br />

KM/11-12<br />

KM/13-14<br />

Rys. 5. Wpływ Rys. 5. obecności Wpływ Mg obecności 2+ (w g/dm 3 )w Mg pożywce 2+ (w g/dm S/L na 3 ) zdolność w pożywce utleniania S/L Fe(II) na zdolność przez A. ferrooxidans. utleniania Legenda: Fe(II) KM1-2 przez A.<br />

sterylna(0,5); KM3-4 standardowa(0,5); KM5-6 (5,0); KM7-8(10); KM9-10(15);KM11-12(20); KM13-14(25)<br />

ferrooxidans. Legenda: KM1-2 sterylna (0,5); KM3-4 standardowa (0,5); KM5-6 (5,0);<br />

Fig. 5. Effect of addition of Mg(II) in S/L medium on the Fe(II) oxidation ability by A.ferrooxidans. Legend:KM1-2 sterile(0,5); KM3-4<br />

standard(0,5); KM5-6 KM7-8 (5,0);(10); KM7-8(10); KM9-10 KM9-10(15);KM11-12(20); (15); KM11-12 (20); KM13-14(25) KM13-14 (25)<br />

Fig. 5. Effect of addition of Mg(II) in S/L medium on the Fe(II) oxidation ability by A.ferrooxidans.<br />

Legend:KM1-2 sterile (0,5); KM3-4 standard(0,5); KM5-6 (5,0); KM7-8 (10); KM9-10 (15);<br />

Tabela 1. Szybkość utleniania Fe(II), średnia Vśr. i maksymalna Vmax., przez bakterie A. ferrooxidans w obecności Mg 2+ (9 dni)<br />

KM11-12 (20); KM13-14 (25)<br />

Table 1. The average rate of oxidation of Fe(II) – Vśr. and Vmax. by bacteria A. ferrooxidans in the presence of Mg 2+ (9 days)<br />

628<br />

Objaśnienia: *Spadek Fe(II) w mg/dm 3 h = różnica stężenia Fe(II) w ciągu 24h/24h;

7<br />

KM/3-4<br />

6<br />

KM/5-6<br />

5<br />

KM/7-8<br />

Niekorzystny wpływ jonów 4 magnezu (mg 2+ ) na mikrobiologiczne<br />

KM/9-10<br />

ługowanie surowej rudy...<br />

3<br />

KM/11-12<br />

2<br />

KM/13-14<br />

1<br />

Tabela 1. Szybkość utleniania Fe(II), średnia - Vśr. i maksymalna - Vmax., przez bakterie A. ferrooxidans<br />

w obecności 0 1 Mg 2 2+ 3 (9 4 dni) 5 6 7 8 9 10<br />

0<br />

Table 1. The average rate of oxidation Czas, of Fe(II) doby – Vśr. and Vmax. by bacteria A. ferrooxidans in<br />

Stężenie Fe(II) (g<br />

the presence of Mg2+ (9 days)<br />

Rys. 5. Wpływ obecności Mg 2+ (w g/dm 3 )w pożywce S/L na zdolność utleniania Fe(II) przez A. ferrooxidans. Legenda: KM1-2<br />

sterylna(0,5); KM3-4 standardowa(0,5); KM5-6 (5,0); KM7-8(10); KM9-10(15);KM11-12(20); KM13-14(25)<br />

Spadek Fe(II)*<br />

Wzrost Fe(III)**<br />

Fig. 5. Symbol Effect of addition of Dodatek Mg(II) in S/L Mg(II) medium on the Fe(II) D↓ oxidation Fe(II) [mg/dm ability by 3·h] A.ferrooxidans. Legend:KM1-2 D Fe(III) [mg/dm sterile(0,5); 3·h] KM3-4<br />

standard(0,5); próbyKM5-6 do (5,0); pożywki KM7-8(10); S/L KM9-10(15);KM11-12(20); [g/dm 3 ]<br />

KM13-14(25)<br />

V śr<br />

V max<br />

V śr<br />

V max<br />

KM /1-2 kontrolna-sterylna 0,01 0,02 0,01 0,03<br />

Tabela 1. Szybkość utleniania Fe(II), średnia Vśr. i maksymalna Vmax., przez bakterie A. ferrooxidans w obecności Mg 2+ (9 dni)<br />

KM /3-4 standard 9K 1,10 2,66 0,84 2,44<br />

Table 1. The average rate of oxidation of Fe(II) – Vśr. and Vmax. by bacteria A. ferrooxidans in the presence of Mg 2+ (9 days)<br />

KM /5-6 5 1,06 2,75 0,76 2,86<br />

KM /7-8 10 0,99 3,15 0,74 1,71<br />

KM /9-10 15 0,43 2,03 0,<strong>40</strong> 0,77<br />

KM /11-12 20 0,08 0,21 0,08 0,22<br />

KM /13-14 25 0,03 0,14 0,05 0,22<br />

Objaśnienia: *Spadek Fe(II) w mg/dm 3 h = różnica stężenia Fe(II) w ciągu 24h/24h;<br />

**Wzrost Fe(III) w mg/dm3h = różnica stężenia Fe(III) w ciągu 24h/24h.<br />

Objaśnienia: *Spadek Fe(II) w mg/dm 3·h = różnica stężenia Fe(II) w ciągu 24h/24h; **Wzrost Fe(III)<br />

w mg/dm 3·h = różnica stężenia Fe(III) w ciągu 24h/24h.<br />

Eh, mV<br />

650<br />

600<br />

550<br />

500<br />

450<br />

<strong>40</strong>0<br />

350<br />

300<br />

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10<br />

Czas, doby<br />

KM/1-2<br />

KM/3-4<br />

KM/5-6<br />

KM/7-8<br />

KM/9-10<br />

KM/11-12<br />

KM/13-14<br />

Rys. 6. Zmiana potencjału Eh w pożywce S/L z dodatkiem MgSO 4<br />

. w obecności A.ferroxidans.<br />

Rys. 6. Zmiana potencjału Eh w pożywce S/L z dodatkiem MgSO 4. w obecności A.ferroxidans. Opisy jak na Rys.5<br />

Opisy jak na rys.5<br />

Fig. 6. Changes in the Eh in the S/L medium with addition of MgSO 4 in the presence of A.ferrooxidans .Legend – Fig.5<br />

Fig. 6. Changes in the Eh in the S/L medium with addition of MgSO 4<br />

in the presence of<br />

A.ferrooxidans. Legend – Fig. 5<br />

Wyniki przedstawione na rysunkach 5 i 6 oraz w tabeli 1 potwierdziły, że magnez, który<br />

należy do pierwiastków sprzyjających aktywności metabolicznej, w warunkach podwyższonego<br />

stężenia wywiera działanie niekorzystne i doprowadza do stopniowego spadku zdolności<br />

utleniania Fe(II) przez bakterie Acidithiobacillus ferrooxidans. Stwierdzono, że:<br />

● związki Fe(II) utleniały się najszybciej w próbie KM 3-4, gdzie ilość jonów Mg 2+ odpowiadała<br />

standardowej zawartości w pożywce S/L; w próbach, gdzie stosowano największy<br />

dodatek Mg 2+ (KM 13-14), utlenienie związków Fe(II) zachodziło w nieznacznym stopniu,<br />

zbliżonym do prób sterylnych;<br />

629

Małgorzata Pacholewska, Kamil Madej<br />

●<br />

●<br />

średnia szybkość utleniania bakteryjnego w standardowych roztworach pożywki S/L<br />

wynosiła 1,10 oraz 1,06 mg/dm 3 /h (5 g/dm 3 Mg 2+ ), w roztworach natomiast z dodatkiem<br />

Mg 2+ w ilości 25 g/dm 3 szybkość wynosiła 0,03 g/dm 3·h;<br />

analiza zmian potencjału Eh podczas bioutleniania Fe(II) wykazała, że zawartość<br />

związków magnezu w roztworze do 10,0 g/dm 3 nie wywierała znaczącego wpływu na<br />

wartość potencjału; potencjał kształtował się na poziomie ok. 600 mV, przy zawartości<br />

powyżej 10 g/dm 3 potencjał Eh zmniejszył się do 350-420 mV, co świadczyło o inhibitowaniu<br />

reakcji utleniania Fe(II).<br />

4. WNIOSKI<br />

Na podstawie badań prowadzonych metodą ciągłą w kolumnie stwierdzono, że wydajność<br />

ługowania chemicznego rudy siarczkowej cynkowo-ołowiowej z udziałem Fe 2<br />

(SO 4<br />

) 3<br />

jako chemicznego utleniacza w ciągu 300 godzin ługowania była bardziej efektywna w porównaniu<br />

z wydajnością bioługowania przy udziale bakterii z gatunku Acidithiobacillus ferrooxidans<br />

oraz Acidithiobacillus thiooxidans i zastosowaniu jako roztworu ługującego pożywki<br />

bakteryjnej na bazie FeSO 4.<br />

W próbach nad aktywnością bakterii Acidithiobacillus ferrooxidans prowadzonych<br />

metodą hodowli okresowej w roztworach syntetycznej pożywki S/L z podwyższoną zawartością<br />

Mg 2+ , symulujących warunki bioługowania rudy sfalerytowej, stwierdzono niekorzystny<br />

wpływ dużej ilości, >10 g/dm 3 MgSO 4<br />

na zdolność bakterii do utleniania Fe(II)<br />

do Fe(III).<br />

Stwierdzono, że obecność alkalicznej skały płonnej zawierającej związki Mg i Ca, towarzyszącej<br />

rudzie sfalerytowej może ograniczać aktywność metaboliczną bakterii Acidithiobacillus<br />

ferrooxidans, co skutkuje ograniczeniem w rozwoju kwaśnych odcieków zanieczyszczonych<br />

metalami ciężkimi.<br />

Praca została sfinansowana w ramach funduszy na naukę w latach 2007-2010 z projektu<br />

badawczego zamawianego PBZ-MNiSW-3/3/2006: Nowoczesne technologie<br />

oraz zaawansowane materiały i wyroby w zrównoważonym rozwoju przemysłu metali<br />

nieżelaznych.<br />

piśmiennictwo<br />

Cabrera G., GomezJ.M. Cantero D. 2005. Kinetic study of ferrous sulphate oxidation<br />

of Acidithiobacilus ferrooxidans in the presence of heavy metal ions. Enzyme and Microbial<br />

Technology t.16: 301-306.<br />

Hong-mei li, Jia-un Ke. 2001. Influence of Ni 2+ and Mg 2+ of the growth and activity of<br />

Cu 2+ adapted Thiobacillus ferrooxidans. Hydrometallurgy t.61: 151-156.<br />

630

Niekorzystny wpływ jonów magnezu (mg 2+ ) na mikrobiologiczne ługowanie surowej rudy...<br />

Mousavi S.M., Jafari A., Yagmaei S., Vossoughi M., Roostaazad R. 2006. Bioleaching<br />

of low-grad sphalerite using a column reactor. Hydrometallurgy t. 82: 75-82.<br />

Ojumu T.V., Petersen J., Hansford G.S. 2008.The effect of dissolved cation on microbial<br />

ferrous-iron oxidation by Leptospirillum ferriphilium in continuous culture. Hydrometallurgy<br />

t. 94: 69-76.<br />

Pacholewska M. 2003. Microbial leaching of blende flotation concentrate using Acidithiobacillus<br />

ferrooxidans and Acidithiobacillus thiooxidans. Physicochemical Problems<br />

of Mineral Processing t. 37, 57-68.<br />

Simon M., Kartin F., Garcia I., Bouza P., Dorrosoro C., Aguilar J. 2005. Interaction<br />

of limestone grains and acidic solutions from the oxidation of pyrite tailings. Environmental<br />

Pollution t. 135: 65-72.<br />

Sand W., Gehrke T., Jozsa P.G., Schippers A. 2001. ((Bio)chemistry of bacterial<br />

leaching-direct vs.indirect bioleaching. Hydrometallurgy t. 59: 159-175.<br />

Singer P.C., Stumm W. 1970. Acidic mine drainage: the rate determining step. Science<br />

t. 167: 1121-1123.<br />

631

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Katarzyna Bojarska*, Zbigniew Bzowski*<br />

Monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów<br />

komunalnych w Zakopanem<br />

Environmental Monitoring in the Area of Municipal Waste<br />

Dump in Zakopane<br />

Słowa kluczowe: monitoring, składowisko, odpady komunalne.<br />

Key words: monitoring, dump, municipal wastes.<br />

Results of environmental monitoring performed in the years 2003–2008 in the area of municipal<br />

waste dump in Zakopane are presented in the paper. Monitoring included the environment<br />

in the neighbourhood of two sections of this dump used in the past and at present.<br />

Monitoring tests showed that waste cumulation has an effect on the Quaternary water quality<br />

that occurs shallowly in this region.<br />

Greater influence on water quality was observed in the neighbourhood of an old section.<br />

It may results from its imperfect construction according to environmental protection regulation.<br />

Groundwater monitoring showed small influence of both water flowing through the dump<br />

and underground water drainage on the water quality in the Orawcowy Stream that flows<br />

near the dump. The municipal wastes are the emission source of gases such as methane,<br />

carbon dioxide, hydrogen sulphite, ammonia, but they influence the air quality of this area in<br />

a very small degree. The municipal wastes are also almost of no acoustic burdensome and<br />

have no influence on soil contamination as well.<br />

1. Wprowadzenie<br />

Zakopane należy do najbardziej znanych miejscowości turystycznych Polski. Co roku,<br />

szczególnie latem i zimą, przyciąga ogromną liczbę turystów i wczasowiczów. W okresie<br />

wzmożonego ruchu turystów następuje gwałtowny przyrost powstających odpadów komu-<br />

* Dr inż. Katarzyna Bojarska, dr Zbigniew Bzowski - Zakład Monitoringu Środowiska, Główny<br />

<strong>Instytut</strong> Górnictwa, Pl. Gwarków 1, <strong>40</strong>-166 Katowice; tel.: 32 259 22 80;<br />

e-mail: k.bojarska@gig.katowice.pl<br />

632

Monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów komunalnych w Zakopanem<br />

nalnych. Odpady te są unieszkodliwiane w Zakładzie Unieszkodliwiania Odpadów Komunalnych<br />

(ZUOK) „Zoniówka”, gdzie po przeprowadzeniu odzysku na linii segregacji pozostałe<br />

odpady umieszcza się na kwaterze składowiska. Składowisko jest objęte monitoringiem,<br />

zgodnie z pozwoleniem zintegrowanym dla instalacji oraz rozporządzeniem Ministra Środowiska<br />

w sprawie zakresu, czasu, sposobu oraz warunków prowadzenia monitoringu składowisk<br />

odpadów [2002].<br />

2. Charakterystyka składowiska i warunki geologiczne<br />

Teren ZUOK „Zoniówka” zajmuje obszar ok. 22 ha. Składowisko jest zlokalizowane<br />

w granicach administracyjnych Zakopanego, w dzielnicy Zoniówka. Położone jest na zboczu<br />

górskim, rozciętym erozyjną doliną związaną z Orawcowym Potokiem, między osadami<br />

Gawlaki od strony południowo-zachodniej, Hrube Niżne od strony południowej oraz Zoniówka<br />

od strony północno-wschodniej (rys. 1). Składowisko znajduje się ok. 55 m poniżej<br />

grzbietu Olczańskiego Wierchu i jest to najwyżej położony obiekt tego typu w Polsce. Wysokości<br />

terenu w obrębie składowiska kształtują się w granicach 843–888 m n.p.m.<br />

Rys. 1. Lokalizacja ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

Fig. 1. Localization of ZUOK „Zoniowka” in Zakopane<br />

Podłoże terenu budują czwartorzędowe szare gliny, miejscami z warstwami szarobrązowego<br />

pyłu. Utwory te o miąższości od ok. 0,5 do ponad 3,0 m zalegają na trzeciorzędowych<br />

ciemnoszarych łupkach piaszczystych i ilastych fliszu karpackiego.<br />

Na omawianym terenie stwierdzono występowanie w obrębie utworów czwartorzędowych<br />

płytkich wód podziemnych (gruntowych) o zwierciadle swobodnym, miejscami powiązanych<br />

z przypowierzchniowymi wodami, szczelinowo-porowych, występujących w obrębie<br />

trzeciorzędowych piaskowców stanowiących przewarstwienia w paleogeńskich łupkach fliszu<br />

podhalańskiego. Wody tego poziomu nie są gospodarczo wykorzystywane, a dla monitoringu<br />

wpływu składowiska na ich jakość, ujęte piezometrami. Piezometry P-1, P-5, P-6<br />

633

h administracyjnych Zakopanego, w dzielnicy Zoniówka. Położone jest na zboczu<br />

rozciętym erozyjną doliną związaną z Orawcowym Potokiem, między osadami<br />

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski<br />

od strony południowo-zachodniej, Hrube Niżne od strony południowej oraz<br />

od strony północno-wschodniej (rys. 1). Składowisko znajduje się ok. 55m poniżej<br />

i P-7 znajdują się w strefie napływu (zasilania) wód podziemnych, a pozostałe na odpływie<br />

lczańskiego tych Wierchu wód przed i jest drenującym to najwyżej teren położony Orawcowym obiekt Potokiem tego typu (rys. w 2). Polsce. Na potoku tym dla monitoringu<br />

składowiska jego wód wyznaczono kształtują się punkty w granicach WP-1 i 843 WP-3 – 888 (rys. m 2). i terenu w obrębie npm.<br />

acja ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

tion of ZUOK „Zoniowka” in Zakopane<br />

monitoringu wód podziemnych (piezometry),<br />

ych i gazów<br />

oring points of underground water (wells)<br />

nd gases<br />

Rys. 2. Punkty monitoringu wód podziemnych (piezometry), powierzchniowych i gazów<br />

2<br />

Fig. 2. Monitoring points of underground water (wells) ground water, and gases<br />

3. Zakres i wyniki badań<br />

3.1. Zakres badań<br />

W latach 2003–2008 prowadzono monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów<br />

komunalnych ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem w pobliżu kolejno eksploatowanych dwóch<br />

kwater:<br />

● kwatery (I) obecnie zrekultywowanej<br />

oraz<br />

● kwatery (II) już zamkniętej i przygotowywanej do rekultywacji.<br />

634

Monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów komunalnych w Zakopanem<br />

Monitoring obejmował takie elementy, jak:<br />

● wody podziemne i powierzchniowe,<br />

● gazy składowiskowe,<br />

● powietrze,<br />

● • gleby, obecność azotu amonowego i azotanowego oraz wyższe stężenie ogólnego węgla<br />

● strukturę gromadzonych odpadów.<br />

organicznego (OWO).<br />

Zmiany zasolenia w okresie monitoringu, mierzone przewodnością właściwą w<br />

3.2. Wody podziemne<br />

monitorowanych czwartorzędowych wodach podziemnych, przedstawiono na rysunkach 4 i 5.<br />

Rysunek Wyniki 4 przedstawia prowadzonego zmiany monitoringu jakości w wód latach w rejonie 2003-2008 starej, wskazują, zrekultywowanej że czwartorzędowe kwatery, w<br />

porównaniu wody podziemne jakości w rejonie wód napływających składowiska odpadów (piezometr komunalnych P-5) do jakości ZUOK „Zoniówka” wód odpływających w Zakopanem<br />

charakteryzuje zmienny odczyn. Przykładowo, na napływie wód w piezometrze P-1<br />

(piezometr P-2), natomiast w rejonie obecnie zamkniętej kwatery I porównano zasolenie wód<br />

obserwowano dwuzakresową zmienność pH, co prawdopodobnie nie wynika z oddziaływania<br />

składowiska, ale z użytkowania gruntów poza terenem składowiska. Wody podziemne<br />

na napływie (piezometr P-7) oraz na odpływie (piezometry P-9 i P-10), (rys. 5). W obu<br />

wypadkach w rejonie odpływu uwidacznia ze składowiska się dynamika (piezometr zmian P-2) zasolenia wykazują wód natomiast przy czym prawie przeprowadzona<br />

jednostajną<br />

rekultywacja stopniową alkalizację starszej (rys. kwatery 3). doprowadziła do znacznego ograniczenia wpływu<br />

zeskładowanych odpadów na wody podziemne.<br />

Rys. 3. Wyniki monitoringu pH wód podziemnych na napływie (P-1) i odpływie (P-2) z rejonu składowiska ZUOK „Zoniówka” w<br />

Rys. 3. Wyniki monitoringu pH wód podziemnych na napływie (P-1) i odpływie (P-2) z rejonu<br />

Zakopanem<br />

Fig. 3. Monitoring results of underground water pH values on the inflow (P-1) and on the outlet (P-2) in the area of ZUOK “Zoniowka” in<br />

Zakopane<br />

składowiska ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

Fig. 3. Monitoring results of underground water pH values on the inflow (P-1) and on the outlet<br />

(P-2) in the area of ZUOK “Zoniowka” in Zakopane<br />

635

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski<br />

Wśród czynników, których występowanie w badanych wodach podziemnych może być<br />

związane ze składowiskiem odpadów komunalnych, w rejonie składowiska stwierdzono:<br />

● podwyższone zasolenie (przewodność właściwa),<br />

● obecność azotu amonowego i azotanowego oraz wyższe stężenie ogólnego węgla organicznego<br />

