OCHRONA ÅRODOWISKA I ZASOBÃW NATURALNYCH nr 37

INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA 

INSTITUTE OF ENVIRONMENTAL PROTECTION 

OCHRONA 

ŚRODOWISKA 

I ZASOBÓW 

NATURALNYCH 

ENVIRONMENTAL PROTECTION 

AND NATURAL RESOURCES 

nr 37 

Warszawa 2008

Komitet Wydawniczy Instytutu Ochrony środowiska 

Prof. dr hab. Barbara Gworek – redaktor naczelny, 

prof. dr hab. Apolonia Ostrowska, prof. dr hab. inż. Jerzy Siepak, 

doc. dr hab. Grażyna Porębska, dr hab. Marzena Dudzińska 

Opracowanie edytorskie 

Maria Bucka, Maria Lackowska 

Korekta techniczna 

Barbara Oksańska 

© Copyright by INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA, Warszawa 2008 

Wydawca 

DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ 

00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11 

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

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

CZASOPISMO RECENZOWANE 

ISSN: 1230-7831-08-7 

Przygotowanie do druku i druk 

Wydawnictwo Naukowe Gabriel Borowski 

www.borowski.net.pl

W czasopiśmie OCHRONA ŚRODOWISKA I ZASOBÓW NATURALNYCH prezentowane 

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

tych są prezentowane wzajemne związki między reakcjami zachodzącymi w różnych 

elementach środowiska, związane z obiegiem składników w przyrodzie i odzwierciedlające 

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

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

regionalnym oraz lokalnym w aspekcie zrównoważonego rozwoju kraju. 

RADA PROGRAMOWA: 

‣ Prof. dr hab. Elżbieta Biernacka – SGGW Warszawa 

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

‣ Prof. dr hab. Halina Dąbkowska-Naskręt – ART Bydgoszcz 

‣ Prof. dr hab. Marek Degórski – PAN Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Ryszard Dębicki – UMCS Lublin 

‣ Prof. dr hab. Stanisław Kalembasa – AP Siedlce 

‣ Dr hab. Liliana Kalisz – docent IOŚ Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Alina Maciejewska – PW Warszawa 

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

‣ Prof. dr hab. Jan Siuta – IOŚ Warszawa 

‣ Prof. dr hab. Zbigniew Zagórski – SGGW Warszawa

SPIS TREŚCI 

Agnieszka Kolada, Hanna Ciecierska...................................................................9 

Terenowe metody badania makrofitów w jeziorach 

w świetle monitoringu biologicznego wód zgodnego 

z Ramową Dyrektywą Wodną 

Methods for lake macrophyte surveying in the light 

of biological monitoring required by Water Framework 

Directive 

Agnieszka Kolada.................................................................................................24 

Wykorzystanie makrofitów w ocenie jakości jezior 

w Europie w świetle wymogów Ramowej Dyrektywy Wodnej 

– przegląd zagadnienia 

The use of macrophytes in lake quality assessment 

in Europe in the light of the Water Framework Directive 

requirements – an overview 

Bogusław Michalec...............................................................................................43 

Analiza zamulania zbiornika wodnego w Zesławicach 

The analysis of silting of water reservoir in Zesławice 

Elżbieta Skorbiłowicz, Mirosław Skorbiłowicz, 

Przemysław Winiarek, Zbigniew Wojciuk...........................................................53 

METALE CIĘŻKIE W OSADACH DENNYCH I ROŚLINACH WODNYCH 

GÓRNEJ NARWI 

heavy metals in bottom sediments and aquatic plants 

upper narew 

Mirosław Skorbiłowicz, Elżbieta Skorbiłowicz, 

Zbigniew Wojciuk, Przemysław Winiarek...........................................................58 

WPŁYW ŹRÓDEŁ ANTROPOgENICZNYCH I NATURALNYCH 

NA JAKOŚĆ WÓD RZEKI NAREWKA 

The impact of natural and antropogenic sourceS 

quality of river water narewka 

Anna Asani............................................................................................................64 

Napełnienie koryta rzecznego a poziom wody 

w rejonie wałów przeciwpowodziowych 

Filling the river-bed and level of water in a levee area

Joanna Śliwa, Wiesław Deptuła...........................................................................72 

BADANIA MIKROBIOLOGICZNE WODY JEZIORA RUSAŁKA 

MICROBIOLOGICAL EXAMINATIONS OF RUSALKA LAKE WATER 

Zdzisław Małecki...................................................................................................86 

WPŁYW ZBIORNIKA RETENCYJNEGO GOŁUCHÓW 

NA OBIEG SUBSTANCJI BIOGENICZNYCH W SYSTEMIE 

RZECZNO-ZBIORNIKOWYM 

GOŁUCHÓW RETENTION RESERVOIR’S IMPACT UPON CIRCULATION 

OF BIOGENIC MATTER IN THE RIVER & RESERVOIR SYSTEM 

Magdalena Solan, Antoni Polonis.....................................................................105 