(OWO).<br />

Zmiany zasolenia w okresie monitoringu, mierzone przewodnością właściwą w monitorowanych<br />

czwartorzędowych wodach podziemnych, przedstawiono na rysunkach 4 i 5.<br />

Na rysunku 4 przedstawiono zmiany jakości wód w rejonie starej, zrekultywowanej kwatery,<br />

w porównaniu jakości wód napływających (piezometr P-5) do jakości wód odpływających<br />

(piezometr P-2). W rejonie obecnie zamkniętej kwatery I porównano natomiast zasolenie<br />

wód na napływie (piezometr P-7) oraz na odpływie (piezometry P-9 i P-10; rys. 5). W obu<br />

wypadkach uwidacznia się dynamika zmian zasolenia wód, przy czym przeprowadzona rekultywacja<br />

starszej kwatery doprowadziła do znacznego ograniczenia wpływu zeskładowanych<br />

odpadów na wody podziemne.<br />

Rys. 4. Wyniki monitoringu przewodności właściwej (zasolenia) wód podziemnych na napływie (P-5) i odpływie (P-2) w rejonie najstarszej<br />

Rys. 4. Wyniki monitoringu przewodności właściwej (zasolenia) wód podziemnych na napływie<br />

zrekultywowanej kwatery składowiska ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

(P-5) i odpływie (P-2) w rejonie najstarszej zrekultywowanej kwatery składowiska ZUOK<br />

Fig. 4. Monitoring results of underground water electrical conductivity (salinity) on the inflow (P-5) and on the outlet (P-2) in the area of the<br />

„Zoniówka” w Zakopanem<br />

oldest reclamated part of ZUOK “Zoniowka” in Zakopane<br />

Fig. 4. Monitoring results of underground water electrical conductivity (salinity) on the inflow (P-<br />

5) and on the outlet (P-2) in the area of the oldest reclamated part of ZUOK “Zoniowka”<br />

in Zakopane<br />

636

Rys. 4. Wyniki monitoringu przewodności właściwej (zasolenia) wód podziemnych na napływie (P-5) i odpływie (P-2) w rejonie najstarszej<br />

zrekultywowanej kwatery składowiska ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

Monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów komunalnych w Zakopanem<br />

Fig. 4. Monitoring results of underground water electrical conductivity (salinity) on the inflow (P-5) and on the outlet (P-2) in the area of the<br />

oldest reclamated part of ZUOK “Zoniowka” in Zakopane<br />

Rys. 5. Wyniki monitoringu przewodności właściwej (zasolenia) wód podziemnych na napływie<br />

Rys. 5. Wyniki monitoringu przewodności właściwej (zasolenia) wód podziemnych na napływie (P-7) i odpływie (P-9 i P-10) w rejonie<br />

(P-7) i odpływie (P-9 i P-10) w rejonie zamkniętej kwatery składowiska ZUOK „Zoniówka”<br />

zamkniętej kwatery składowiska ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

w Zakopanem<br />

Fig. 5. Monitoring results of underground water electrical conductivity (salinity) on the inflow (P-7) and on the outlet (P-9 and P-10) in the<br />

area of the closed part of ZUOK “Zoniowka” in Zakopane<br />

Fig. 5. Monitoring results of underground water electrical conductivity (salinity) on the inflow (P-<br />

7) and on the outlet (P-9 and P-10) in the area of the closed part of ZUOK “Zoniowka” in<br />

Zakopane<br />

5<br />

Z przedstawionej analizy zmian składu czwartorzędowych wód podziemnych w rejonie<br />

składowiska odpadów komunalnych wynika, że składowisko to wpływa na jakość wód podziemnych<br />

w najpłytszym poziomie wodonośnym. Poziom ten nie jest użytkowany, ale ze<br />

względu na występowanie drenażu tych wód przez przepływający w pobliżu potok możliwa<br />

jest kontaminacja wód tego potoku.<br />

3.3. Wody powierzchniowe<br />

Trudno jest jednoznacznie ocenić wpływ składowiska na wody Orawcowego Potoku.<br />

W czasie prowadzonego monitoringu (lata 2003-2008) w wodach tego potoku stwierdzano<br />

obecność azotu amonowego i azotanowego oraz węgla organicznego (OWO), ale najlepszym<br />

miernikiem zmian są pomiary zasolenia, oznaczonego jako przewodność właściwa.<br />

Monitoring zasolenia wód Orawcowego Potoku, w punkcie na napływie (WP-1) oraz na odpływie<br />

(WP-3), przedstawiono na rysunku 6.<br />

637

obecność azotu amonowego i azotanowego oraz węgla organicznego (OWO), ale najlepszym<br />

miernikiem zmian są pomiary zasolenia, oznaczonego jako przewodność właściwa.<br />

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski<br />

Monitoring zasolenia wód Orawcowego Potoku, w punkcie na napływie (WP-1) oraz na<br />

odpływie (WP-3), przedstawiono na rysunku 6.<br />

Rys. 6. Wyniki monitoringu przewodności właściwej (zasolenia) wód powierzchniowych Orawcowego Potoku na napływie (WP-1)<br />

i odpływie (WP-3) w rejonie składowiska ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

Rys. 6. Wyniki monitoringu przewodności właściwej (zasolenia) wód powierzchniowych Orawcowego<br />

Potoku na napływie (WP-1) i odpływie (WP-3) w rejonie składowiska ZUOK „Zoniówka”<br />

w Zakopanem<br />

Fig. 6. Monitoring results of Orawcowy Stream ground water electrical conductivity (salinity) on the inflow (WP-1) and on the outlet (WP-<br />

3) in the area of ZUOK “Zoniowka” in Zakopane<br />

Fig. 6. Monitoring results of Orawcowy Stream ground water electrical conductivity (salinity) on<br />

the inflow (WP-1) and on the outlet (WP-3) in the area of ZUOK “Zoniowka” in Zakopane<br />

Nie ma dostatecznej pewności, że zaobserwowane zmiany zasolenia wód Orawcowego<br />

Potoku Nie są ma następstwem dostatecznej oddziaływania pewności, że składowiska. zaobserwowane Szczególnie zmiany zasolenia wątpliwości wód dotyczą Orawcowego<br />

Potoku są następstwem oddziaływania składowiska. Szczególnie wątpliwości dotyczą<br />

okresu<br />

po rekultywacji starej kwatery składowiska (po 2005 roku). Po 2005 roku pomimo<br />

okresu po rekultywacji starej kwatery składowiska (po roku 2005). Po 2005 r. pomimo stopniowego<br />

wzrostu ilości zeskładowanych odpadów na kolejnych kwaterach zasolenie wód<br />

6<br />

powierzchniowych nie wzrasta, co może być efektem uszczelnienia koryta Orawcowego<br />

Potoku w latach 2004–2005 przez obetonowanie.<br />

3.4. Monitoring gazów składowiskowych i jakości powietrza<br />

W latach 2003-2008 średnia zawartość metanu w wydzielających się gazach składowiskowych<br />

wahała się od 13,6 do 30,5% obj. przy wartościach ekstremalnych 4,2-48,8% obj.<br />

Jednocześnie średnie stężenia CO 2<br />

wahały się od 9,4 do 16,7% obj (tab. 1).<br />

Oznaczone w ramach prowadzonego monitoringu stężenia metanu, dwutlenku węgla<br />

i tlenu w gazach składowiskowych wskazują, że odpady są na etapie zmiennego procesu<br />

metanogenezy.<br />

Wartości oznaczonych stężeń nie osiągają stężeń charakterystycznych dla gazów składowiskowych<br />

etapu stabilnej metanogenezy: metan (CH 4<br />

): 45-65% obj.; dwutlenek węgla<br />

(CO 2<br />

): 25-35% obj. oraz tlen (O 2<br />

) poniżej 3% obj. [Rosik-Dulewska1999].<br />

638

Monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów komunalnych w Zakopanem<br />

Tabela 1. Wyniki monitoringu zawartości metanu, dwutlenki węgla i tlenu w gazie składowiskowym<br />

ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

Table 1. Monitoring results of methane, carbon dioxide and oxygen in waste dump gas on<br />

ZUOK „Zoniowka” in Zakopane<br />

Liczba badań n w latach<br />

Zawartość 2003 r. 2004 r. 2005 r. 2006 r. 2007 r. 2008 r.<br />

6 6 6 20 30 30<br />

Metan (CH 4<br />

) w % obj.<br />

Średnia 20,0 17,0 15,2 13,6 15,9 30,5<br />

Zakres 12,1–29,0 10,0–25,2 9,6–19,2 5,1–25,8 4,2–34,1 9,8–48,8<br />

Odch.std. 6,6 5,8 4,2 6,7 8,5 9,4<br />

Dwutlenek węgla (CO 2<br />

) w % obj.<br />

Średnia 16,7 15,2 12,3 7,5 9,4 10,6<br />

Zakres 8,1–26,8 10,2–20,0 5,0–15,6 1,7–13,7 3,2–14,7 2,9–16,2<br />

Odch.std. 6,5 3,4 4,0 3,2 3,5 2,7<br />

Tlen (O 2<br />

) w % obj.<br />

Średnia 7,0 7,2 7,2 12,7 11,6 6,7<br />

Zakres 2,8–12,0 3,7–12,6 3,0–15,0 1,2–18,0 2,0–18,5 1,4–14,0<br />

Odch.std. 3,5 3,6 4,4 6,6 5,5 3,3<br />

Emisje gazu składowiskowego wpływają nieznacznie na jakość powietrza w rejonie<br />

składowiska. Przeprowadzony w latach 2003-2008 monitoring powietrza wykazał, że stężenia<br />

metanu wahały się od 1430 do 36<strong>40</strong> μg/m 3 . Jednocześnie w powietrzu wokół składowiska<br />

stwierdzano średnie stężenie amoniaku <strong>40</strong> μg/m 3 , przy jednorazowej najwyższej wartości<br />

230 μg/m 3 (2006 r.).<br />

W otaczającym powietrzu nie stwierdzono dwutlenku azotu w stężeniu przekraczającym<br />

100 μg/m 3 oraz obecności siarkowodoru w ilości większej, niż 2 μg/m 3 . Związki te pomimo<br />

małych stężeń mogą mieć wpływ na uciążliwość składowiska dla otoczenia.<br />

3.5. Monitoring gleb<br />

Badania zawartości metali ciężkich w glebach rejonu ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

po raz pierwszy przeprowadzono w 2002 r. [Praca zbiorowa 2002]. Wyniki badań zawartości<br />

metali ciężkich w glebach, przeprowadzone w roku 2002 oraz po pięciu latach użytkowania<br />

terenu (w 2007 r.), zaprezentowano w tabeli 2. Z porównania rezultatów badań wynika,<br />

że działalność ZUOK „Zoniówka” w okresie od 2002 r. do 2007 r. nie wpłynęła na kontaminację<br />

gleb badanymi metalami. W porównaniu do wartości dopuszczalnych określonych dla<br />

gruntów terenów zaliczonych do grupy B badane w 2007 r. gleby wykazują tylko ponadnormatywne<br />

zawartości baru (tab. 2).<br />

639

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski<br />

Tabela 2. Zawartości metali ciężkich w glebach rejonu ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem<br />

Table 2. Heavy metal concentrations in the soils of the area of ZUOK “Zoniowka” in Zakopane<br />

Metal<br />

Zawartości<br />

dopuszczalne<br />

w glebie<br />

(B)*<br />

średnia<br />

Liczba punktów badań n = 11 (jednakowa lokalizacja punktów badań)<br />

2002 r. 2007 r.<br />

zakres<br />

odchylenie<br />

standardowe<br />

średnia<br />

ppm [mg/kg s.m.]<br />

zakres<br />

odchylenie<br />

standardowe<br />

As 20 – – – 12 8–17 3<br />

Ba 200 – – – 218 128–332 68<br />

Cd 4 < 1 < 1–1 – < 1 < 1–1 –<br />

Co 20 – – – 14 9–18 3<br />

Cr 150 – – – 75 41–89 15<br />

Cu 150 38 28–62 10 32 21–44 7<br />

Hg 2 < 1 < 1 – < 1 < 1 –<br />

Mo 10 – – – 2 < 2–4 1<br />

Ni 100 42 34–53 6 44 28–75 14<br />

Pb 100 38 22–52 9 30 14–51 12<br />

Sn 20 – – – < 2 < 2–3 –<br />

Zn 300 102 72–128 20 110 81–148 23<br />

*<br />

Dopuszczalne zawartości metali ciężkich w glebach (0 – 0,3 m ppt) na terenach grupy B według rozporządzenia<br />

Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [2002].<br />

Wszystkie średnie zawartości metali ciężkich w badanych glebach, a nawet ich maksymalne<br />

ilości, są mniejsze od wartości dopuszczalnych określonych w cytowanym wyżej<br />

rozporządzeniu.<br />

Najwyższe koncentracje baru w warunkach hipergenicznych występują w osadowych<br />

skałach ilastych (średnio 580 mg/kg), iłach i łupkach ilastych (średnio 800 mg/kg), a także<br />

w piaskowcach (średnio 300 mg/kg), [Polański, Smulikowski 1969].<br />

Wymienione skały budują flisz podhalański, którego zwietrzelina tworzy warstwę glebowo-gruntową<br />

w miejscach poboru próbek gleb oraz gruntów do badań i dlatego przekroczenia<br />

dopuszczalnych ilości baru w tych glebach wynikają z naturalnych jego zawartości.<br />

W takim wypadku zastosowanie ma § 1. ust. 4 – rozporządzenia w sprawie standardów<br />

jakości gleby oraz standardów jakości ziemi, w którym stwierdza się: „Jeśli przekroczenie<br />

wartości dopuszczalnej stężenia substancji w badanej glebie lub ziemi wynika<br />

z naturalnie wysokiej jej zawartości w środowisku, uważa się, że przekroczenie dopuszczalnej<br />

wartości stężeń w glebie lub ziemi nie nastąpiło”. Zgodnie z takim uzasadnieniem,<br />

w badanych glebach pobranych w rejonie ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem nie występuje<br />

ponadnormatywne zanieczyszczenie barem w porównaniu do gleb zaliczanych do terenów<br />

grupy B.<br />

6<strong>40</strong>

Monitoring środowiska w rejonie składowiska odpadów komunalnych w Zakopanem<br />

3.6. Monitoring struktury gromadzonych odpadów<br />

Badania struktury odpadów na omawianym składowisku przeprowadzono w latach<br />

2004-2008 zgodnie z normą PN-93-Z-15006 Odpady komunalne stałe – Oznaczanie składu<br />

morfologicznego. Wyniki oznaczeń zaprezentowano w tabeli 3. Wyniki te są reprezentatywne<br />

tylko dla odpadów dostarczanych na badane składowisko w okresie jesiennym<br />

(wrzesień-październik), a charakterystyka średnia roczna nie odpowiada strukturze odpadów<br />

składowanych w różnych porach każdego roku.<br />

Tabela 3. Wyniki monitoringu struktury odpadów na czynnych kwaterach składowiska ZUOK<br />

„Zoniówka” w Zakopanem<br />

Table 3. Monitoring results of waste structure on the working parts of ZUOK „Zoniowka” in Zakopane<br />

Odpady w % wag.<br />

Data oznaczenia<br />

11.2004 r. 10.2005 r. 10.2006 r. 09.2007 r. 09.2008 r.<br />

Organiczne 27,5 19,5 18,3 25,2 20,9<br />

Papier, tektura, tekstylia 28,0 35,7 25,8 20,5 21,7<br />

Tworzywa sztuczne 20,0 28,2 26,3 18,0 19,6<br />

Szkło i metale 8,2 4,3 6,7 3,3 4,2<br />

Mineralne i o frakcji

Katarzyna Bojarska, Zbigniew Bzowski<br />

cowym potoku. Składowane odpady komunalne są źródłem emisji takich gazów, jak: metan,<br />

tlenek i dwutlenek węgla, siarkowodór oraz amoniak, które, jak wykazał monitoring, nieznacznie<br />

wpływają na jakość powietrza w tym rejonie. Działalność składowiska odpadów<br />

w bardzo minimalnym stopniu oddziałuje w zakresie uciążliwości akustycznej oraz na stan<br />

zanieczyszczenia gleb.<br />

Ograniczeniem oddziaływania na wszystkie elementy środowiska jest prowadzona<br />

i udoskonalana segregacja odpadów komunalnych, polegająca na odzysku odpadów do recyklingu.<br />

Oddzielana jest również substancja organiczna do kompostowania. Potwierdza to<br />

prowadzony w latach 2004-2008 monitoring struktury odpadów na kwaterach.<br />

piśmiennictwo<br />

Dawidowski A., Bzowski Z., Roszko K. 2005. Instalacja do segregacji odpadów komunalnych<br />

ZUOK „Zoniówka” w Zakopanem elementem ograniczenia ilości składowanych<br />

odpadów. Mat. VI Forum Gospodarki Odpadami, Licheń – Poznań: 449–455.<br />

Kompleksowe badania tła środowiska oraz poziomu zanieczyszczeń wód gruntowych,<br />

powierzchniowych oraz gleb w rejonie ZUOK „Zoniówka II” w Zakopanem.<br />

Praca zbiorowa. 2002. TESKO Sp. z o.o. Zakopane 2002 r. (niepublikowane).<br />

Polański A., Smulikowski K. 1969. Geochemia. Wyd. Geol. Warszawa.<br />

Rosik-Dulewska C. 1999. Podstawy gospodarki odpadami. Wyd. Ekoinżynieria, Lublin.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 grudnia 2002 r. w sprawie zakresu,<br />

czasu, sposobu oraz warunków prowadzenia monitoringu składowisk odpadów.<br />

Dz.U. <strong>Nr</strong> 220, poz. 1858.<br />

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />

jakości gleb oraz standardów jakości ziemi. Dz.U. <strong>Nr</strong> 165, poz. 1359.<br />

642

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Ewa Małgorzata Skibniewska*, Tadeusz Kośla**, Michał Skibniewski***,<br />

Andrzej Bereznowski****<br />

Zawartość cezu w guzach nowotworowych gruczołów<br />

sutkowych u suk<br />

The cesium content in beatches’ mammary glands tumors<br />

Słowa kluczowe: cez, pies, gruczoł sutkowy, nowotwory.<br />

Key words: caesium, dog, mammary glands, neoplasms.<br />

The aim of the work was to determine what amounts of caesium is accumulated in<br />

bitches’ mammary gland neoplastic tumours compared to the ones not indicating pathological<br />

changes. The research material were mammary gland tumours of dog females<br />

obtained during routine surgeries, and post mortem collected mammary glands as<br />

a control group. The samples, after being suitably prepared, were subjected to histopathologic<br />

study and the amount of caesium was determined with the use of mass<br />

spectrometry with inductively activated plasma method (ICP-MS). The statistical analysis<br />

of the results obtained was performed with the use of Statistica program. The statistic<br />

relevance of the differences among the groups studied was determined with the use<br />

of the test of the least significant difference (LSD). The research carried out showed that<br />

only few studied samples of the mammary gland tumours accumulated caesium ions, of<br />

around 0.05 - 0.1 mg·kg -1 of fresh tissue mass. In the other tumours studied, as well as<br />

in mammary glands not showing pathological changes, the caesium content was below<br />

* Dr inż. Ewa Małgorzata Skibniewska - Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Wydział<br />

Nauk o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Ciszewskiego 8,<br />

02-786 Warszawa; tel.: 48 22 593 66 18; e-mail: ewa.skibniewska@wp.pl<br />

** Prof. dr hab. Tadeusz Kośla - Zakład Higieny Zwierząt i Środowiska, Wydział Nauk<br />

o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Ciszewskiego 8,<br />

02-786 Warszawa; tel.: 22 593 66 14; e-mail: tadeusz_kosla@sggw.pl<br />

*** Dr Michał Skibniewski - Wydział Medycyny Weterynaryjnej, Katedra Nauk<br />

Morfologicznych, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159,<br />

02-776 Warszawa; tel.: 22 593 62 10; e-mail: michal_skibniewski@sggw.pl<br />

**** Dr Andrzej Bereznowski - Wydział Medycyny Weterynaryjnej, Katedra Nauk Klinicznych,<br />

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Nowoursynowska 159 C, 02-776 Warszawa;<br />

tel.: 22 593 61 88; e-mail: andrzej_bereznowski@sggw.pl<br />

643

Ewa Małgorzata Skibniewska, Tadeusz Kośla, Michał Skibniewski, Andrzej Bereznowski<br />

0.05 mg ·kg -1 of the fresh tissue mass. The statistic analysis did not reveal significant<br />

differences in caesium content among the groups studied.<br />

1. wprowadzenie<br />

Cez jest jednym z najbardziej reaktywnych pierwiastków występujących w środowisku.<br />

Wykazuje antagonistyczne właściwości w stosunku do potasu. W organizmie ssaków lądowych<br />

stwierdzono obecność tego pierwiastka w ilości od 0,01 do 0,4 mg·kg -1 , przy czym nie<br />

kumuluje się specjalnie w żadnych określonych narządach czy też tkankach [Kabata-Pendias<br />

i Pendias 1999].<br />

Cez jest naturalnym pierwiastkiem alkalicznym występującym w przyrodzie, w niewielkiej<br />

ilości zawarty jest też w diecie. U ludzi pierwiastek ten uczestniczy w procesach fizjologicznych<br />

i znajduje zastosowanie w leczeniu chorób nowotworowych i zaburzeń psychicznych<br />

- wpływa na poprawę samopoczucia w depresji i stanach obsesyjnych [Akhter<br />

i in. 2003, http:// www.daleguyermd.com/pages/Caesium.htm]. Stwierdzono, że cez posiada<br />

zdolności bójcze w stosunku do komórek nowotworowych, a także obniża ich aktywność<br />

poprzez ograniczenie wychwytu glukozy, która jest głównym składnikiem odżywczym. Powoduje<br />

także wzrost wartości pH komórkowego do 8,0 [http:// www. seasilver.threadnet.<br />

com/Preventorium /Caesium.htm].<br />

Zaobserwowano, że w niektórych rejonach świata, w których stwierdzono naturalnie<br />

wysoką zawartość cezu w glebie, przypadki chorób nowotworowych występują niezwykle<br />

rzadko. Są one praktycznie nieznane u Indian Hopi z Arizony, u ludzi Hunza w Pakistanie<br />

oraz u Indian zamieszkujących Środkową i Południową Amerykę. Przypuszcza<br />

się, że związki cezu mogą w przyszłości być wykorzystywane jako czynniki zmniejszające<br />

ryzyko występowania chorób nowotworowych [Akhter i in. 2003, [http:// www. seasilver.threadnet.<br />

com/Preventorium /Caesium.htm]. Powyższe obserwacje doprowadziły<br />

do powstania kontrowersyjnej, nieaprobowanej oficjalnie metody leczenia nowotworów<br />

u ludzi, którą zaproponował K.A. Brewer [1984]. Autor ten określił ją mianem „High<br />

pH Cancer Therapy”, a metoda ta polega na doustnym lub dożylnym podawaniu chlorku<br />

cezu, który ma doprowadzić do wewnątrzkomórkowego wzrostu wartości pH w tkance<br />

guza i zahamowaniu rozwoju nowotworu. Z przeprowadzonych na zwierzętach doświadczeń<br />

wynika jednak, że po podaniu wysokich dawek chlorku cezu dochodzi do zaburzeń<br />

pracy serca, objawiających się między innymi skurczami dodatkowymi, tachykardią, niemiarowością<br />

pracy serca oraz nadciśnieniem tętniczym [Centeno i in. 2003, Bratter i in.<br />

1998, Hahn i in. 1996].<br />

Choroby nowotworowe gruczołu sutkowego są istotnym problemem nie tylko ludzi, ale<br />

i zwierząt towarzyszących człowiekowi. Zwierzęta domowe dzielą z człowiekiem przestrzeń<br />

życiową, dietę, a także są narażone na te same czynniki środowiskowe, które mogą uczestniczyć<br />

w powstawaniu nowotworów. Od czasu pionierskiej pracy Maurice Leblanc [1858]<br />

644

Zawartość cezu w guzach nowotworowych gruczołów sutkowych u suk<br />

wiadomo, że psy są jednym z gatunków, który wykazuje szczególną predylekcję do spontanicznego<br />

nowotworzenia. Z tego powodu psy stanowią model w doświadczeniach dotyczących<br />

rozwoju i przebiegu choroby nowotworowej u człowieka [Khanna i in. 2006, Olson<br />

2007, Dagli 2008]. Nowotwory gruczołu sutkowego u psów są jednymi z najczęściej występujących<br />

guzów u samic tego gatunku. Najczęstszy typ wspomnianych wyżej zmian stanowią<br />

guzy mieszane, które zawierają komponenty epitelialne i mioepitelialne. W wielu guzach<br />

tego typu komórki mioepitelialne ulegają też metaplazji chrzęstnej lub kostnej. Mechanizm<br />

powstawania nowotworów gruczołu sutkowego u suk nie jest jednak w pełni wyjaśniony<br />

[Moulton 1990, Inoue, Shiramizu 1999]. Tkanka nowotworowa w związku ze specyfiką<br />

swojego metabolizmu wykazuje szczególną predylekcję do kumulowania niektórych pierwiastków<br />

chemicznych [Feldstein 1998].<br />

2. cel badań i materiał badawczy<br />

Celem badań prezentowanych w niniejszym opracowaniu było stwierdzenie, w jakich<br />

ilościach cez jest kumulowany u suk w guzach nowotworowych gruczołów sutkowych w porównaniu<br />

do ilości kumulowanych w gruczołach sutkowych niewykazujących zmian patologicznych.<br />

Materiał badawczy stanowiły nowotworowe guzy gruczołów sutkowych (n=50) pozyskane<br />

podczas rutynowych zabiegów operacyjnych oraz pobrane pośmiertnie gruczoły sutkowe<br />

samic psów (n=10) jako grupa kontrolna.<br />

Próbki po odpowiednim przygotowaniu poddano badaniu histopatologicznemu oraz<br />

określono w nich zawartość cezu z wykorzystaniem metody spektrometrii mas z plazmą<br />

wzbudzoną indukcyjnie (ICP-MS). Analizę statystyczną otrzymanych wyników wykonano<br />

za pomocą programu Statistica. Istotność statystyczną różnic pomiędzy badanymi grupami<br />

określono za pomocą testu najmniejszej istotnej różnicy (NIR).<br />

3. Wyniki badań i podsumowanie<br />

Badania histopatologiczne wykazały, że wśród guzów nowotworowych pochodzenia<br />

nabłonkowego najczęściej spośród wszystkich stwierdzonych zmian nowotworowych występowały<br />

gruczolakoraki (62%). Drugą w kolejności grupą były raki (26%).<br />

Przeprowadzone badania wykazały, że tylko nieliczne badane próbki nowotworów gruczołu<br />

sutkowego (n=11) kumulowały jony cezu w granicach 0,05-0,1 mg ·kg -1 świeżej masy<br />

tkanki (rys. 1).<br />

Średnia zawartość cezu w guzach nowotworowych była na poziomie 0,045 mg·kg -1 .<br />

W pozostałych badanych guzach nowotworowych, jak też w gruczołach sutkowych niewykazujących<br />

zmian patologicznych, zawartość cezu była mniejsza niż 0,05 mg·kg -1 świeżej<br />

masy tkanki.<br />

645

Ewa Małgorzata Skibniewska, Tadeusz Kośla, Michał Skibniewski, Andrzej Bereznowski<br />

Średnia zawartość cezu w guzach nowotworowych była na poziomie 0,045 mg ·kg -1 . W<br />

Nie pozostałych stwierdzono badanych istotnych różnic guzach w nowotworowych, zawartości cezu pomiędzy jak też w badanymi gruczołach grupami. sutkowych nie<br />

W dostępnej literaturze brak danych dotyczących zawartości tego pierwiastka w guzach nowotworowych<br />

gruczołów sutkowych suk. Kabata-Pendias i Pendias [1999] podają, że w or-<br />

wykazujących zmian patologicznych, zawartość cezu była mniejsza niż 0,05 mg ·kg -1 świeżej<br />

masy tkanki.<br />

ganizmie ssaków lądowych zawartość cezu waha się od 0,01 do 0,4 mg·kg -1 .<br />

mg.kg-1<br />

0,046<br />

0,045<br />

0,044<br />

0,043<br />

0,042<br />

0,041<br />

0,04<br />

0,039<br />

0,038<br />

0,037<br />

Gruczoły<br />

sutkowe<br />

Guzy<br />

gruczołów<br />

sutkowych<br />

Cs<br />

Rys. 1. Średnia Rys. 1. Średnia zawartość zawartość cezu w gruczołach cezu w gruczołach sutkowych sutkowych i guzach nowotworowych i guzach nowotworowych gruczołów gruczołów<br />

sutkowych suk (mg·kg<br />

sutkowych suk (mg ·kg -1 świeżej -1 tkanki)<br />

świeżej tkanki)<br />

Fig. 1. Mean content of caesium in the mammary glands and mammary gland neoplasms in<br />

Fig. 1. Mean content of caesium in the mammary glands and mammary gland neoplasms in<br />

bitches (mg×kg -1 fresh tissue)<br />

bitches (mgkg -1 fresh tissue)<br />

Uzyskane wyniki badań świadczą o tym, że cez w niewielkiej ilości jest kumulowany<br />

u suk zarówno w gruczołach sutkowych niewykazujących zmian patologicznych, jak i też<br />

Nie stwierdzono istotnych różnic w zawartości cezu pomiędzy badanymi grupami. W<br />

w guzach gruczołów sutkowych.<br />

W badanych dostępnej grupach literaturze poziom brak tego danych pierwiastka dotyczących jest wyrównany. zawartości tego pierwiastka w guzach<br />

nowotworowych gruczołów sutkowych suk. Kabata-Pendias i Pendias [1999] podają, że w<br />

Praca wykonana organizmie w ssaków ramach lądowych grantu SGGW zawartość nr 504-07250017.<br />

cezu waha się od 0,01 do 0,4 mg ·kg -1 .<br />

Uzyskane wyniki badań świadczą o tym, że cez w niewielkiej ilości jest kumulowany u suk<br />

Piśmiennictwo<br />

zarówno w gruczołach sutkowych nie wykazujących zmian patologicznych, jak i też w<br />

Akhter guzach P., Orfi gruczołów S.D., Ahmad sutkowych. N. 2003. Caesium concentration in Pakistani diet. J. Environ.<br />

W<br />

Raddioactivity<br />

badanych grupach<br />

67: 109-118.<br />

poziom tego pierwiastka jest wyrównany.<br />

Bratter P., Gawlik D., Klingbeil P., Koppel C., Rosick U. 1998. Blood and tissue<br />

Praca wykonana w ramach grantu SGGW nr 504-07250017.<br />

concentration of trace elements after fatal intoxication with cadmium chloride, in Metal<br />

Ions in Biology and Medicine 5: 309-314.<br />

Brewer K.A. 1984. The high pH therapy in PIŚMIENNICTWO<br />

cancer tests on mice and humans. Pharmacol.<br />

Biochem. Behav. 21: 1-5.<br />

AKHTER P., ORFI S.D., AHMAD N. 2003. Caesium concentration in Pakistani diet. J.<br />

Environ. Raddioactivity 67: 109118.<br />

646

Zawartość cezu w guzach nowotworowych gruczołów sutkowych u suk<br />

Centeno J.A., Pestaner J.P., Omalu B.I., Torres N.L., Field F.m Wagner G.,<br />

Mullick F.G. 2003. Blood and tissue concentration of cesium after exposure to cesium<br />

chloride, Biological Trace Element Research 94: 97-104.<br />

Dagli M.L.Z. 2008. The search for suitable prognostic markers for canine mammary tumors:<br />

A promising outlook, The Veterinary Journal 177: 3-5.<br />

Feldstein H., Cohen Y., Shenberg C., Klein A., Kojller M., Maenhaut W.,<br />

Cafmeyer J., Cornelis R. 1998. Comparison between levels of trace elements in<br />

normal and cancer inoculated mice by XRF and PIXE. Biological – Trace – Element –<br />

Research 61, 2: 169-180.<br />

Hahn F.F., Muggenburg B.A., Boecker B.B. 1996. Hepatic neoplasms from internally<br />

deposited 144 CeCl 3<br />

. Toxicol. Pathol. 24: 281-289.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych.<br />

Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Khanna C., Lindblad-Toh K., Vail D., London C., Bergman P., Barber L.,<br />

Breen M., Kitchell B., McNeil E., Modiano J.F., Nemi S., Comstock K.E.,<br />

Ostrander E., Westmoreland S., Withrow S. 2006. The dog as a cancer<br />

model. Nature Biotechnology 24: 1065-1066.<br />

Leblanc M.U. 1858. Recherches sur le cancer des animaux. Recueil de Medicine Veterinaire<br />

5: 769-783.<br />

Moulton J.E. 1990. Tumors of the Mammary Gland In: Tumors in Domestic Animals, 3-rd<br />

Edit., J.E. Moulton Ed., University of California Press, Berkeley: 518-552.<br />

Inoue M., Shiramizu K. 1999. Immunohistochemical Detection of p 53 and c-myc Proteins<br />

in Canine Mammary Tumours, J. Comp. Path. 120: 169-175.<br />

Olson P.N. 2007. Using the canine genome to cure cancer and other diseases. Theriogenology<br />

68: 378-381.<br />

http:// www.daleguyermd.com/pages/Caesium.htm<br />

http:// www. seasilver.threadnet. com/Preventorium /Caesium.htm<br />

647

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Ewa Małgorzata Skibniewska*, Tadeusz Kośla**, Michał Skibniewski***<br />

Wpływ skażeń środowiska na zawartość wybranych<br />

makroelementów w żebrach krów mlecznych z różnych<br />

rejonów Polski<br />

The influence of environmental contamination on the<br />

content of chosen macroelements in ribs of dairy cows<br />

from different regions of Poland<br />

Słowa kluczowe: magnez, wapń, żebro, krowy mleczne.<br />

Key words: magnesium, calcium, rib, dairy cows.<br />

The study discusses calcium and magnesium content in bone tissue of dairy cows originating<br />

from various areas of Poland. The research material was obtained from the dairy cows originating<br />

from various areas of Poland so as to constitute cross section of various regions in Poland<br />

including the pollution influence. The samples of ribs were dry burnt in muffle furnace at a temperature<br />

of 450 degrees Celsius. The ash was carried to bulbs that contained 7ml of hydrochloric<br />

acid (to dissolve the burnt specimen). The content of calcium and magnesium was determined in<br />

the material by using the method of emission spectrophotometry with inductively activated plasma<br />

(ICP-AES). The statistical analysis of the results obtained was performed by the Stagraphics<br />

program. The difference relevance among the examined groups was determined by the statistical<br />

test Tuke’ya. The calcium content varied in the area of 163.34-217.23 mg·g -1 d.m. The highest<br />

content was noted in Nowe Miasteczko, whereas the lowest one in Tarnowskie Góry. The statistic<br />

test did not reveal any significant differences among the examined regions. The magnesium<br />

content in the analyzed material was of around 2.85 to 4.01 mg·g -1 d.m. The highly significant dif-<br />

* Dr inż. Ewa Małgorzata Skibniewska – Wydział Nauk o Zwierzętach, Katedra Biologii<br />

Środowiska Zwierząt, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, ul. Ciszewskiego 8,<br />

02-786 Warszawa; tel.: 48 22 59 366 18; e-mail: ewa.skibniewska@wp.pl<br />

** Prof. dr hab. Tadeusz Kośla – Zakład Higieny Zwierząt i Środowiska, Katedra Biologii<br />

Środowiska Zwierząt, Wydział Nauk o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego,<br />

ul. Ciszewskiego 8, 02-786 Warszawa; tel.: 22 593 66 14; e-mail: tadeusz_kosla@sggw.pl<br />

*** Dr Michał Skibniewski - Katedra Nauk Morfologicznych, Wydział Medycyny Weterynaryjnej,<br />

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159, 02-787<br />

Warszawa; tel.: 22 59 362 10; e-mail: michal_skibniewski@sggw.pl<br />

648

Wpływ skażeń środowiska na zawartość wybranych makroelementów w żebrach krów...<br />

ferences (p≤ 0.01) were noted between the Dąbrowa Białostocka region, where the highest magnesium<br />

content was noted, and Glinojeck where its lowest content was found. The significant differences<br />

(p≤ 0.05) were observed among Glinojeck and Lipce Reymontowskie.<br />

1. wprowadzenie<br />

Wapń jest jednym z makroelementów niezbędnych do prawidłowego funkcjonowania<br />

procesów metabolicznych organizmu zwierząt. Stanowi on ok. <strong>40</strong>% ogólnej ilości związków<br />

mineralnych. Z całkowitej ilości tego pierwiastka 99,85% znajduje się w kośćcu, 0,05%<br />

zaś w płynie śródkomórkowym. Tylko 1% wapnia znajdującego się w kośćcu oraz wapń<br />

w przestrzeni pozakomórkowej są szybko wymieniane [Malinowska 1986, Nordin1997, Power<br />

1999]. W tkance kostnej wapń wchodzi w skład istoty mineralnej. Minerał kości daje<br />

widmo rentgenograficzne podobne do widma hydroksyapatytu [Ostrowski 1988].<br />

Poza uczestnictwem w budowie kości i zębów wapń bierze udział także w różnych procesach<br />

metabolicznych: w funkcjonowaniu mięśni, krzepnięciu krwi, aktywacji enzymów,<br />

przewodzeniu impulsów nerwowych w płytkach motorycznych oraz funkcjonowaniu hormonów<br />

[Nordin1997, Power 1999, Allgrove 2003]. Jony wapnia razem z jonami magnezu wpływają<br />

na aktywność enzymów błony komórkowej [Madej 1991]. Bardzo istotne dla organizmu<br />

jest prawidłowe zaopatrzenie w wapń. Zapotrzebowanie na ten pierwiastek jest uzależnione<br />

od wielu czynników m.in. od gatunku, rasy, wieku, płci i użytkowości. W miarę wzrostu<br />

i upływu wieku zmienia się zdolność absorpcji wapnia z przewodu pokarmowego [Gabryszuk<br />

1992]. Stwierdzono, że cielęta oseski przyswajają ok. 97% wapnia, bydło w wieku<br />

1–6 lat ok. 34%, a krowy 10-letnie już tylko 22% [Rutkowiak 1987]. Niedobory wapnia objawiają<br />

się różnymi zmianami patologicznymi, które dotyczą zarówno zwierząt młodych (krzywica),<br />

jak i zwierząt starszych (łomikost, osteomalacja). Niedobory powodują również niskie<br />

przyrosty masy ciała, utrudniają chód, wywołują pogrubienie i bolesność stawów. Kości stają<br />

się podatne na złamania, tworzy się charakterystyczny łukowaty grzbiet [Elisaf i in. 1997].<br />

Magnez w organizmie bierze między innymi udział w budowie kośćca i zębów. Około<br />

60% tego pierwiastka zlokalizowane jest w szkielecie, 39% w tkankach miękkich, zaś 1%<br />

w płynach pozakomórkowych [Anke 1994, Elisaf i in. 1997]. Magnez jest niezbędny do funkcjonowania<br />

DNA i RNA oraz systemu nerwowo-mięśniowego. Wpływa na gospodarkę lipidami,<br />

na poziom amin katecholowych i ATP. Uczestniczy w syntezie białek, tworzeniu erytrocytów,<br />

umożliwia fagocytozę granulocytów. Magnez bierze także udział w budowie enzymów<br />

(fosfataz, oksydaz, kinaz, peptydaz oraz arginazy) i ich aktywacji [Grubbs i Maguire<br />

1987, Kabata-Pendias, Pendias 1999, Fox i in. 2001, Chamnongpol, Groisman 2002, Vormann<br />

2003, Bertram i in. 2006, Shanklin 2007]. U przeżuwaczy wchłanianie magnezu odbywa<br />

się bezpośrednio przez ścianę żwacza i jelita cienkiego. Z przewodu pokarmowego<br />

absorbuje się ok. 20-30% magnezu spożytego z paszą. U zwierząt młodych absorpcja magnezu<br />

zachodzi znacznie lepiej niż u zwierząt starszych. Stwierdzono, że cielęta absorbują<br />

649

Ewa Małgorzata Skibniewska, Tadeusz Kośla, Michał Skibniewski<br />

ok. 70% magnezu z pokarmu, natomiast krowy mleczne tylko 5-30%. Młode przeżuwacze<br />

mogą przy niedostatecznej podaży magnezu mobilizować do 80% rezerw kostnych tego<br />

pierwiastka. Stare zwierzęta, a w szczególności krowy, nie mogą w ten sposób kompensować<br />

niedoboru magnezu [Anke 1994].<br />

2. cel, materiał badawczy i metody badań<br />

Celem pracy było stwierdzenie, w jakim stopniu skażenie środowiska wpływa na zawartość<br />

wapnia i magnezu w tkance kostnej krów mlecznych pochodzących z różnych rejonów<br />

Polski.<br />

Materiał do badań pobrany został od krów mlecznych pochodzących z różnych rejonów<br />

Polski tak, aby zawierał dane przekrojowe uwzględniające wpływ skażeń przemysłowych<br />

na terenie całej Polski. Próbki pobrano z siedmiu rejonów Polski. Pierwszych pięć rejonów,<br />

to rejony bez skażeń przemysłowych:<br />

● Nowe Miasteczko,<br />

● Lipce Reymontowskie,<br />

● Grójec,<br />

● Glinojeck,<br />

● Dąbrowa Białostocka,<br />

Dwa pozostałe rejony:<br />

● Bełchatów,<br />

● Tarnowskie Góry,<br />

to rejony o znacznym stopniu degradacji środowiska.<br />

W każdym rejonie od 10 krów w rzeźni pobrano do badań wycinki żeber (łącznie 70 próbek).<br />

Próbki zostały spalone na sucho w piecu muflowym w temperaturze 450 0 C. Popiół przeniesiono<br />

do kolbek dodając uprzednio 7 ml stężonego kwasu solnego ( w celu rozpuszczenia spalonej<br />

próbki). W zebranym materiale określono zawartość wapnia i magnezu wykorzystując metodę<br />

atomowej spektrofotometrii emisyjnej z indukcyjnie wzbudzoną plazmą (ICP-AES). Analizę<br />

statystyczną otrzymanych wyników przeprowadzono za pomocą programu Statgraphics.<br />

Istotność różnic między badanymi grupami określono wykorzystując test statystyczny Tukey’a.<br />

3. Wyniki badań i podsumowanie<br />

Zawartość wapnia w żebrach badanych krów mlecznych wahała się w granicach od<br />

163,34 do 217,23 mg·g -1 s.m.( rys.1). Największą wartość odnotowano w Nowym Miasteczku,<br />

najmniejszą zaś w Tarnowskich Górach. Nie stwierdzono istotnych różnic w zawartości tego<br />

pierwiastka w zależności od badanych rejonów. Wartości uzyskane w doświadczeniu własnym<br />

są podobne do danych, jakie podaje Underwood [1971] dla żeber owiec utrzymywanych w normalnych<br />

warunkach i żywionych dawką zawierająca odpowiedni stosunek wapnia do fosforu.<br />

650

Wpływ skażeń środowiska na zawartość wybranych makroelementów w żebrach krów...<br />

Uzyskane wyniki są zgodne z wynikami badań Kośli i in.[2008] dotyczących zawartości<br />

wapnia w żebrach żubrów, które mieściły się w granicach 123-209 mg·g -1 . Odnotowane<br />

zawartości wapnia w żebrach krów mlecznych były natomiast większe od zawartości wapnia<br />

w żebrach wolno żyjących przeżuwaczy - jeleni, danieli i muflonów, uzyskanych przez<br />

Anke i in. [2000].<br />

Rys. 1. Zawartość wapnia w żebrach krów mlecznych ( mg·g -1 s.m.)<br />

Fig. 1. Calcium contents in ribs of dairy cows ( mg·g -1 s.m.)<br />

Zawartość magnezu w analizowanym materiale wahała się od 2,85 do 4,01 mg·g -1 s.m.<br />

(tab. 1). Różnice wysoko istotne (p≤ 0,01)odnotowano między rejonem Dąbrowy Białostockiej<br />

(gdzie stwierdzono najwyższą zawartość magnezu) a Glinojeckiem (w którym odnotowano<br />

najniższą wartość tego pierwiastka). Istotne różnice (p≤ 0,05) stwierdzono natomiast<br />

między Glinojeckiem i Lipcami Reymontowskimi.<br />

Dane uzyskane w badaniu własnym autorów są zbliżone do danych literaturowych. Underwood<br />

[1971] podaje, że zawartość magnezu w kościach krów mlecznych waha się w granicach<br />

od 4,2 do 6,4 mg·g -1 s.m. Kośla i Anke [1988], analizując zawartość tego pierwiastka w kościach<br />

koni, uzyskali zawartości mniejsze, których średnia wartość wynosiła 1,66 mg·g -1 s.m.<br />

Tabela 1. Zawartość magnezu w żebrach krów mlecznych (mg·g -1 s.m.)<br />

Table 1. Magnesium contents in ribs of dairy cows (mg·g -1 s.m.)<br />

Nowe Miasteczko<br />

Lipce Reymontowskie<br />

Grójec<br />

Glinojeck<br />

Rejon<br />

X<br />

SD<br />

X<br />

SD<br />

X<br />

SD<br />

X<br />

SD<br />

Żebro<br />

ab 3,59 AB<br />

± 0,60<br />

b 3,84 AB<br />

± 0,41<br />

ab 3,70 AB<br />

± 0,71<br />

a 2,85A<br />

± 0,61<br />

651

Ewa Małgorzata Skibniewska, Tadeusz Kośla, Michał Skibniewski<br />

Dąbrowa Białostocka<br />

Bełchatów<br />

Tarnowskie Góry<br />

X<br />

SD<br />

X<br />

SD<br />

X<br />

SD<br />

b 4,01 B<br />

± 0,69<br />

ab 3,21 AB<br />

± 0,84<br />

ab 3,73 AB<br />

± 0,91<br />

Objaśnienia: Dużymi literami oznaczono różnice wysoko istotne (p≤ 0,01), małymi literami oznaczono<br />

różnice istotne (p≤ 0,05).<br />

Średnia zawartość wapnia i magnezu w żebrach krów pochodzących zarówno z rejonów<br />

nieskażonych przemysłowo, jak i skażonych (Bełchatów, Tarnowskie Góry) nie odbiega<br />

od wyników podanych w literaturze w odniesieniu do rejonu Europy. W związku z tym można<br />

przyjąć, że zaopatrzenie krów mlecznych w badanych rejonach nie wykazuje niedoboru<br />

tych pierwiastków.<br />

Piśmiennictwo<br />

Allgrove J. 2003. Disorders of calcium metabolism. Current Paediatrics 13: 529-535.<br />

Anke M. 1994. Störungen im Mengenelementhaushalt. W: H. Hartmann, H. Meyer (red.).<br />

Klinische Pathologic der Haustiere. Gustav Fischer Verlag, Jena Stuttgart.<br />

Anke M., Arnold W., Schäfer U., Müller R. 2000. Nutriens, macro- and ultratrace<br />

elements in the feed chain of mouflons their mineral status. First part: Nutriens and<br />

macroelements. W: Náhlik A., Uloth W. (red.): Proceding of international Mouflon Symposium.<br />

Sopron, Hungary.<br />

Bertram R., Pedersen M.G., Luciani D.S., Herman A. 2006. A simplified model for<br />

mitochondrial ATP production. J. Theor. Biol. 243: 575-586.<br />

Chamnongpol S., Groisman E.A. 2002. Mg 2+ homeostasis and avoidance of metal<br />

toxicity. Mol. Microbiol. 44: 561-571.<br />

Elisaf M., Millonis H., Siamopoulos K.C. 1997. Hypomagnesemie, hypokalemia<br />

and hypocalcemia: clinical and laboratory characteristics. Miner. Electrolyte Metab. 23:<br />

105-112.<br />

Fox C., Ramsoomair D., Carter C. 2001. Magnesium: its proven and potencjal clinical<br />

significance. South. Med. J. 94: 1195-1201.<br />

Gabryszuk M. 1992. Wapń w żywieniu przeżuwaczy, Post. Nauk Roln. 1: 83-96.<br />

Grubbs R.D., Maguire M.E. 1987. Magnesium as a regulatory cation: eriteria and evaluation.<br />

Magnesium 6: 113-127.<br />

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych Wydawnictwo<br />

Naukowe PWN, Warszawa.<br />

Kośla T., Anke M. 1988. 8 Mitt.: Magnesium, Mengen- und Spurenelemente Univ. Leipzig,<br />

8: 162-172.<br />

652

Wpływ skażeń środowiska na zawartość wybranych makroelementów w żebrach krów...<br />

Kośla T, Skibniewska E.M., Skibniewski M., Urbańska-Słomka G. 2008: Stan<br />

wapnia w tkankach żubra wolno żyjącego na wolności w Puszczy Białowieskiej w zależności<br />

od płci i wieku, European Bison Conservation Newsletter 1: 5-13.<br />

Madej J. 1991. Zawartość jonów Ca2+ i Mg 2+ oraz aktywność enzymów błony komórkowej<br />

w limfocytach białaczkowych in vitro u bydła, Pol. Arch. Wet. 34: 15-24.<br />

Malinowska A. 1986: Zarys biochemii zwierząt. Wyd. SGGW-AR, Warszawa.<br />

Nordin B.E. Christopher 1997. Calcium and osteoporosis. Nutrion,13: 664-686.<br />

Ostrowski K. 1988. Histologia. PZWL, Warszawa.<br />

Power M. L., Heaney R.P., Kalkwarf H.J., Pitkin R.M., Repke J.T., Tsang R.C.<br />

Shulkin J. 1999. The role of calcium in health and disease. American Journal of Obstetrics<br />

and Gynecology 181: 1560-1569.<br />

Rutkowiak B. 1987. Zaburzenia trawienne i metaboliczne w stadach krów mlecznych.<br />

PWRiL, Warszawa.<br />

Shanklin D.R. 2007. Cellular magnesium acquisition: An anomalny in embryonic cation<br />

homeostasis, Experimental and Molecular Pathology 83: 224-2<strong>40</strong>.<br />

Underwood E.J. 1971: Żywienie mineralne zwierząt, PWRiL Warszawa<br />

Vormann J. 2003. Magnesium: nutrition and metabolism. Molecular Aspects of Medicine<br />

2: 27-37.<br />

653

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Michał Skibniewski*, Tadeusz Kośla**, Ewa Małgorzata Skibniewska***<br />

Wpływ warunków utrzymania na zawartość sodu<br />

w sierści kotów<br />

The influence of living conditions on the sodium<br />

content in the hair of cats****<br />

Słowa kluczowe: kot, sód, sierść, hematologia.<br />

Key words: cat, sodium, hair, haematology.<br />

The investigations aimed at assessing the effect of the living environment on sodium<br />

content in the cats’ hair as well as haematological indices. The investigations were carried<br />

out on feral urban cats and domestic cats kept as accompanying animals. The age<br />

of the investigated animals varied from 1 to 3 years. The research material comprised<br />

hair samples and whole venous blood. After degreasing, hair samples were mineralized<br />

in the microwave apparatus, in nitric acid and under pressure. Blood samples were subjected<br />

to morphological and biochemical parameters were determined. Sodium content<br />

was determined with the help of the ICP-OES method in the accredited laboratory and<br />

haematological investigations were performed in the analytical laboratory. The obtained<br />

results were analyzed statistically using the test of the least significant difference LSD.<br />

In the analyzed samples a higher sodium content in the cats’ hair was found in free-living<br />

cats. The average value in this group amounted to 813.5 mg·kg -1 aired dry hair. A clearly<br />

higher sodium content was noted in males representing this group (1019 mg·kg -1 ). Female<br />

hair contained on the average 608 mg·kg -1 . In domestic cats those values were low-<br />

* Dr Michał Skibniewski - Katedra Nauk Morfologicznych, Wydział Medycyny Weterynaryjnej,<br />

Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Nowoursynowska 159, 02-787<br />

Warszawa; tel.: 22 59 362 10; e-mail: michal_skibniewski@sggw.pl<br />

** Prof. dr hab. Tadeusz Kośla - Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Wydział Nauk<br />

o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Ciszewskiego 8,<br />

02-776 Warszawa; tel.: 22 593 66 14; e-mail: tadeusz_kosla@sggw.pl<br />

*** Dr inż. Ewa Małgorzata Skibniewska - Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Wydział Nauk<br />

o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, ul. Ciszewskiego 8,<br />

02-776 Warszawa; tel.: 22 59 366 18; e-mail: ewa.skibniewska@wp.pl<br />

654

Wpływ warunków utrzymania na zawartość sodu w sierści kotów<br />

er. Mean sodium content in the fur of animals from that group amounted to 568.5 mg·kg -1 .<br />

In males that value was 554 mg·kg -1 and in females 583 mg·kg -1 . Statistical analysis revealed<br />

significant differences between the group of free-living male cats and the remaining<br />

investigated groups of cats. Biochemical analysis of blood serum showed significant<br />

differences in the content of creatinine, activity of alkaline phosphatase and glucose content.<br />

1. wprowadzenie<br />

Sód jest najważniejszym kationem płynu pozakomórkowego. Reguluje utrzymanie odpowiedniego<br />

ciśnienia osmotycznego i równowagę kwasowo-zasadową organizmu, warunkując<br />

zachowanie homeostazy. Pierwiastek ten zapewnia prawidłową czynność tkanki nerwowej<br />

i mięśniowej. Jego fizjologiczna zawartość w płynach pozakomórkowych wynosi od<br />

1<strong>40</strong> do 150 mmol·l -1 , podczas gdy w komórkach jego stężenie nie przekracza 10 mmol·l -1<br />

[Kośla 1999].<br />

Sód odgrywa szczególną rolę w utrzymaniu zdrowotności populacji kotów. W dostępnym<br />

piśmiennictwie jest szczególnie podkreślana konieczność suplementacji tego pierwiastka<br />

w diecie. Kot domowy jest zwierzęciem wykazującym swoistą gatunkową predylekcję<br />

do chorób dróg moczowych. W praktyce weterynaryjnej najczęściej spotyka się u kotów<br />

choroby dolnych dróg moczowych, określane wspólnym mianem FUS (Feline Urinary Syndrome)<br />

lub LUTD (Lower Urinary Tract Disease). Syndrom urologiczny kotów ma charakter<br />

polietiologiczny.<br />

Do najczęściej spotykanych zaburzeń związanych z FUS należą kamica moczowa,<br />

niedrożność cewki moczowej oraz idiopatyczne zapalenie pęcherza moczowego. Zespół<br />

objawów towarzyszących wyżej wymienionej chorobie powoduje znaczny dyskomfort życia<br />

zwierzęcia, prowadząc nierzadko do bezpośredniego zagrożenia jego życia [Bartges,<br />

Kirk 2006, Kahn 2008, Kruger i in. 1991, Gerber i in. 2005, Xu i in. 2009]. Z tego powodu<br />

większość kotów domowych otrzymuje gotowe diety lecznicze bądź karmy bytowe,<br />

zawierające dodatki zwiększające ilość przyjmowanej przez nie wody i jednocześnie<br />

wzmagające diurezę.<br />

Do najpopularniejszych składników diet typu urinary stosowanych w żywieniu kotów domowych<br />

należy chlorek sodowy. Doświadczalnie wykazano, że u kotów żywionych karmą<br />

zawierającą dodatki soli zwiększa się objętość wydalanego moczu, a wraz z nim są usuwane<br />

z organizmu substancje powodujące powstawanie kamieni moczowych oraz wywołujące<br />

stany zapalne w obrębie dolnych dróg moczowych.<br />

Doświadczenia przeprowadzone in vitro oraz badania kliniczne u ludzi cierpiących z powodu<br />

kamicy moczowej potwierdziły również, że wzrost objętości przyjmowanych płynów<br />

oraz ilości produkowanego i wydalanego moczu zapobiega powstawaniu złogów w drogach<br />

moczowych [Borghi i in. 1999, Guerra i in. 2005, Xu i in. 2009].<br />

655

Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla, Ewa Małgorzata Skibniewska<br />

Wyniki prowadzonych od wielu lat doświadczeń sugerują, że dodatki soli do diety kotów<br />

domowych wpływają korzystnie na zdrowotność zwierząt dotkniętych syndromem urologicznym<br />

[Kirk i in. 2006, Hamar i in. 1976, Hawthorne i Markwell 2004, Xu i in. 2006, Xu i in.<br />

2009]. Podwyższone stężenie soli w diecie kotów może być jednak przyczyną nadciśnienia<br />

tętniczego, a także może wywoływać choroby nerek u osobników tego gatunku. Przewlekła<br />

niewydolność nerek jest często spotykana u kotów w średnim wieku oraz u osobników<br />

starszych. Istnieje także pogląd, że duża zawartość sodu w diecie stymuluje zwiększone<br />

wydalanie wapnia przez nerki, co z kolei może zwiększać ryzyko powstawania szczawianów<br />

wapnia w nerkach oraz pęcherzu moczowym [Massey, Whiting 1995, Cirillo i in. 1997,<br />

Kirk, Biourge 2006].<br />

Szkodliwe działanie diety wysokosodowej stwierdzono także u innych gatunków ssaków.<br />

U szczurów żywionych pokarmem zawierającym 8% soli występowało zarówno nadciśnienie<br />

tętnicze, jak i niewydolność nerek. Podobną zależność stwierdzono także u psów<br />

[Bayorh i in. 2005, Langston i in. 1963].<br />

Badanie stanu zaopatrzenia organizmu w sód zazwyczaj opiera się na analizie surowicy<br />

krwi, w której pierwiastek ten osiąga stężenie od 143,6 do 156,5 mmol·l -1 [Winnicka 2002].<br />

W większości przypadków pobranie pełnej krwi żylnej nie stanowi problemu w codziennej<br />

praktyce klinicznej. Istnieje jednak pewien odsetek pobudliwych kotów, u których zabieg ten<br />

jest trudny do wykonania i nierzadko niebezpieczny zarówno dla osoby zabieg tan wykonującej,<br />

jak i dla samego zwierzęcia. Oprócz wymienionej wyżej trudności w pobraniu materiału<br />

do badań, poziom sodu w surowicy krwi jest labilny i odzwierciedla jego chwilową podaż.<br />

Z tego względu szczególnie przydatnym materiałem badawczym jest włos, który rośnie<br />

przez stosunkowo długi czas. Analiza zawartości biopierwiastków we włosach ludzi i zwierząt<br />

jest wartością uśrednioną i odzwierciedla stan zaopatrzenia organizmu w biopierwiastki<br />

w długim przedziale czasu [Anke, Risch 1979].<br />

2. cel badań<br />

Celem badań, których wyniki analizuje się w niniejszym opracowaniu, była ocena wpływu<br />

środowiska bytowania na zawartość sodu w sierści kotów oraz podstawowe wskaźniki<br />

hematologiczne i biochemiczne. Materiał badawczy stanowiły zdziczałe koty miejskie oraz<br />

koty domowe utrzymywane jako zwierzęta towarzyszące (n=20). Wiek badanych osobników<br />

zawierał się w przedziale od 1 roku do 3 lat. Badany materiał stanowiły próbki sierści<br />

oraz pełna krew żylna. Sierść po odtłuszczeniu mineralizowano w aparacie mikrofalowym,<br />

w kwasie azotowym pod ciśnieniem. W pobranych od zwierząt próbkach krwi badano<br />

morfologię wraz z rozmazem oraz oznaczano parametry biochemiczne. Zawartość sodu<br />

określano metodą ICP-OES w akredytowanym laboratorium, badania hematologiczne zaś<br />

- w laboratorium analitycznym. Otrzymane wyniki poddano analizie statystycznej z wykorzystaniem<br />

programu Statistica.<br />

656

Wpływ warunków utrzymania na zawartość sodu w sierści kotów<br />

3. Wyniki<br />

W analizowanych próbkach stwierdzono większą zawartość sodu w sierści kotów wolno<br />

żyjących. Średnia w tej grupie wynosiła 813,5 mg·kg -1 powietrznie suchej sierści. Zdecydowanie<br />

większą zawartość sodu odnotowano u samców reprezentujących tę grupę (1019<br />

mg·kg -1 ). Sierść samic zawierała średnio 608 mg·kg -1 . U kotów domowych wartości te były<br />

mniejsze. Średnia zawartość sodu w sierści zwierząt z tej grupy wynosiła 568,5 mg·kg -1 .<br />

U samców wartość ta wynosiła odpowiednio 554 mg·kg -1 , a u samic 583 mg·kg -1 (tab. 1).<br />

W analizie statystycznej stwierdzono istotne różnice (p≤ 0,05) między grupą samców<br />

wolno żyjących a pozostałymi badanymi grupami zwierząt. W analizie biochemicznej surowicy<br />

krwi odnotowano istotne różnice (p≤ 0,05) między wymienionymi grupami dotyczące<br />

zawartości kreatyniny, aktywności fosfatazy zasadowej oraz zawartości glukozy.<br />

Tabela1. Zawartość sodu w sierści kotów w zależności od środowiska utrzymania (mg·kg -1 )<br />

Table 1. The sodium contents in the cat hair depending on their living conditions (mg·kg -1 )<br />

Parametry statystyczne<br />

Koty wolno żyjące<br />

Koty hodowlane<br />

samce samice samce samice<br />

n 10 10 10 10<br />

Średnia arytmetyczna 608 1019 556 583<br />

Standardowe odchylenie 241 267 348 279<br />

Kwartyl dolny (25%) 477 775 328 <strong>40</strong>0<br />

Mediana 486 986 443 421<br />

Kwartyl górny (75%) 689 1253 890 727<br />

Objaśnienie: n - liczba próbek.<br />

4. podsumowanie<br />

W dostępnym piśmiennictwie brak jest opracowań dotyczących zawartości sodu w sierści<br />

kotów. Liczne są natomiast doniesienia dotyczące zawartości tego pierwiastka w surowicy<br />

krwi. W związku z postępem w medycynie weterynaryjnej i wzrostem oczekiwań opiekunów<br />

zwierząt poddano szerokiej analizie wpływ podwyższonej zawartości sodu w diecie<br />

na stan zdrowotny zwierząt.<br />

Stwierdzono, że pokarm zawierający do 3% sodu w suchej masie nie wykazuje szkodliwego<br />

działania i nie powoduje wzrostu ciśnienia tętniczego oraz chorób nerek u zwierząt zdrowych. Nie<br />

zaobserwowano także znaczącego pogorszenia wyników badań hematologicznych po zastosowaniu<br />

diety wysokosodowej u osobników ze stwierdzoną przewlekłą niewydolnością nerek. Podobne<br />

obserwacje dotyczyły psów zdrowych oraz psów chorych na przewlekłą niewydolność nerek<br />

[Cowgill i in. 2007, Greco i in. 1994, Bovee 2003, Kjolby i in. 2005, Xu i in. 2009].<br />

Prowadzone na dużej populacji kotów badania kliniczne potwierdziły, że stężenia soli<br />

stosowane w gotowych dietach przemysłowych są bezpieczne dla zwierząt i nie stanowią<br />

657

Michał Skibniewski, Tadeusz Kośla, Ewa Małgorzata Skibniewska<br />

czynnika ryzyka w odniesieniu do przewlekłej niewydolności nerek, a raczej chronią zwierzęta<br />

przed jej wystąpieniem [Hughes i in. 2002].<br />

W badaniach biochemicznych surowicy krwi, zarówno w grupie kotów domowych, jak<br />

i grupie kotów wolno żyjących, wszystkie parametry mieściły się w zakresie wartości referencyjnych<br />

przewidzianych dla tego gatunku.<br />

Koty domowe w większości przypadków są żywione gotowymi dietami bytowymi bądź<br />

leczniczymi, o ściśle określonym składzie chemicznym. Szczególny nacisk na rygorystyczne<br />

przestrzeganie zaleceń żywieniowych kładzie się w odniesieniu do samców tego gatunku,<br />

ponieważ większość z nich to osobniki kastrowane. Stąd też zaleca się, aby w perspektywie<br />

kilku do kilkunastu tygodni po orchiectomii, otrzymywały one jedynie pokarm<br />

przeznaczony dla tej właśnie grupy zwierząt.<br />

Świadomi właściciele na ogół także stosują się do zaleceń lekarzy weterynarii. Średnia<br />

zawartość sodu w sierści kotów utrzymywanych w domach była niższa niż w grupie zwierząt<br />

wolno żyjących. Można zatem przyjąć, że pomimo stosowania diet z dodatkami soli koty<br />

domowe nie są narażone na jej nadmiar.<br />

Duża natomiast zawartość sodu w sierści osobników żyjących na wolności świadczy<br />

o tym, że zwierzęta te, żywiące się między innymi odpadkami pokonsumpcyjnymi człowieka,<br />

mogą być narażone na wysokie stężenia soli w diecie, a ich pożywienie nie jest odpowiednio<br />

zbilansowane pod względem zawartości składników mineralnych. Jest to szczególnie wyraźnie<br />

widoczne w odniesieniu do samców reprezentujących omawianą grupę, u których średnia<br />

zawartość sodu w sierści wynosiła 1019 mg·kg -1 powietrznie suchej sierści.<br />

Piśmiennictwo<br />

Anke M., Risch M. 1979. Haaranalyse und Spurenelementstatus, VEB Gustav Fischer<br />

Verlag, Jena.<br />

Bartges J.W., Kirk C.A. 2006. Nutrition and lower urinary tract disease in cats. Vet.<br />

Bayorh M.A., Ganafa A.A., Emmett N. et al. 2005. Alterations in aldosterone and angiotensin<br />

II levels in salt-induced hypertension. Clin Exp Hypertens 27: 355-367.<br />

Borghi L., Meschi T., Schianchi S. et al.1999. Urine volume: stone risk factor and preventative<br />

measure. Nephron vol. 81: 31-37.<br />

Bovee K.C. 2003. Effect of chronic hypertension on renal function in dogs. Proceedings of the<br />

World Small Animal Veterinary Association, Bangkok,Thailand. Oct. 24–27; Available<br />

Cirillo M., Ciacci C., Laurenzi M. et al.1997. Salt intake, urinary sodium and hypercalciuria.<br />

Miner Electrolyte Metab. 23: 265-268.<br />

Clin. North Am Small Anim Pract 36: 1361-1376.<br />

Cowgill L.D., Segev G., Bandt C. et al. 2007. Effects of dietary salt on body fluid volume<br />

and renal function in healthy cats. J. Vet Intern Med. 21: 600-601.<br />

658

Wpływ warunków utrzymania na zawartość sodu w sierści kotów<br />

Gerber B., Boretti F.S., Kley S. et al. 2005. Evaluation of clinical signs and causes of<br />

lower urinary tract disease in European cats. J. Small Anim Pract. 46: 571-577.<br />

Greco D.S., Lees G.E., Dzendzel G.S. et al.1994. Effect of dietary sodium intake on<br />

glomerular filtration rate in partially nephrectomized dogs. Am J. Vet Res. 55: 152-159.<br />

Guerra A., Allegri F., Meschi T. et al. 2005. Effects of urine dilution on quantity, size,<br />

and aggregation of calcium oxalate crystals induced in vitro by an oxalate load. Clin<br />

Chem. Lab. Med. 43: 585-589.<br />

Hamar D., Chow F.C., Dysart M.I., Rich L.J. 1976. Effect of sodium chloride in prevention<br />

of experimentally produced phosphate uroliths in male cats. J. Am. Anim. Hosp.<br />

Assoc. 12: 514-517.<br />

Hawthorne A.J., Markwell P.J. 2004. Dietary sodium promotes increased water intake<br />

and urine volume in cats. J. Nutr. 134: 2128S-2129S.<br />

Hughes K.L., Slater M.R., Geller S. et al. 2002. Diet and lifestyle variables as risk<br />

factors for chronic kidney failure in pet cats. Prev. Vet. Med. 55: 1-15.<br />

Kahn C.M. 2008. The Merck Veterinary Manual, Merck and Company. Whitehouse Station, NJ.<br />

Kirk C.A., Jewell D.E., Lowry S.R. 2006. Effects of sodium chloride on selected parameters<br />

in cats. Vet Ther 7: 333-346.<br />

Kirk CA, Biourge VC. 2006. Managing struvite/calcium oxalate urolithiasis: point/counterpoint.<br />

In: Proceedings of the North American Veterinary Conference, Orlando. FL.<br />

January: 749–752.<br />

Kjolby M.J., Kompanowska-Jezierska E., Wamberg S., Bie P. 2005. Effects of<br />

sodium intake on plasma potassium and renin angiotenin aldosterone system in conscious<br />

dogs. Acta Physiol. Scand. 184: 225-234.<br />

Kośla T. 1999. Biologiczne i chemiczne zanieczyszczenia produktów rolniczych. SGGW,<br />

Warszawa.<br />

Kruger J.M., Osborne C.A., Goyal S.M. et al.1991. Clinical evaluation of cats with<br />

lower urinary tract disease. J. Am Vet. Med. Assoc. 199: 211-216.<br />

Langston J.B., Guyton A.C., Douglas B.H., Dorsett P.E. 1963. Effect of changes<br />

in salt intake on arterial pressure and renal function in partially nephrectomized dogs.<br />

Circ. Res. 12: 508-513.<br />

Massey L.K., Whiting S.J. 1995. Dietary salt, urinary calcium, and kidney stone risk.<br />

Nutr. Rev. 53: 131-139.<br />

Winnicka A. 2002. Wartości referencyjne podstawowych badań laboratoryjnych w weterynarii.<br />

SGGW, Warszawa.<br />

Xu H., Laflamme D.P., Bartges J.W., Long G.L. 2006. Effect of dietary sodium on<br />

urine characteristics in healthy adult cats. [abstract]. J. Vet. Intern. Med. 20: 738.<br />

Xu, Hui; Laflamme, Dorothy P.L.; Long, Grace L. 2009. Effects of dietary sodium<br />

chloride on health parameters in mature cats. Journal of Feline Medicine and Surgery<br />

vol. 11: 435-441.<br />

659

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Barbara Symanowicz*, Stanisław Kalembasa*<br />

WPŁYW STOSOWANIA ODPADOWYCH MATERIAŁÓW<br />

ORGANICZNYCH I ICH MIESZANIN NA ZMIANY ZAWARTOŚCI<br />

ŻELAZA I MOLIBDENU W GLEBIE I ŻYCICY WIELOKWIATOWEJ<br />

(Lolium multiflorum Lam.)<br />

THE INFLUENCE OF APPLICATION ON THE WASTE ORGANIC<br />

MATERIALS AND THEIR MIXTURES ON THE CHANGES OF CONTENT<br />

IRON AND MOLYBDENUM IN SOIL AND ITALIAN RYEGRASS<br />

(Lolium multiflorum Lam.)<br />

Słowa kluczowe: węgle brunatne, osady ściekowe, życica wielokwiatowa, żelazo, molibden.<br />

Key words: brown coals, waste activated sludge, Italian ryegrass, iron, molybdenum.<br />

The three years pot experiment was carried of totally random scheme wich control object<br />

in three replications. The aimed was research the effect of waste brown coals, sludges as<br />

well as their mixtures of changes in the content iron and molybdenum in organic materials,<br />

soil and ryegrass (Lolium multiflorum Lam.).<br />

The total content of iron and molybdenum in organic materials, soil and dry mass of ryegrass<br />

was determined with the ICP-AES on emissoin spectrometr with inductive capivety<br />

plasm, following the “dry” mineralization of the samples.<br />

The average content of iron in dry mass ryegrass was 250,5 mg × kg -1 d.m. and molybdenum<br />

3,11 mg × kg -1 d.m. The highest content of iron was determinated in dry mass tested<br />

plant from objects fertilized with waste actvated sludges from Drosed and molybdenum after<br />

according waste brown coals from Konin.<br />

*<br />

Dr hab. inż. Barbara Symanowicz, prof. nadzw. AP i prof. dr hab. Stanisław Kalembasa<br />

- Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Wydział Przyrodniczy, Akademia Podlaska,<br />

ul. B. Prusa 14, 08-110 Siedlce; tel.: 25 643 12 76; e-mail: kalembasa@ap.siedlce.pl<br />

660

Wpływ stosowania odpadowych materiałów organicznych i ich mieszanin na zmiany...<br />

1. WPROWADZENIE<br />

W ostatnich latach obserwuje się gwałtowne obniżanie poziomu próchnicy w glebach<br />

Polski. Główną przyczyną takiej sytuacji jest zmniejszenie średniej dawki obornika do<br />

5,6 t na hektar Poza tym zachodzi ciągła mineralizacja substancji organicznej, a także przemieszczanie<br />

jej w głąb profilu w wyniku pogłębionej orki. Taka sytuacja zmusza do poszukiwania<br />

innych, niekownwencjonalnych źródeł materii organicznej. Mogą to być między innymi<br />

osady ściekowe i odpadowe węgle brunatne, które są źródłem materii organicznej, mikroelementów<br />

i pierwiastków śladowych [Baran i in. 2004; Gworek, Giercuszkiewicz-Bajtlik<br />

2004; Jankowska i in. 2008; Maciejewska 1998, 2003; Maciejewska, Pusz 2007; Ustawa<br />

o zmianie ustawy o odpadach… 2009]. Odpady mogą być wykorzystane w nawożeniu niektórych<br />

roślin, pod warunkiem, że nie będą zawierały szkodliwych ilości metali ciężkich i nie<br />

będą obciążone skażeniem sanitarnym [Ustawa o odpadach… 2001, Rozporządzenie Ministra<br />

<strong>Ochrony</strong> Środowiska i Zasobów Naturalnych i Leśnictwa… 2002]. Po uzyskaniu przez<br />

lokalną oczyszczalnię certyfikatu zarządzania środowiskiem 1<strong>40</strong>01 zwiększyły się możliwości<br />

rolniczego wykorzystania osadów ściekowych.<br />

Żelazo (Fe) i molibden (Mo) należą do grupy mikroelementów niezbędnych dla roślin<br />

i zwierząt [Kabata-Pendias i Pendias 2000]. Zawartość tych pierwiastków w glebie i roślinie<br />

wymaga troskliwego monitoringu, ponieważ potencjalnie niebezpieczne ich poziomy mogą<br />

być osiągane w roślinnej diecie pokarmowej zwierząt bez objawów szkodliwego wpływu takich<br />

poziomów żelaza i molibdenu na roślinach.<br />

Celem niniejszych badań było prześledzenie zmian w zawartości żelaza i molibdenu<br />

w materiałach organicznych, glebie i życicy wielokwiatowej (Lolium multiflorum Lam.) pod<br />

wpływem węgli brunatnych, osadów ściekowych i ich mieszanin.<br />

2. MATERIAŁ I METODY<br />

Trzyletnie doświadczenie wazonowe przeprowadzono metodą całkowicie losową<br />

z obiektem kontrolnym w trzech powtórzeniach. W badaniach wykorzystano glebę o wartości<br />

pH w H 2<br />

O – 7,5 oraz w 1 mol KCl·dm -3 – 6,9, całkowitej zawartości węgla w związkach<br />

organicznych 11,5 g·kg -1 i azotu całkowitego 1,0 g·kg -1 oraz całkowitej zawartości żelaza –<br />

2347 mg·kg -1 i molibdenu – 0,96 mg·kg -1 .<br />

Do wazonów wypełnionych glebą (piasek gliniasty lekki) w ilości 8 kg dodano odpadowe<br />

węgle brunatne, osady ściekowe, ich mieszaniny i obornik w ilości 7,5% masy gleby<br />

w wazonie. Stosowano także nawożenie mineralne w formie polifoski 8 (przedsiewnie) i saletry<br />

amonowej (pogłównie po I i II pokosie) w stosunku 1:1:1 (N:P:K) na wazon. Nasiona<br />

życicy wielokwiatowej (Lolium multiflorum Lam.) odmiany Kroto wysiewano w ilości 1 g na<br />

wazon. W sezonie wegetacyjnym wilgotność utworu glebowego utrzymywano na poziomie<br />

60% polowej pojemności wodnej (ppw).<br />

661

Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa<br />

W każdym roku zbierano cztery pokosy trawy w odstępach 30-dniowych. Pobrane próby<br />

trawy wysuszono i rozdrobniono. Po zakończeniu eksperymentu pobrano próby materiału<br />

glebowego, wysuszono i przesiano przez sito o średnicy oczek 1 mm. W tak przygotowanych<br />

materiałach oznaczono zawartość Fe i Mo metodą ICP – AES, na spektrofotometrze<br />

emisyjnym z indukcyjnie wzbudzaną plazmą [Szczepaniak 2005]. W roztworze analitycznym<br />

uzyskanym po mineralizacji biomasy trawy oraz utworu glebowego i stosowanych materiałów<br />

odpadowych „na sucho”, w piecu muflowym, nastawionym na postępujące zwiększanie<br />

temperatury do 450 0 C.<br />

Po całkowitym utlenieniu organicznych związków zawartych w próbce, popiół w tyglu<br />

zalano 5 cm 3 HCl (1:1) w celu rozłożenia węglanów, wydzielenia krzemionki oraz uzyskania<br />

anionów kwasów nieorganicznych i chlorków badanych kationów. Nadmiar kwasu HCl odparowano<br />

na łaźni piaskowej do sucha. Zawartość tygla powtórnie zalano HCl (10%) i uzyskany<br />

roztwór przeniesiono do kolby miarowej o pojemności 100 cm 3 , przez twardy sączek<br />

w celu oddzielenia krzemionki. Zawartość na sączku trzykrotnie przemyto rozcieńczonym<br />

HCl, a zawartość kolby uzupełniono do kreski, uzyskując roztwór analityczny do dalszych<br />

oznaczeń na aparacie Optima 3200 RL firmy Perkin Elmer.<br />

Uzyskane wyniki opracowano metodą analizy wariancji w celu oceny istotności różnic.<br />

W razie istotnych różnic wartości najmniejszej istotnej różnicy (NIR) wyliczono według testu<br />

Tukey’a, przy poziomie istotności p = 0,05.<br />

3. OMÓWIENIE WYNIKÓW I DYSKUSJA<br />

W tabeli 1 przedstawiono wykaz i opis obiektów, które były przedmiotem prowadzonego<br />

doświadczenia. Wykorzystane w badaniach komponenty charakteryzowała istotnie<br />

zróżnicowana zawartość żelaza i molibdenu (tab. 2). Najmniejsze ilości żelaza oznaczono<br />

w oborniku – 578 mg·kg -1 s.m., a molibdenu – 0,4 mg·kg -1 s.m. w odpadowym węglu brunatnym<br />

z Sieniawy.<br />

Ilość oznaczonych pierwiastków śladowych nie przekraczała dopuszczalnych norm<br />

na ich zawartość w tych materiałach [Gworek, Giercuszkiewicz-Bajtlik 2004, Kabata-Pendias,<br />

Pendias 2000, Rozporządzenie MOSZNiL … 2002, Ustawa o zmianie ustawy o odpadach<br />

… 2009]. Największa zawartość Fe charakteryzowała odpadowy węgiel brunatny<br />

z Kopalni Węgla Brunatnego w Sieniawie, a największa zawartość molibdenu – osady ściekowe<br />

z Oczyszczani Komunalno-Przemysłowej w Siedlcach.<br />

Po zakończeniu doświadczenia wykonano analizy na zawartość żelaza i molibdenu<br />

w podłożu glebowym (tab. 3). Obliczenia statystyczne wykazały istotne zróżnicowanie zawartości<br />

żelaza i molibdenu pomiędzy obiektami.<br />

Duże ilości oznaczonych pierwiastków w podłożu glebowym po trzyletnim cyklu badań<br />

mogą świadczyć o możliwości wykorzystania takiego podłoża do dalszych badań, po uzupełnieniu<br />

podstawowego nawożenia mineralnego. Zawartość żelaza oznaczona na obiek-<br />

662

Wpływ stosowania odpadowych materiałów organicznych i ich mieszanin na zmiany...<br />

cie kontrolnym (piasek gliniasty lekki) znalazła potwierdzenie w badaniach [Benedycki i in.<br />

2001, Kalembasa, Wiśniewska 2004], natomiast zawartość molibdenu kształtowała się na<br />

niskim poziomie, analogicznie jak w badaniach innych autorów [Kabata-Pendias, Pendias<br />

2000, Kalembasa i in. 2008]. Zastosowane w doświadczeniu materiały organiczne (odpadowe<br />

węgle brunatne, osady ściekowe, ich mieszaniny i obornik) wpłynęły na zwiększenie<br />

zawartości żelaza i molibdenu w podłożu.<br />

Tabela 1. Obiekty doświadczalne<br />

Table 1. Experimental objects<br />

Obiekty<br />

1<br />

2<br />

3<br />

4<br />

5<br />

6<br />

7<br />

8<br />

9<br />

10<br />

11<br />

12<br />

13<br />

Kombinacje<br />

Kontrolny<br />

Węgiel brunatny z Sieniawy<br />

Węgiel brunatny z Konina<br />

Osad ściekowy z Siedlec<br />

Osad ściekowy z Drosedu<br />

Osad ściekowy z Łukowa<br />

Węgiel brunatny z Sieniawy<br />

Węgiel brunatny z Sieniawy + osad ściekowy z Drosedu<br />

Węgiel brunatny z Sieniawy + osad ściekowy z Łukowa<br />

Węgiel brunatny z Konina + osad ściekowy z Siedlec<br />

Węgiel brunatny z Konina + osad ściekowy z Drosedu<br />

Węgiel brunatny z Konina + osad ściekowy z Łukowa<br />

Obornik<br />

Tabela 2. Zawartość żelaza i molibdenu w glebie, węglach brunatnych, osadach ściekowych<br />

i oborniku użytym w doświadczeniu w mg·kg -1 s.m.<br />

Table 2. The content of iron and molybdenum in soil, brown coals, waste activated sludges<br />

and FYM used in experiment in mg·kg-1 D.M.<br />

Komponent<br />

żelaza<br />

Zawartość<br />

molibdenu<br />

Piasek gliniasty lekki<br />

Węgiel brunatny z Sieniawy<br />

Węgiel brunatny z Konina<br />

Osady z Siedlec<br />

Osady z Drosedu<br />

Osady z Łukowa<br />

Obornik<br />

2347,0<br />

19733,0<br />

1148,0<br />

3344,0<br />

2543,9<br />

2027,0<br />

578,0<br />

0,96<br />

0,<strong>40</strong><br />

1,08<br />

6,78<br />

4,67<br />

5,30<br />

1,15<br />

NIR 0,05<br />

dla komponentów 9,9 0,11<br />

663

Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa<br />

Tabela 3. Zawartość żelaza i molibdenu w glebie po zakończeniu doświadczenia, mg·kg -1 s.m.<br />

Table 3. The content iron and molybdenum in soil after experiment, mg·kg -1 D.M.<br />

Obiekty<br />

Żelazo<br />

Zawartość<br />

Molibden<br />

1<br />

2<br />

3<br />

4<br />

5<br />

6<br />

7<br />

8<br />

9<br />

10<br />

11<br />

12<br />

13<br />

2186,3<br />

3311,7<br />

3036,7<br />

3422,9<br />

3699,1<br />

3541,7<br />

3602,1<br />

3292,0<br />

3208,2<br />

3079,1<br />

3517,3<br />

3096,3<br />

3316,3<br />

0,50<br />

0,25<br />

1,01<br />

1,28<br />

0,81<br />

1,06<br />

0,89<br />

1,41<br />

0,99<br />

0,78<br />

0,99<br />

1,<strong>40</strong><br />

1,11<br />

Średnie 3254,6 0,96<br />

NIR 0,05<br />

dla obiektów 501,5 0,53<br />

W tabeli 4 przedstawiono zmiany zawartości żelaza w życicy wielokwiatowej (Lolium<br />

multiflorum Lam.) pod wpływem badanych czynników.<br />

Tabela 4. Zawartość żelaza w życicy wielokwiatowej (średnie z trzech lat) w mg·kg -1 s.m.<br />

Table 4. Content of iron in Italian ryegrass (means of the three years) in mg·kg -1 D.M.<br />

Obiekty<br />

Zawartość żelaza<br />

lata<br />

I II III<br />

wartości średnie<br />

1<br />

2<br />

3<br />

4<br />

5<br />

6<br />

7<br />

8<br />

9<br />

10<br />

11<br />

12<br />

13<br />

325,3<br />

233,4<br />

3<strong>40</strong>,5<br />

294,8<br />

411,7<br />

294,1<br />

264,5<br />

259,0<br />

298,9<br />

276,7<br />

306,8<br />

381,4<br />

312,1<br />

2<strong>40</strong>,8<br />

248,8<br />

237,5<br />

209,7<br />

255,6<br />

252,6<br />

231,2<br />

244,9<br />

223,5<br />

213,0<br />

235,5<br />

294,6<br />

292,8<br />

312,8<br />

171,1<br />

222,2<br />

183,6<br />

232,1<br />

221,3<br />

156,0<br />

156,6<br />

158,6<br />

196,5<br />

168,8<br />

195,9<br />

215,6<br />

293,0<br />

217,8<br />

266,7<br />

229,4<br />

299,8<br />

256,0<br />

217,2<br />

220,2<br />

227,0<br />

228,7<br />

237,0<br />

290,6<br />

273,5<br />

Średnie 307,6 244,6 199,3 250,5<br />

NIR 0,05<br />

dla: obiektów (A) – 41,8; lat (B) – 14,0; interakcji: AxB – 72,4, BxA – 50,5.<br />

664

Wpływ stosowania odpadowych materiałów organicznych i ich mieszanin na zmiany...<br />

Żelazo należy do mikroelementów niezbędnych do wzrostu oraz rozwoju roślin wyższych<br />

i niższych, pełniących funkcje fizjologiczne i biochemiczne w organizmach roślinnych<br />

[Kabata-Pendias, Pendias 2000]. Średnia zawartość żelaza, które oznaczono w suchej<br />

masie życicy wielokwiatowej wynosiła 250,5 mg·kg -1 s.m.<br />

Obliczenia statystyczne wykazały istotne zróżnicowanie w zawartości żelaza pod<br />

wpływem badanych czynników oraz ich współdziałania. Największą ilość żelaza –<br />

299,8 mg·kg -1 s.m. – oznaczono w życicy zebranej z obiektu 5 (osad ściekowy z Drosedu).<br />

Zbliżone ilości żelaza zawierała również biomasa rośliny testowej, zebrana z obiektu kontrolnego<br />

i obiektu, na którym zastosowano odpadowy węgiel brunatny z Konina oraz osad<br />

ściekowy z Łukowa (obiekt 12).<br />

Analiza wariancji wykazała istotne, systematyczne zmniejszanie zawartości żelaza<br />

w życicy wielokwiatowej (Lolium multiflorum Lam.) w poszczególnych latach badań (od<br />

307,6 mg·kg -1 s.m. w 1998 r. do 199,3 mg·kg -1 s.m. w 2000 r.). Analogiczną tendencję<br />

zmniejszania się zawartości żelaza w suchej masie mieszanki pastwiskowej w kolejnych<br />

latach badań stwierdzono także w pracach innych autorów [Benedycki i in. 2001].<br />

Obliczenia statystyczne potwierdziły istotną współzależność między zastosowaniem<br />

różnych rodzajów odpadów oraz ich mieszanin i latami prowadzenia badań. Oznaczona<br />

zawartość żelaza w przeprowadzonych badaniach mieściła się w zakresie zawartości optymalnej<br />

w roślinach [Anke 1987,Gorlach 1991]. Uzyskane wyniki w badaniach własnych<br />

były porównywalne z wynikami badań [Kalembasa, Wiśniewska 2004], w których stosowano<br />

podłoże popieczarkowe. Zbliżoną zawartość żelaza oznaczono w runi użytków zielonych<br />

górskich [Wiśniowska-Kielian, Paździorko 2004]. W runi łąkowej nawadnianej ściekami<br />

krochmalniczo-browarnianymi [Grabowski i in. 2000], a także w życicy wielokwiatowej<br />

nawożonej wermikompostem, uzyskanym z komunalnych osadów ściekowych [Czyż<br />

i in.2001], zawartość tego mikroelementu natomiast była ok. dwu-, trzykrotnie mniejsza<br />

w porównaniu do wyników badań własnych autorów niniejszego opracowania.<br />

W celu określenia zależności między zawartością żelaza w glebie po zakończeniu badań<br />

i żelaza całkowitego w biomasie rośliny testowej obliczono współczynniki korelacji<br />

i wyznaczono równania regresji prostej. Uzyskane dane wskazują na istotną ujemną zależność<br />

(r = - 0,65) między zawartością żelaza w glebie a zawartością żelaza w roślinie testowej<br />

zebranej w III roku badań (y = 441,16 – 0,07x).<br />

Średnia zawartość molibdenu w życicy wielokwiatowej wynosiła 3,11 mg·kg -1 s.m.<br />

(tab. 5) i była istotnie zróżnicowana w zależności od badanych czynników oraz ich współdziałania.<br />

Dodatek do gleby mieszaniny węgla brunatnego z Konina z osadem ściekowym<br />

z Łukowa (obiekt 12) oraz obornika (obiekt 13) istotnie wpłynął na zmniejszenie zawartości<br />

molibdenu w biomasie rośliny testowej w porównaniu z jego zawartością oznaczoną w życicy<br />

wielokwiatowej zebranej z obiektu kontrolnego. W roku 2000 (ostatnim roku badań) ilość<br />

molibdenu w suchej masie życicy zmniejszyła się o 31,2% w stosunku do pierwszego roku<br />

badań. Oznaczona zawartość molibdenu w badaniach własnych była porównywalna z wyni-<br />

665

Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa<br />

kami innych badań [Kalembasa i Wiśniewska 2004, Kalembasa i in. 2008]. Uzyskane wyniki<br />

mieściły się w zakresie zawartości normalnej w roślinach [Gorlach 1991]. Korelacja między<br />

zawartością molibdenu w glebie po zakończeniu badań a zawartością molibdenu w biomasie<br />

życicy wielokwiatowej zebranej w III roku badań była dodatnia (r = 0,23).<br />

Tabela 5. Zawartość molibdenu w życicy wielokwiatowej (średnie z trzech lat) w mg·kg -1 s.m.<br />

Table 5. Content of molybdenum in Italian ryegrass (means of the three years) in mg·kg -1 D.M.<br />

Obiekty<br />

Zawartość molibdenu<br />

lata<br />

I II III<br />

Średnie<br />

1<br />

2<br />

3<br />

4<br />

5<br />

6<br />

7<br />

8<br />

9<br />

10<br />

11<br />

12<br />

13<br />

4,60<br />

4,50<br />

4,87<br />

3,63<br />

3,87<br />

3,79<br />

3,26<br />

3,44<br />

4,38<br />

4,64<br />

4,63<br />

2,90<br />

2,68<br />

2,30<br />

2,23<br />

3,<strong>40</strong><br />

3,81<br />

2,68<br />

2,51<br />

3,34<br />

2,63<br />

2,25<br />

2,50<br />

3,03<br />

2,54<br />

2,51<br />

2,95<br />

2,30<br />

3,00<br />

2,58<br />

2,83<br />

2,30<br />

3,00<br />

3,42<br />

2,41<br />

2,57<br />

2,51<br />

2,55<br />

2,54<br />

3,28<br />

3,01<br />

3,76<br />

3,34<br />

3,13<br />

2,87<br />

3,04<br />

3,16<br />

3,01<br />

3,24<br />

3,39<br />

2,66<br />

2,58<br />

Średnie 3,91 2,75 2,69 3,11<br />

NIR 0,05<br />

dla: obiektów (A) – 0,66; lat (B) – 0,22; interakcji: AxB – 1,14, BxA – 0,80.<br />

Na podstawie przeprowadzonych badań stwierdzono ujemną zależność (r = - 0,65)<br />

między ilością żelaza wprowadzonego do gleby z odpadami a ilością żelaza oznaczonego<br />

w biomasie życicy wielokwiatowej w I roku badań. Również dla molibdenu analogiczna zależność<br />

była ujemna (r = - 0,26).<br />

Zmniejszenie zawartości badanych pierwiastków w suchej masie rośliny testowej było<br />

zróżnicowane w poszczególnych latach uprawy. W II roku doświadczenia w większym stopniu<br />

w biomasie życicy wielokwiatowej zmniejszała się zawartość molibdenu, a w III roku badań<br />

– żelaza.<br />

4. WNIOSKI<br />

1. Zastosowane odpadowe materiały organiczne oraz ich mieszaniny zwiększyły zawartość<br />

żelaza i molibdenu w glebie.<br />

2. Odpadowe węgle brunatne, osady ściekowe oraz ich mieszaniny istotnie różnicowały<br />

zawartość żelaza (Fe) i molibdenu (Mo) w suchej masie życicy wielokwiatowej.<br />

3. W kolejnych latach badań nastąpiło zmniejszenie zawartości żelaza i molibdenu w suchej<br />

masie życicy.<br />

666

Wpływ stosowania odpadowych materiałów organicznych i ich mieszanin na zmiany...<br />

4. Oznaczona zawartość żelaza i molibdenu w suchej masie trawy mieściła się w zakresie<br />

liczb granicznych dopuszczalnych dla pasz.<br />

PIŚMIENNICTWO<br />

ANKE M. 1987. Kolloquien des Instituts für Pflanzenernührung. Jena 2: 110–127.<br />

BARAN S., WÓJCIKOWSKA-KAPUSTA A., ŻUKOWSKA A., OLESZCZUK P. 2004. Wykorzystanie<br />

kompostów do odkwaszania gleb na gruntach zdewastowanych przez intensywne<br />

zakwaszenie. Rocz. Gleb. LV(2): 9–15.<br />

BENEDYCKI S., GRZEGORCZYK S., GRABOWSKI K., PUCZYŃSKI J. 2001. Zawartość<br />

składników pokarmowych w runi mieszanek pastwiskowych. Zesz. Probl. Post. Nauk<br />

Rol. 479: 31–36.<br />

CZYŻ H., KITCZAK T., TRZASKOŚ M. 2001. Wpływ wermikompostu na plon i skład chemiczny<br />

życicy wielokwiatowej (Lolium multiflorum). Pam. Puł. 125: 21–26.<br />

GORLACH E. 1991. Zawartość pierwiastków śladowych w roślinach pastewnych jako miernik<br />

ich wartości. Zesz. Nauk. AR w Krakowie 262(34): 13–22.<br />

GRABOWSKI K., GRZEGORCZYK S., BIENIEK B., BENEDYCKI S. 2000. Zawartość mikroelementów<br />

w runi łąkowej nawadnianej ściekami. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 471: 699–703.<br />

GWOREK B., GIERCUSZKIEWICZ-BAJTLIK M. 2004. Przyrodnicze użytkowanie osadów<br />

ściekowych w aspekcie ochrony gleb i wód w aktach prawnych Unii Europejskiej i Polski.<br />

Rocz. Gleb. LV(2): 151–161.<br />

JANKOWSKA J., CIEPIELA G., A., JANKOWSKI K. 2008. Wpływ rekultera na początkowy<br />

wzrost i rozwój wybranych gatunków traw. Ochr. Środ. i Zasob. Natur. 37 IOŚ: 159–169.<br />

KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 2000. Trace Elements in Soils and Plants. (3-rd Edition),<br />

CRC Press.<br />

KALEMBASA D., WIŚNIEWSKA B. 2004. Wykorzystanie podłoża popieczarkowego do rekultywacji<br />

gleb. Rocz. Gleb. LV(2): 209–217.<br />

KALEMBASA S., SYMANOWICZ B., WYSOKIŃSKI A. 2008. Wpływ kompostowanych osadów<br />

ściekowych z korą i trocinami oraz ich współdziałanie z NPK na zawartość wybranych<br />

mikroelementów w glebie i roślinie. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 526: 334–335.<br />

WIŚNIOWSKA-KIELIAN B., PAŹDZIORKO A. 2004. Ocena zawartości mikroelementów<br />

w roślinności użytków zielonych w regionie górskim. Ann. UMCS, Sec.E 59, 3: 1371–<br />

1379.<br />

MACIEJEWSKA A. 1998. Węgiel brunatny jako źródło substancji organicznej i jego wpływ<br />

na właściwości gleb. Wyd. Politechnika Warszawska: 74.<br />

MACIEJEWSKA A. 2003. Węgiel brunatny jako źródło materii organicznej. W: Substancje<br />

humusowe w glebach i nawozach. PTSH, Wrocław, roz. 4: 39–59.<br />

MACIEJEWSKA A., PUSZ A. 2007. Wpływ węgla brunatnego na zawartość metali ciężkich<br />

w roślinach. Ochr. Środ. i Zasob. Natur. 3 IOŚ: 284–291.<br />

667

Barbara Symanowicz, Stanisław Kalembasa<br />

Rozporządzenie Ministra <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa<br />

z dnia 1 sierpnia 2002 r. w sprawie komunalnych osadów ściekowych (Dz.U. 2002<br />

r. <strong>Nr</strong> 134, poz. 11<strong>40</strong>).<br />

SZCZEPANIAK W. 2005. Metody instrumentalne w analizie chemicznej. Wyd. PWN, Warszawa:<br />

165–168.<br />

Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach. Dz.U. <strong>Nr</strong> 62, poz. 628.<br />

668

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Leszek Lenc*<br />

Występowanie Streptomyces scabies na bulwach ośmiu<br />

odmian ziemniaka uprawianego w systemie ekologicznym<br />

i integrowanym<br />

Occurrence of Streptomyces scabies on tubers<br />

of eight potato cultivars grown in organic and<br />

integrated cropping system<br />

Słowa kluczowe: ziemniak, Streptomyces scabies, system ekologiczny, system integrowany.<br />

Key words: potato, Streptomyces scabies, organic system, integrated system.<br />

In Poland, the importance of potato processing is still increasing, thus special attention is<br />

paid to the quality of the tubers. One of the reasons for substantial reduction of the commercial<br />

value of potatoes, and often elimination from the further use in the food industry, is<br />

common scab of potato (S. scabies).<br />

The aim of this study was to compare the occurrence of common scab on potatoes grown<br />

in organic and integrated cropping system and to assess the susceptibility of cultivars to this<br />

disease. Research conducted in 2005–2007 on experimental fields in Osiny (Institute of Soil<br />

Science and Plant Cultivation – National Research Institute) covered 8 cultivars: Orlik, Drop,<br />

Gracja, Korona, Bartek, Triada, Syrena, Zeus. Evaluation of the occurrence of common scab<br />

was conducted on <strong>40</strong>0 randomly chosen tubers of each cultivar in both cropping systems.<br />

Statistical analysis of the average of three-year results showed that the percentage of infected<br />

tubers in both systems were at the same level, but the severity of the disease (disease<br />

index) was significantly lower in the organic cropping system. Significant differences in the<br />

severity of the disease have been also noted on particular cultivars. The lowest infestation<br />

was observed on cv. Korona, and the highest on cv. Zeus.<br />

* Dr inż. Leszek Lenc – Katedra Fitopatologii, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy<br />

im. J. J. Śniadeckich w Bydgoszczy, ul. Koreckiego 20, 85-225 Bydgoszcz; tel.: 52 374 93 42;<br />

e-mail: lenc@utp.edu.pl<br />

669

Leszek Lenc<br />

1. Wprowadzenie<br />

Ziemniaki uprawiane w systemie ekologicznym i alternatywnym do niego systemie<br />

integrowanym przeznaczane są głównie na cele konsumpcyjne, dlatego istotną cechą<br />

jest ich wysoka jakość. Powinny one posiadać m.in. odpowiedni smak, regularny kształt,<br />

odpowiednią wielkość, zawartość suchej masy, niski poziom cukrów, małą skłonność do<br />

ciemnienia miąższu i gładką skórkę [Prośba-Białczyk i in. 2004].<br />

Jednym z głównych problemów w produkcji ziemniaka są choroby skórki, z których<br />

do najczęściej występujących należy parch zwykły (Streptomyces scabies). Sprawca<br />

jest patogenem glebowym, który występuje powszechnie, powodując duże straty.<br />

Możliwości ograniczenia jego występowania są niewielkie, nawet w integrowanym czy<br />

konwencjonalnym systemie uprawy [Kurzawińska 1992]. Zmiany i uszkodzenia skórki<br />

spowodowane porażeniem przez patogen obniżają wartość zarówno bulw jadalnych<br />

przeznaczonych dla przemysłu przetwórczego, jak i sadzeniaków [Kapsa 1993]. Występujące<br />

na bulwach objawy chorobowe lub inne uszkodzenia mogą w znacznym stopniu<br />

ograniczać na nie popyt.<br />

Panuje opinia, że gleba w ekologicznym systemie uprawy ma korzystniejszy skład mikroorganizmów<br />

glebowych aniżeli gleba w innych systemach uprawy. Dotyczy to głównie<br />

większej ilości i różnorodności grzybów saprotroficznych, które mogłyby ograniczać rozwój<br />

gatunków patogenicznych. Celem badań było porównanie występowania parcha zwykłego<br />

na ziemniakach uprawianych systemem ekologicznym i integrowanym oraz ocena podatności<br />

odmian na tę choroby.<br />

2. Materiał i metody<br />

Badania prowadzono na polach doświadczalnych IUNG PIB w Osinach k/Puław<br />

w doświadczeniu założonym przez IHAR Oddział w Jadwisinie, Zakład Agronomii Ziemniaka.<br />

Obiektem doświadczalnym było 8 odmian ziemniaka: Orlik, Drop, Gracja, Korona, Bartek,<br />

Triada, Syrena oraz Zeus.<br />

W obu systemach zabiegi uprawowe gleby wykonano zgodnie z zaleceniami agrotechnicznymi.<br />

Przedplonem była pszenica ozima. W ekologicznym systemie uprawy po zebraniu<br />

pszenicy wysiewano poplon (w zależności od roku – bobik z grochem, łubin wąskolistny,<br />

grykę, facelię i gorczycę białą).<br />

Ziemniaki sadzono w III dekadzie kwietnia, w rozstawie 75x32 cm. Ze środków ochrony<br />

roślin w ekologicznym systemie zastosowano Nowodor, Miedzian Extra 350 SC i Funguran-OH<br />

50 WP. Odchwaszczanie wykonywano ręcznie. W integrowanym systemie uprawy<br />

wykonano również ręczne odchwaszczanie oraz, biorąc pod uwagę progi szkodliwości<br />

agrofagów, zastosowano chemiczne środki ochrony roślin (Actara, Fusilade Forte, Curzate,<br />

Aprobat, Ridomil Gold).<br />

670

Występowanie Streptomyces scabies na bulwach ośmiu odmian ziemniaka uprawianego...<br />

Ziemniaki zbierano w terminach zgodnych z zaleceniami agrotechnicznymi, wynikającymi<br />

z wczesności odmian. Występowanie parcha zwykłego badano na <strong>40</strong>0 losowo wybranych<br />

bulwach (4x100) każdej odmiany, w obu systemach uprawy, określając procent bulw<br />

z objawami porażenia i stopień nasilenia choroby.<br />

Przy ocenie stopnia porażenia zastosowano 9-stopniową skalę oceny od 0 do 8 0 , w której<br />

0 0 – oznaczało brak objawów chorobowych, a 8 0 – powyżej 50% zakażonej powierzchni.<br />

Wartości z oceny wyrażone w stopniach przeliczono na indeks porażenia (IP), według wzoru<br />

Townsenda i Heubergera [Wenzel 1948], dane określające liczbę porażonych obiektów<br />

(wyrażone w procentach) przekształcono natomiast na stopnie kątowe Blissa. Uzyskane<br />

wyniki poddano obliczeniom statystycznym, stosując analizę wariancji i w celu porównania<br />

średnich – test Tukey’a.<br />

W okresie prowadzonych badań warunki pogodowe były zróżnicowane. Panujące<br />

w czasie prowadzenia doświadczenia warunki pogodowe przedstawiono w tabeli 1.<br />

Miesiąc<br />

Kwiecień<br />

Maj<br />

Czerwiec<br />

Lipiec<br />

Sierpień<br />

Wrzesień<br />

Październik<br />

Tabela 1. Rozkład temperatur i opadów w poszczególnych dekadach okresów wegetacyjnych<br />

ziemniaka w latach 2005-2007<br />

Table 1. Temperatures and rainfalls in particular decades of potato cropping seasons in 2005-<br />

2007<br />

Dekada<br />

Temperatura [ 0 C] Opady [mm] Liczba dni z opadami<br />

2005 r. 2006 r. 2007 r. 2005 r. 2006 r. 2007 r. 2005 r. 2006 r. 2007 r.<br />

I 8,8 6,7 6,9 2,0 19,5 9,4 3 5 4<br />

II 11,0 8,0 9,8 2,1 6,5 2,8 4 5 3<br />

III 7,1 13,0 10,8 12,2 1,1 1,2 3 4 1<br />

I 11,2 13,6 10,5 46,5 4,4 13,6 7 2 4<br />

II 11,2 14,5 15,5 20,4 28,9 29,4 5 7 4<br />

III 18,8 13,6 21,0 0,0 24,7 36,8 0 6 6<br />

I 13,7 12,3 18,9 18,7 18,7 42,8 6 7 4<br />

II 17,3 18,5 20,8 12,9 0,0 6,4 4 0 2<br />

III 18,2 22,2 17,7 0,1 0,5 13,6 1 1 5<br />

I 19,9 22,3 17,1 0,0 0,0 27,9 0 0 6<br />

II 20,6 21,5 21,2 <strong>40</strong>,7 16,7 17,6 4 2 3<br />

III 20,1 23,6 19,6 65,8 4,0 3,5 8 1 2<br />

I 16,9 18,8 19,2 51,2 122,1 11,9 5 10 4<br />

II 16,9 18,6 19,9 0,4 69,2 14,7 1 7 6<br />

III 17,9 15,9 18,6 4,3 48,4 0,0 2 5 0<br />

I 16,7 15,8 14,4 0,2 7,5 56,0 1 4 9<br />

II 14,2 15,9 12,1 10,2 0,6 9,9 2 1 2<br />

III 13,3 14,9 12,8 13,6 0,0 20,3 2 0 2<br />

I 12,5 13,4 9,9 0,1 21,3 3,1 1 4 2<br />

II 7,1 8,0 6,1 1,7 3,2 3,8 6 2 3<br />

III 8,0 9,9 7,3 1,8 5,2 0,4 8 2 1<br />

671

Leszek Lenc<br />

Na występowanie badanej choroby największe znaczenie miał przebieg pogody<br />

w czerwcu i na początku lipca. Lapwood [1972] twierdzi, że nasilenie występowania parcha<br />

zależy w głównej mierze od opadów w okresie od czerwca do początku lipca, a według<br />

Rudkiewicz i Zakrzewskiej [1987] od sumy opadów w okresie od 20 maja do 20 czerwca.<br />

3. Wyniki i ich omówienie<br />

We wszystkich latach obserwowano wysoki procent porażenia bulw przez S. scabies.<br />

W pierwszym roku objawy występowały średnio na 68,5% bulw, w drugim na 50,2% bulw,<br />

a w trzecim na 98,6%.<br />

Indeks porażenia (IP) kształtował się odpowiednio na poziomie 14,2% 15,6% oraz<br />

21,4% (tab. 2).<br />

Analiza statystyczna średnich trzyletnich wyników badań wykazała, że w obu systemach<br />

uprawy - ekologicznym i integrowanym procent porażonych bulw był na tym samym<br />

poziomie, ale nasilenie choroby (IP) było istotnie niższe w ekologicznym systemie uprawy.<br />

Jednak uzyskane wyniki z poszczególnych lat badań nie były jednoznaczne. W latach 2005<br />

i 2007 istotnie mniej bulw z objawami parcha zwykłego obserwowano na ziemniakach uprawianych<br />

w systemie ekologicznym, w roku 2006 natomiast - w systemie integrowanym.<br />

Zróżnicowane nasilenie choroby obserwowano również na poszczególnych odmianach.<br />

Na niektórych odmianach, w jednym roku obserwowano wyższe nasilenie objawów chorobowych<br />

na bulwach ziemniaka uprawianego w systemie ekologicznym, w innym na bulwach<br />

uprawianych w integrowanym systemie uprawy (np. na bulwach odmian Orlik i Zeus). Obliczenia<br />

przeprowadzone na średnich z trzech lat badań wykazały, że w systemie ekologicznym<br />

istotnie mniejsze nasilenie choroby wystąpiło na bulwach sześciu odmian ziemniaka:<br />

Orlik, Drop, Bartek, Triada, Syrena i Zeus, na pozostałych natomiast (Gracja i Korona) mniej<br />

objawów parcha zwykłego obserwowano w integrowanym systemie uprawy.<br />

Zróżnicowanie w nasileniu parcha zwykłego w większym stopniu zależało od roku prowadzenia<br />

badań aniżeli od odmiany. Na bulwach odmiany Korona w latach 2005 i 2006<br />

obserwowano niewielkie nasilenie objawów chorobowych, w roku 2007 natomiast odmiana<br />

ta należała do grupy odmian o najwyższym stopniu porażenia. Analizując średnie trzyletnie<br />

wyniki badań pod kątem podatności odmian na porażenie przez S. scabies stwierdzono,<br />

że w obu systemach uprawy najmniej objawów chorobowych wystąpiło na bulwach<br />

odmiany Korona. W ekologicznym systemie uprawy największe nasilenie parcha zwykłego<br />

obserwowano na bulwach odmiany Gracja, a w integrowanym - odmiany Zeus. Zróżnicowanie<br />

w stopniu porażenia odmian obserwowali również Sadowski i in. [2004] i Lenc<br />

[2006]. Chrzanowska [2002] natomiast podaje, że większych różnic w podatności odmian<br />

nie stwierdzono, chociaż obserwuje się odmiany mniej porażane.<br />

672

Występowanie Streptomyces scabies na bulwach ośmiu odmian ziemniaka uprawianego...<br />

Tabela 2. Wpływ systemu uprawy na występowanie parcha zwykłego (S. scabies)<br />

Table 2. Effect of cropping system on occurrence of common scab (S. scabies)<br />

Odmiana<br />

Indeks porażenia (IP) w % w systemie<br />

% porażonych bulw w systemie uprawy<br />

uprawy<br />

ekologicznym integracyjnym średnio ekologicznym integracyjnym średnio<br />

2005 r.<br />

Orlik 82,3 91,8 87,1 14,5 31,8 23,2<br />

Drop 79,8 68,9 74,4 12,8 12,1 12,5<br />

Gracja 50,5 53,8 52,2 7,2 7,4 7,3<br />

Korona 52,0 15,3 33,7 6,7 2,0 4,4<br />

Bartek 86,8 95,3 91,1 12,7 28,4 20,6<br />

Triada 61,7 94,6 78,2 9,4 22,2 15,8<br />

Syrena 43,5 76,0 59,3 6,1 15,2 10,7<br />

Zeus 52,3 92,0 72,2 7,8 31,0 19,4<br />

Średnio 63,6 73,5 68,5 9,7 18,8 14,2<br />

2006 r.<br />

Orlik 64,0 66,0 65,0 24,2 16,4 20,3<br />

Drop 17,0 24,5 20,8 2,6 5,7 4,2<br />

Gracja 96,0 24,0 60,0 62,2 5,1 33,7<br />

Korona 22,5 1,5 12,0 3,7 0,2 2,0<br />

Bartek 33,5 32,0 32,8 6,6 4,8 5,7<br />

Triada 65,0 58,5 61,8 15,6 17,0 16,3<br />

Syrena 74,5 70,5 72,5 19,3 17,9 18,6<br />

Zeus 88,5 65,5 77,0 31,8 16,8 24,3<br />

Średnio 57,6 42,8 50,2 20,8 10,5 15,6<br />

2007 r.<br />

Orlik 100,0 100,0 100,0 18,7 29,3 24,0<br />

Drop 100,0 99,5 99,8 18,6 27,3 23,0<br />

Gracja 100,0 100,0 100,0 23,8 16,8 20,3<br />

Korona 100,0 100,0 100,0 22,5 18,1 20,3<br />

Bartek 100,0 100,0 100,0 16,9 20,5 18,7<br />

Triada 78,0 100,0 89,0 9,9 22,9 16,4<br />

Syrena 100,0 100,0 100,0 14,1 15,1 14,6<br />

Zeus 100,0 100,0 100,0 24,1 44,3 34,2<br />

Średnio 97,3 99,9 98,6 18,6 24,3 21,4<br />

Średnio w latach 2005–2007<br />

Orlik 82,1 85,9 84,0 19,1 25,8 22,5<br />

Drop 65,6 64,3 65,0 11,3 15,0 13,2<br />

Gracja 82,2 59,3 70,7 31,1 9,8 20,4<br />

Korona 58,2 38,9 48,6 11,0 6,8 8,9<br />

Bartek 73,4 75,8 74,6 12,1 17,9 15,0<br />

Triada 68,2 84,4 76,3 11,6 20,7 16,2<br />

Syrena 72,7 82,2 77,4 13,2 16,1 14,6<br />

Zeus 80,3 85,8 83,1 21,2 30,7 26,0<br />

Średnio 72,8 72,1 72,4 16,4 17,9 17,1<br />

Objaśnienia: I – system uprawy, II – odmiana, NIR – najmniejsza istotna różnica.<br />

NIR dla<br />

[IP]<br />

I = 0,89<br />

II = 2,81<br />

II/I = 3,98<br />

I/II = 2,53<br />

I = 0,87<br />

II = 2,74<br />

II/I = 3,88<br />

I/II = 2,46<br />

I = 0,63<br />

II = 1,98<br />

II/I = 2,80<br />

I/II = 1,76<br />

I = 0,25<br />

II = 0,65<br />

II/I = 0,92<br />

I/II = 0,70<br />

673

Leszek Lenc<br />

Istnieje wiele czynników wpływających na stopień porażenia bulw przez S. scabies.<br />

Liczne doniesienia literatury wskazują, że występowanie S. scabies na bulwach jest uzależnione<br />

głównie od warunków pogodowych w okresie wegetacji, zwłaszcza w okresie zawiązywania<br />

bulw. Mała wilgotność gleby stwarza korzystne warunki rozwoju dla patogenu<br />

[Kurzawińska 1992, Sadowski i in. 2002, Sadowski i in. 2004]. Głuska [2002] wykazała,<br />

że istnieje liniowe zmniejszenie objawów parcha zwykłego wraz ze wzrostem sumy opadów<br />

w czerwcu. Opady występujące w późniejszym okresie nie miały już istotnego wpływu na nasilenie<br />

choroby. Stwierdziła, że należy unikać gleb lekkich, a stosując uzupełniające nawadnianie,<br />

dążyć do zoptymalizowania zaopatrzenia roślin w wodę. Również Sadowski i in. [1996] wykazali,<br />

że gleba bardzo lekka nie jest odpowiednia do uprawy ziemniaka. Stosowanie nawadniania na<br />

takiej glebie zwiększyło nawet nasilenie choroby. Z badań prowadzonych w latach 1993-1998<br />

wynika, że nie tyle suma opadów w okresie wczesnego wzrostu bulw (czerwiec-lipiec), co wilgotność<br />

gleby i jej temperatura, decydują o nasileniu występowania parcha zwykłego. Największe<br />

porażenie zanotowano, gdy temperatura gleby wynosiła ok. 21°C, a jej wilgotność ok. 6%.<br />

Duże nasilenie S. scabies wskazuje, że w glebie w warunkach uprawy ekologicznej,<br />

nie wykształciły się zbiorowiska mikroorganizmów wpływających wyraźnie na ograniczenie<br />

tego patogenu. We wcześniejszych badaniach dotyczących zdrowotności bulw uprawianych<br />

w systemie ekologicznym i integrowanym także nie stwierdzono istotnej różnicy<br />

w występowaniu S. scabies [Sadowski i in. 2002, 2003].<br />

Bezpośredniej wyraźnej zależności między systemem uprawy a zbiorowiskiem grzybów<br />

na korzyść systemu organicznego nie stwierdzili również Łukanowski i in. [2001] Baturo<br />

i in. [1999] i Baturo i in. [2002], analizując zbiorowiska grzybów na korzeniach jęczmienia<br />

jarego i pszenicy ozimej.<br />

Parch zwykły jest chorobą, której nie można całkowicie wyeliminować, istnieją natomiast<br />

sposoby ograniczenia jej rozwoju. Jednym ze sposobów na częściowe ograniczenie rozwoju<br />

tego promieniowca jest przestrzeganie prawidłowej agrotechniki. Ziemniaki nie powinny być<br />

uprawiane na tym samym polu częściej niż co 4 lata, a przedplon nie powinien zbytnio przesuszać<br />

gleby. Nawożenie mineralne ma również wpływ na rozwój S. scabies. Nadmierne przenawożenie<br />

azotem wpływa na wzrost porażenia bulw. Uzależnione to jednak jest od odmiany<br />

ziemniaka, terminu sadzenia oraz warunków meteorologicznych w okresie wegetacji [Kurzawińska<br />

1992]. Niedobór manganu w glebie oraz nawożenie słomiastym obornikiem, zastosowanym<br />

wiosną, zwiększa porażenie bulw parchem [Wnękowski 1971, Staszewicz 1973].<br />

Do ważniejszych czynników sprzyjających porażeniu parchem zwykłym należy również<br />

wysokie pH gleby. Staszewicz [1973] stwierdził, że wapnowanie nie wpływa istotnie na<br />

zwiększenie porażenia bulw parchem w roku stosowania, wyraźnie natomiast zwiększa porażenie<br />

bulw w okresie od 3 do 5 lat po jego zastosowaniu. Jednocześnie, co należy zaznaczyć,<br />

wapnowanie jest jednym z niezbędnych zabiegów agrotechnicznych sprzyjających<br />

plonowaniu roślin [Szutkowska 1999]. Nawozy fizjologicznie kwaśne, np. siarczan amonu<br />

lub superfosfat, przez zmianę odczynu gleby, ograniczają intensywność porażenia.<br />

674

Występowanie Streptomyces scabies na bulwach ośmiu odmian ziemniaka uprawianego...<br />

Strzelczykowa już w 1958 r. wykazała, że stosując nawozy zielone (lucerna, łubin, żyto<br />

pastewne) można wzbogacić glebę w saprotroficzne gatunki Streptomyces i inne mikroorganizmy,<br />

które działając antagonistycznie, mogą okresowo zahamować rozwój patogenicznego<br />

S. scabies [Strzelczykowa 1958].<br />

Złożoność czynników warunkujących infekcje i rozwój S. scabies sprawiają, że dotychczas<br />

nie opracowano skutecznych metod ochrony zapobiegających jego występowaniu.<br />

Możliwość rozwiązania tego problemu dostrzega się w genetycznej odporności odmian [Lutomirska<br />

i Szutkowska 2000].<br />

4. Wnioski<br />

Duże nasilenie S. scabies wskazuje, że w glebie w warunkach uprawy ekologicznej<br />

nie wykształciły się zbiorowiska mikroorganizmów wpływających wyraźnie na ograniczenie<br />

tego patogenu.<br />

Zróżnicowanie występowania parcha zwykłego sugeruje konieczność doboru odmian<br />

do uprawy w systemie ekologicznym.<br />

Biorąc pod uwagę występowanie objawów parcha zwykłego na bulwach ziemniaka, spośród<br />

badanych ośmiu odmian ziemniaka najbardziej przydatną do uprawy – zarówno w systemie<br />

ekologicznym, jak i w systemie integrowanym – wydaje się być odmiana Korona.<br />

piśmiennictwo<br />

Baturo A., Sadowski Cz., Kuś J. 2002. Healthiness and fungus composition of barley<br />

roots under organic, integrated anf conventional farming systems (in Polish). Acta Agrobotanica<br />

v. 55 (1): 17–26.<br />

Baturo-Czajkowska A., Łukanowski A., Sadowski Cz. 1999. Health status of<br />

winter wheat farmed under ecological and conventional conditions. Bull. Pol. Ac.: Biol.<br />

47 (2–3): 59–64.<br />

Chrzanowska M. 2002. Wykorzystanie odporności odmian na choroby w ekologicznej<br />

uprawie odmian ziemniaka. W: Mat. konf. „Ziemniak spożywczy i jego przetwarzanie”,<br />

13–16 maja 2002, Polanica Zdrój: 11–17.<br />

Głuska A. 2002. Wpływ warunków glebowych i rozkładu opadów na plon i niektóre cechy<br />

jakości bulw jako ograniczenia w produkcji ekologicznej ziemniaka. Zesz. Probl. Post.<br />

Nauk Rol. 489: 113–121.<br />

Kapsa J. 1993. Występowanie parcha zwykłego na ziemniaku w Polsce w latach 1986 –<br />

1992. W: Mat. na sympozjum „Biotyczne środowisko uprawowe a zagrożenie chorobowe<br />

roślin”. Olsztyn 7 – 9 września 1993: 235–241.<br />

Kurzawińska H. 1992. Wpływ zróżnicowanego nawożenia azotowego oraz trzech terminów<br />

sadzenia wybranych odmian ziemniaka na występowanie parcha zwykłego (Strepto-<br />

675

Leszek Lenc<br />

myces scabies (Thaxt) Waksman et Henrici). Zesz. Nauk. AR w Krakowie 267: 149–158.<br />

Lapwood. D.H. 1972. The relative importance of weather soil and seed‐borne inoculum in<br />

determining the incidence of common scab in potato crops. Plant Pathology 3: 105–108.<br />

Lenc L. 2006. Rhizoctonia solani and Streptomyces scabies on sprouts and tubers of potato<br />

grown in organic and integrated systems, and fungal communities in the soil habitat.<br />

Phytopathol. Pol. 42: 13–28.<br />

Lutomirska B., Szutkowska M. 2000: Choroby i szkodniki okresu wegetacji. Metody<br />

zwalczania (fungicydy i insektycydy). Poradnik producentów ziemniaka: 63–76.<br />

Łukanowski A., Baturo-Czajkowska A., Sadowski Cz. 2001. Health status of<br />

cereals cultivated in different systems with a special respect to ecological cultivation.<br />

IOBC/WPRS Bulletin vol. 24 (1): 101–106.<br />

Prośba-Białczyk U., Nowak L., Matkowski K. 2004. Wpływ nawadniania i nawożenia<br />

azotem na produkcyjność dwóch odmian ziemniaka. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol.<br />

500: 313–323.<br />

Rudkiewicz F., Zakrzewska B. 1987. Wpływ niektórych elementów pogody na porażenie<br />

bulw parchem zwykłym i ocena reakcji odmian na tę chorobę. Biuletyn <strong>Instytut</strong>u<br />

Ziemniaka 35: 91–100.<br />

Sadowski Cz., Klepin J., Baturo A., Lenc L. 2002. Zdrowotność bulw i kiełków ziemniaka<br />

uprawianego w systemie ekologicznym i konwencjonalnym. Zesz. Probl. Post.<br />

Nauk Rol. 489: 95–102.<br />

Sadowski Cz., Korpal W., Lenc L., Kawalec A. 2003. Health status of tubers of potato<br />

cultivated under organic and integrated conditions. W: „Obieg pierwiastków w przyrodzie”<br />

Monografia t.II <strong>Instytut</strong> <strong>Ochrony</strong> Środowiska, Warszawa: 682–686.<br />

Sadowski Cz., Pańka D., Lenc L. 2004. Porównanie zdrowotności bulw i kiełków wybranych<br />

odmian ziemniaka uprawianych w systemie ekologicznym. Zesz. Probl. Post.<br />

Nauk Rol. 500: 373–381.<br />

Sadowski Cz., Peszek J., Rzekanowski Cz., Sobkowiak S. 1996. Effect of irrigation<br />

and different nitrogen fertilization rates on the occurrence of Streptomyces scabies<br />

(Taxter) on potato cultivated on very light soil. Plant Breeding and Seed Science<br />

<strong>40</strong> (1–2): 45–49.<br />

Staszewicz K. 1973. Parch zwykły ziemniaka (Streptomyces scabies). Biuletyn <strong>Instytut</strong>u.<br />

Ziemniaka 11: 185–193.<br />

Strzelczykowa A. 1958. Wpływ promieniowców antagonistycznych na niektóre bakterie<br />

glebowe. Acta Microbiol. Pol. 12: 283–297.<br />

Szutkowska M. 1999. Czy można ograniczyć porażenie parchem zwykłym? Ziemniak<br />

Polski nr 3: 3–8.<br />

Wenzel H. 1948. Zur erfassung des schadenausmasses in pflanzenschutzversuchen.<br />

Pflanzenschuzberichte 15: 81–84.<br />

Wnękowski S. 1971. Parch zwykły ziemniaków. Ochrona Roślin nr 10: 7–10.<br />

676

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Mirosław Kasperczyk*<br />

ZAWARTOŚĆ GLINU W WODACH LIZYMETRYCZNYCH<br />

W ZALEŻNOŚCI OD RODZAJU NAWOŻENIA ŁĄKI<br />

THE CONTENT OF ALUMINIUM IN PERCOLATION WATER DEPENDING<br />

ON THE MEADOW FERTILIZATION<br />

Słowa kluczowe: łąka, nawożenie, lizymetry, woda, glin.<br />

Key words: meadow, fertilization, lysimeters, water, aluminium.<br />

The investigations were conducted in the mountain region (6<strong>40</strong> m above the sea level) near<br />

Krynica in the years 2007–2008. The study persisted during two summer periods. The investigated<br />

field was located on the brown, acidic soil (pH KCl<br />

=4,3) of the loam sand granulometric<br />

composition and maximum water capacity equal to 59%. The aim of the study was to estimate<br />

the effect of the kind of meadow fertilization on the aluminium content in percolation water.<br />

The control and three fertilization variants i.e. minerally fertilized field and two fertilized by<br />

sheep penning (tight penning – 1 m 2 /animal and loose penning – 2 m 2 /animal) were taken<br />

into account. Each field of 50 m 2 area was equipped with three lysimeters located at the<br />

depth of <strong>40</strong> cm resulting from the soil thickness. The amount of percolating water collected<br />

in lysimeters was assessed several times successively as it appeared.<br />

Each kind of fertilization affected higher aluminium content in percolating water. The lowest<br />

effect was stated for mineral fertilization, whereas the most significant changes were affected<br />

by the tight penning. In the latter object the aluminium concentration in leachate water fluctuated<br />

in the range of 0.37–0.<strong>40</strong> mg∙dcm 3 and was almost two and four times higher than the<br />

value determined for the minerally fertilized and for the control object, respectively. The load<br />

of aluminium in percolating water from 1 ha was positively correlated with the amount of water<br />

transported through the soil profile.<br />

* Prof. dr hab. Mirosław Kasperczyk – Katedra Łąkarstwa, Uniwersytet Rolniczy,<br />

im. H. Kołłątaja w Krakowie, al. Mickiewicza 21, 31-120 Kraków; tel.: 12 662 43 63;<br />

e-mail: rkl@ar.krakow.pl<br />

677

Mirosław Kasperczyk<br />

1. Wprowadzenie<br />

Ujemny wpływ glinu na rozwój roślin jest zjawiskiem dość powszechnie znanym od<br />

dawna. Ogranicza on rozwój strefy włośnikowej korzenia, która w 95% jest odpowiedzialna<br />

za odżywianie roślin. Ten ujemny wpływ glinu na rozwój roślin przejawia się na glebach<br />

kwaśnych, gdzie dochodzi do nadmiernego uruchomienia tego pierwiastka ze skały macierzystej.<br />

Z badań Barczaka i Bilskiego [1983] wynika natomiast, że glin występujący w roztworze<br />

glebowym w niewielkich ilościach korzystnie oddziałuje na rozwój roślin, zwiększając<br />

ich odporność na choroby grzybowe i niekorzystne warunki siedliskowe (susza, niska i wysoka<br />

temperatura, zasolenie gleby).<br />

Gworek [1993] donosi z kolei, że pierwiastek ten w formie różnych związków naturalnych<br />

bądź chemicznych może być stosowany do nawożenia w celu unieruchomienia w glebie<br />

toksyczności metali ciężkich.<br />

W przypadku oddziaływania tego pierwiastka na świat zwierzęcy dość długo uważano<br />

go za nieszkodliwy, z powodu szybkiego wydalania tego pierwiastka z moczem. Jednak na<br />

początku lat dziewięćdziesiątych ubiegłego stulecia ukazały się wyniki badań świadczące<br />

o znacznej szkodliwości glinu dla ludzi i zwierząt [Kozłowski 1994, Sedrowicz i in. 1994, Nowak<br />

i Brus 1996, Bieńko i in. 1997]. Szkodliwość ta wynika głównie z wypierania przez glin magnezu<br />

z wielu enzymów decydujących o funkcjonowaniu układów: krwionośnego, nerwowego<br />

i kostnego. Nowak i Brus [1996] podają, że glin u ludzi powoduje uszkodzenie neuronów przypominające<br />

zmiany degeneracyjne obserwowane u ludzi cierpiących na chorobę Alzheimera.<br />

Rejony górskie są głównym miejscem wodorodnym (zajmują ok. 8,5% powierzchni kraju,<br />

i pokrywają ok. 35% potrzeb wodnych), a cechują je gleby kwaśne. Fakt ten skłonił autora<br />

do podjęcia w tych rejonach badań dotyczących kształtowania się zawartości glinu w wodach<br />

lizymetrycznych w zależności od rodzaju i poziomu nawożenia łąki.<br />

2. Warunki i metodyka badań<br />

Badania przeprowadzono w latach 2007-2008, na łące górskiej typu kostrzewy czerwonej<br />

(Festuca rubra) i mietlicy pospolitej (Agrostis capillaris). Na polu doświadczalnym występowała<br />

gleba brunatna o składzie granulometrycznym piasku gliniastego i maksymalnej pojemności<br />

wodnej wynoszącej 59%. Była to gleba kwaśna, jej pH KCl<br />

wynosiło 4,3. W badaniach<br />

uwzględniono 4 obiekty: obiekt kontrolny i 3 obiekty nawozowe - każdy o powierzchni 50 m 2 .<br />

Na jednym z obiektów nawozowych stosowano corocznie nawożenie mineralne, w dawce<br />

P 18<br />

K 50<br />

N 120<br />

kg∙ha -1 . W tym wypadku fosfor stosowano w postaci <strong>40</strong>-procentowego superfosfatu<br />

potrójnego, potas w 56-procentowej soli potasowej, a azot w formie 34-procentowej<br />

saletry amonowej. Dwa pozostałe obiekty nawozowe były nawożone za pomocą koszarzenia<br />

przy udziale owiec, wiosną 2006 r., z różną intensywnością. Na jednym obiekcie stosowano<br />

koszar luźny - 1 owca na 2 m 2 łąki, a na drugim koszar ciasny - 1 owca na 1 m 2 łąki,<br />

678

Zawartość glinu w wodach lizymetrycznych w zależności od rodzaju nawożenia łąki<br />

przez okres dwóch nocy. W pierwszym wypadku ilość pozostawionych składników nawozowych<br />

wynosiła: P = 14 kg·ha -1 , K = 147 kg·ha -1 oraz N = 92 kg∙ha -1 , a w drugim odpowiednio:<br />

28, 294, 182 kg∙ha -1 . Łąkę od roku 2006 koszono corocznie, dwukrotnie.<br />

Lizymetry zatrzymujące wodę przesiąkową, w kształcie walca o średnicy 50 cm ( pow.<br />

1943 cm 2 ), wkopano po 3 na każdym obiekcie, na głębokość <strong>40</strong> cm, ponieważ taka była<br />

miąższość gleby.<br />

Ilość opadów atmosferycznych oceniano za pomocą deszczomierza Hellmana umieszczonego<br />

na polu doświadczalnym. Ilość wody przemieszczającej się przez profil gleby w lizymetrach<br />

określano natomiast w miarę jej pojawiania się w kanistrach.<br />

Podczas każdego pomiaru wody pobierano próbkę do analizy chemicznej. Zawartość<br />

glinu w próbkach wody oceniono metodą ICP-AES (indukcyjnie wzbudzonej plazmy).<br />

3. Wyniki badań i ich omówienie<br />

Sumy opadów atmosferycznych w okresie wegetacji w obu latach były bardzo zbliżone<br />

(tab. 1). Różnica w ilości opadów w poszczególnych latach wynosiła zaledwie 17 mm.<br />

Jednakże ilość wody przemieszczonej przez lizymetry w drugim roku badań była znacznie<br />

mniejsza niż w roku pierwszym. Średnio różnica ta wynosiła 15%. Natomiast pomiędzy<br />

obiektami różnice w ilości wody przemieszczonej przez profil glebowy były nieznaczne.<br />

Tabela 1. Ilość wody opadowej i odpływowej z profilów gleby w okresie wegetacji (V–X)<br />

Table 1. Mount of rainfall and percolation water from soil profiles during the vegetation period<br />

Lata<br />

2007<br />

2008<br />

Opady<br />

(mm)<br />

807<br />

790<br />

Wariant<br />

Koszar<br />

Kontrola P 18<br />

K 50<br />

N 120<br />

luźny ciasny<br />

woda odpływowa (mm)<br />

268<br />

236<br />

267<br />

222<br />

271<br />

242<br />

303<br />

241<br />

NIR 0,05<br />

LSD 0,05<br />

Średnia z 2 lat 798 252 244 256 272 33<br />

39<br />

27<br />

Najmniejszy współczynnik odpływu wody cechował obiekt otrzymujący nawożenie mineralne<br />

(PKN), największy zaś obiekt koszaru ciasnego. W pierwszym przypadku współczynnik<br />

ten wynosił 30,6%, a w drugim 34,1%.<br />

Zawartość glinu w wodzie przesiąkowej była wyraźnie zależna od rodzaju i poziomu nawożenia<br />

(tab. 2). Najmniej tego pierwiastka zawierała woda obiektu kontrolnego. Pod wpływem<br />

nawożenia mineralnego (PKN) zawartość glinu w wodzie podwoiła się.<br />

Najbardziej ilość glinu w glebie zwiększyło nawożenie za pomocą koszarzenia. Woda<br />

na terenie, gdzie stosowano koszar luźny zawierała ponad trzykrotnie więcej glinu niż woda<br />

na obiekcie kontrolnym, a na terenie, gdzie stosowano koszar ciasny, różnica ta była aż<br />

czterokrotna.<br />

679

Mirosław Kasperczyk<br />

Ładunek wyniesionego glinu przez wodę przemieszczającą się przez profil gleby<br />

w przeliczeniu na 1 ha wahał się średnio za 2 lata od 0,29 kg w obiekcie kontrolnym do<br />

1,05 kg∙ha -1 w obiekcie, gdzie stosowano koszar ciasny (tab. 2). W tych samych obiektach<br />

w obu latach ładunki wynoszonego glinu na ogół były zbliżone. Wyjątek pod tym względem<br />

stanowił obiekt z koszarem ciasnym, gdzie ładunek wynoszonego glinu w roku pierwszym<br />

był prawie o 30% większy niż w roku drugim. Stąd też należy przypuszczać, że w roku koszarzenia<br />

zawartość glinu w wodzie przesiąkowej była jeszcze dużo większa.<br />

Tabela 2. Zawartość i ładunek glinu (Al) w wodach odpływowych<br />

Table 2. Content and load of aluminium (Al) in the percolation water<br />

Wariant<br />

Kontrola<br />

P 18<br />

K 50<br />

N 120<br />

Koszar luźny<br />

Koszar ciasny<br />

Zawartość (mg ∙ dcm -3 ) Ładunek (kg ∙ ha -1 )<br />

2007 r. 2008 r. średnia 2007r. 2008r. średnia<br />

0,10<br />

0,19<br />

0,30<br />

0,<strong>40</strong><br />

0,13<br />

0,19<br />

0,33<br />

0,37<br />

0,11<br />

0,19<br />

0,31<br />

0,39<br />

0,27<br />

0,51<br />

0,81<br />

1,21<br />

0,31<br />

0,42<br />

0,80<br />

0,89<br />

0,29<br />

0,46<br />

0,80<br />

1,05<br />

Stwierdzony największy współczynnik odpływu wody z terenu, gdzie stosowano koszar<br />

ciasny, a zwłaszcza w 2007 r., należy tłumaczyć słabszym zwarciem darni – niezregenerowaniem<br />

się jej po uszkodzeniu, jakiego doznała w czasie dość intensywnego koszarzenia.<br />

Stwierdzony najmniejszy współczynnik odpływu wody w obiekcie nawożonym mineralnie<br />

(PKN) należy łączyć z większą dynamiką wzrostu roślinności z racji otrzymywania w ciągu<br />

lata dwukrotnie azotu mineralnego. Z wcześniejszych badań autora i wsp. [Kasperczyk,<br />

Kacorzyk 2008] wynika, że o ilości zatrzymywanej wody opadowej decyduje gęstość i wysokość<br />

łanu.<br />

Większa zawartość glinu w wodzie przesiąkowej w obiektach nawożonych była przypuszczalnie<br />

wynikiem przemian chemicznych w glebie, jakim podlegał azot nawozowy.<br />

Azot bowiem pochodzący zarówno z nawozów mineralnych, jak i organicznych, w większym<br />

bądź mniejszym stopniu oddziałuje na glebę zakwaszająco. Składnik ten, występujący<br />

w glebie w formie NO 3–<br />

+<br />

, działa zakwaszająco, w formie zaś NH 4<br />

– w znacznej części<br />

podlega również utlenianiu do formy azotanowej (NO 3–<br />

). Stąd też na glebach już kwaśnych<br />

dodatkowy wzrost zakwaszenia sprzyja większemu uruchamianiu glinu.<br />

Wyraźnie mniejszą zawartość tego pierwiastka w wodzie obiektu corocznie nawożonego<br />

mineralnie w porównaniu do zawartości w wodzie obiektów nawożonych za pomocą koszarzenia<br />

przypuszczalnie można tłumaczyć dwoma kwestiami. Po pierwsze, przy nawożeniu<br />

mineralnym dostarczono do gleby znacznie większe ilości fosforu niż w czasie koszarzenia,<br />

a składnik ten wchodząc w reakcje z glinem na zasadzie sorpcji chemicznej ogranicza<br />

jego ilość w roztworze glebowym [Filipek, 1989]. Po drugie, w obiektach koszarzonych<br />

na wzrost koncentracji glinu w wodzie miał wpływ znaczny ładunek tego składnika pozostawiony<br />

w odchodach owiec – zwłaszcza z moczem.<br />

680

Zawartość glinu w wodach lizymetrycznych w zależności od rodzaju nawożenia łąki<br />

Zgodnie z rozporządzeniem Ministra Zdrowia w sprawie jakości wody przeznaczonej do<br />

spożycia za dopuszczalne uważa się stężenie glinu w wodzie wynoszące 0,20 mg∙dcm -3 .<br />

4. Wnioski<br />

W rejonie górskim wodę przemieszczającą się przez profil gleby, zasilającą wody rzeczne,<br />

charakteryzuje dość znaczna zawartość glinu.<br />

Nawożenie, zarówno mineralne, jak i organiczne, będące podstawowym czynnikiem<br />

intensyfikacji produkcji rolnej w znacznym stopniu przyczynia się do pogorszenia jakości<br />

wody z powodu wzbogacenia jej w glin.<br />

Koszarzenie, uznawane za nawożenie najbardziej racjonalne i proekologiczne w rejonach<br />

górskich, stanowi istotny czynnik sprzyjający zwiększeniu zawartości glinu w wodzie.<br />

Mając na uwadze zmniejszenie zawartości glinu w wodach rejonu górskiego, będącego<br />

miejscem wodorodnym, należy dążyć do ograniczenia zakwaszenia gleb, upowszechniając<br />

ich wapnowanie.<br />

piśmiennictwo<br />

Barszczak T., Bilski J. 1983. Działanie glinu na rośliny. Podst. Nauk Rol. 4: 16-24.<br />

Bieńko M., Radzki R., Puzio J. 1997. Wpływ glinu na zmiany parametrów fizycznych<br />

i geometrycznych kości kończyn kurcząt brojlerów. VI Międz. Symp. „Molekularne i fizjologiczne<br />

aspekty adaptacji ustrojowej”. Kraków: 39-41.<br />

Filipek T. 1989. Występowanie glinu ruchomego w glebie i jego oddziaływanie na rośliny.<br />

Post. Nauk Roln. 4/56: 3-13.<br />

Gworek B. 1993. Wpływ zeolitów na zmniejszenie akumulacji metali ciężkich w roślinach<br />

uprawnych na glebach zanieczyszczonych. Wyd. SGGW, Warszawa: 72.<br />

Kasperczyk M., Kacorzyk P. 2008. Wpływ rodzaju nawożenia na wartość gospodarczą<br />

łąki górskiej. Woda – Środowisko – Obszary Wiejskie 1: 143-150.<br />

Kozłowski H. 1994. Metale w medycynie i środowisku. Wiad. Chem. 48: 30-35.<br />

Nowak P., Brus R. 1996. Doświadczalne i kliniczne aspekty neurotoksycznego działania<br />

glinu. Podst. Hig. Med. Dośw. 50: 621-633.<br />

Sędrowicz L., Olędzka R., Witkowska D. 1994. Współczesne poglądy na temat<br />

neurotoksyczności glinu. Biomat. Chem. Toks. 27: 307-310.<br />

681

INDEks autorów<br />

A<br />

Arvay J. 123<br />

B<br />

Baczewska A.H. 431<br />

Balcerzak M. 13<br />

Baran A. 157<br />

Bartodziejska B. 388<br />

Bartoszewicz M. 465<br />

Bąk A. 278<br />

Bątorek-Giesa N. 396<br />

Bereznowski A. 643<br />

Bezak-Mazur E. 561<br />

Biel A. 130<br />

Bielicka A. 209<br />

Biernacka E. 171<br />

Bojakowska I. 22<br />

Bojanowska I. 209<br />

Bojarska K. 632<br />

Burzyńska I. 246<br />

Bzowski Z. 632<br />

C<br />

Chojnicki J. 49<br />

Chomutowska H. 513<br />

Ciesielczuk T. 70<br />

Cieszyńska M. 465<br />

Czajkowska A. 388<br />

D<br />

Demczuk M. 307<br />

Długoński J. 321<br />

Długosz J. 39, 76<br />

Dmuchowski W. 431<br />

Dobrowolska A. 608<br />

Domańska J. 236<br />

F<br />

Falkowska K. 96<br />

Filipek T. 96<br />

G<br />

Gabara M. 586<br />

Gajewska M. 388<br />

Garbiec K. 307<br />

Gołuchowska B. 70<br />

Gozdowski D. 431, 586<br />

Górska E.B. 586<br />

Gwiżdż M. 190<br />

J<br />

Jagustyn B. 396<br />

Jakubiak M. 380, 411<br />

Jasiewicz C. 157<br />

Jaworska H. 65<br />

Jezo P. 123<br />

Jóźwiak M. 419<br />

Jóźwiak M.A. 419<br />

K<br />

Kalembasa S. 660<br />

Kalembkiewicz J. 601<br />

Kalinowski R. 549<br />

Kasperczyk M. 677<br />

Kaszubkiewicz J. 177<br />

Kawałko D. 177<br />

Kicińska A. 199<br />

Kiczorowska B. 365<br />

Kita A. 278<br />

Kłódka D. 293, 372<br />

Kłusewicz K. 497<br />

Kobierski M. 76<br />

Kołodziejczyk K. 190<br />

Komorowicz M. <strong>40</strong>2<br />

Komsta A. 293, 372<br />

682

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr <strong>40</strong>, 2009 r.<br />

Kośla T. 171, 301, 643, 648, 654<br />

Kowalska M. 49<br />

Kozłowska-Strawska J. 254<br />

Krajewska E. 137, 262<br />

Kubiak A. 321<br />

Kubicka H. 338, 348, 448<br />

Kulikowska-Karpińska E. 497, 524<br />

Kusza G. 70<br />

Kwiatkowska-Malina J. 217<br />

L<br />

Ledwożyw I. 286, 313<br />

Lenc L. 669<br />

Leszczyńska M. 575<br />

M<br />

Maciejewska A. 217<br />

Madej K. 623<br />

Malczyk P. 39<br />

Malzahn E. 439<br />

Małuszyńska I. 171<br />

Małuszyński M.J. 31, 171<br />

Martyn W. 56<br />

Martyniak L. 331<br />

Matusiewicz M. 448<br />

Mazur A. 561<br />

Michalik P. 617<br />

Michalska M. 465<br />

Mroczek J. 293, 372<br />

Musilová J. 165<br />

Muszyński P. 144<br />

N<br />

Niemczuk B. 56<br />

Niesiobędzka K. 137, 262<br />

Niewiadomski A. 491<br />

Nowacki J. 465<br />

O<br />

Orłowska M. 524<br />

Ostrowska H. 524<br />

P<br />

Pacholewska M. 623<br />

Paraszkiewicz K. 321<br />

Pawłowski J. <strong>40</strong>2<br />

Pazurkiewicz-Kocot K. 278<br />

Piekarski W. 357<br />

Piekutin J. 533<br />

Piotrowska A. 76<br />

Poláková Z. 165<br />

R<br />

Radziemska M. 88<br />

Rauba E. 542<br />

Rauba K. 542<br />

Rauba M. 505<br />

Rożek S. 286, 313<br />

Ryłko E. 209<br />

S<br />

Sady W. 286, 313<br />

Sapek A. 455<br />

Sapek B. 224<br />

Siemieniuk A. 475, 483<br />

Skibniewska E.M. 643, 648, 654<br />

Skibniewski M. 643, 648, 654<br />

Skrajna T. 338, 348, 448<br />

Smoleń S. 270, 286, 313<br />

Sočo E. 601<br />

Sozański M.M. 575<br />

Stejskal B. 569<br />

Stępień W. 586<br />

Strzetelski P. 286, 313<br />

Sykała E. 103<br />

Symanowicz B. 660<br />

Szczykowska J. 475, 483<br />

Szyszlak-Bargłowicz J. 357<br />

Ś<br />

Śliwka M. 380, 411<br />

Świercz A. 103<br />

Świetlik R. 592<br />

683

Indeks Autorów<br />

T<br />

Telesiński A. 293, 372<br />

Tołoczko W. 491<br />

Tomaszewska K. 190<br />

Tóth T. 165<br />

Trawczyńska T. 491<br />

Trojanowska M. 592<br />

Trzciński P. 586<br />

V<br />

Vollmannova A. 123<br />

W<br />

Wardas M. 130<br />

Wesołowski M. 465<br />

Wróblewska H. <strong>40</strong>2<br />

Wyszkowski M. 88, 112<br />

Z<br />

Załęska-Radziwiłł M. 549<br />

Zawadzińska A. 608<br />

Ziółkowska A. 112<br />

Ż<br />

Żołnierz L. 190<br />

684

logo

products

Resources

Company

Terms of service
Privacy policy
Cookie policy
Cookie settings
Imprint
Change language
Made with love in Switzerland
© 2024 Yumpu.com all rights reserved

Hooray! Your file is uploaded and ready to be published.

Saved successfully!

Ooh no, something went wrong!