Prawne aspekty ochrony wód w Polsce 

The legal regulations of water protection in Poland 

Barbara Gworek, Katarzyna Tabak, Magdalena Pierścieniak, 

Danuta Maciaszek, Marlena Wilk....................................................................... 114 

Wybrane gatunki zwierząt jako wskaźniki zmian 

w środowisku 

Chosen the animals’ species as coefficients of changes 

in environment 

Anna Dećkowska, Magdalena Pierścieniak, 

Barbara Gworek, Danuta Maciaszek.................................................................128 

Wybrane gatunki roślin jako wskaźniki zmian w środowisku 

Chosen the plants’ species as coefficients of changes 


Justyna Wrzosek, Stanisław Gawroński, Barbara Gworek.............................139 

Zastosowanie roślin energetycznych w technologii 

fitoremediacji 

Use of crop plant cultivate for energy and phytoremediation 

Jacek Sosnowski, Joanna Jodełka, 

Roman Kolczarek, Jolanta Jankowska.............................................................152 

OCENA TOKSYCZNEGO DZIAŁANIA JONÓW ŻELAZA (Fe 2+ ) 

NA POCZĄTKOWY WZROST TRIFOLIUM PRATENSE L. 

I MEDICAGO SATIVA SP. MEDIA 

THE evaluation OF the Toxic performance IONS (Fe 2+ ) 

ON THE BEGINING GRAVING OF TRIFOLIUM PRATENSE L. 

AND MEDICAGO SATIVA SP. MEDIA 

Jolanta Jankowska, Grażyna Anna Ciepiela, Kazimierz Jankowski..............159 

WPŁYW REKULTERA NA POCZĄTKOWY WZROST I ROZWÓJ 

WYBRANYCH GATUNKÓW TRAW 

INFLUENCE OF „RECULTER” ON THE GROWING AND DEVELOPING 

OF SOME GRASSES SPECIES

Wojciech Mill, Tomasz Pecka, Adrian Schlama................................................170 

Ładunki krytyczne zakwaszenia i eutrofizacji 

oraz ocena potencjalnych zagrożeń wybranych 

ekosystemów lądowych Polski 

critical loads of acidity and eutrophication and assessment 

of potential risk to selected terrestrial ecosystems of Poland 

Magdalena Bielasik-Rosińska............................................................................186 

Środowiskowe scenariusze narażenia wykorzystywane 

w celu oceny ryzyka powodowanego przez substancje 

czynne i produkty biobójcze 

Environmental emission scenarios used in risk assessment of 

active substances and biocidal products 

Iwona Wiśniewska, Barbara Jaworska-Łuczak................................................194 

Wytyczne Europejskiego Urzędu ds. Bezpieczeństwa 

Żywności (EFSA) do oceny roślin genetycznie 

zmodyfikowanych zawierających „geny spiętrzone” 

Guidelines of European Food Safety Authority (EFSA) 

for genetically modified plants containing „stacked genes” 

Mieczysława Giercuszkiewicz-Bajtlik, Barbara Gworek..................................200 

METODY ZEWNĘTRZNEJ OCENY JAKOŚCI BADAŃ LABORATORIÓW 

WYKONUJĄCYCH ANALIZY WYBRANYCH PIERWIASTKÓW 

W PRÓBKACH ŚRODOWISKOWYCH 

METHODS FOR EXTERNAL TESTING QUALITY CONTROL OF LABORATORIES 

ANALYZING SELECTED ELEMENTS IN ENVIRONMENTAL SAMPLING 

Wojciech Gotkiewicz, Bartosz Mickiewicz........................................................210 

Ochrona środowiska na terenach rolniczych 

Euroregionu Niemen 

Environmental protection on rural areas of Niemen 

Euroregion 

Wojciech Gotkiewicz, Anna Strzelbicka-Pietrowicz.........................................222 

oCENA UWARUNKOWAŃ I MOŻLIWOŚCI zrównoważonego 

rozwoju gminy Purda w województwie warmińsko-mazurskim 

The premises of Purda parish sustainable development 

in warminsko-mazurskie province 

Urszula Kołodziejczyk........................................................................................232 

ZIMOWE UTRZYMANIE DRÓG A OCHRONA ŚRODOWISKA 

WINTER SURVIVAL OF ROADS AND PROTECTION OF ENVIRONMENT 

Krystian Kurowski..............................................................................................238 

WYBRANE TECHNICZNE I EKONOMICZNE UWARUNKOWANIA 

WYKORZYSTANIA ENERGII SŁONECZNEJ W POLSCE 

some TECHNICAL, AND ECONOMICAL CONDITIONS 

OF SOLAR ENERGY USAGE IN POLAND

Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 37, 2008 r. 

Agnieszka Kolada, Hanna Ciecierska 

Terenowe metody badania makrofitów w jeziorach 

w świetle monitoringu biologicznego wód zgodnego 

z Ramową Dyrektywą Wodną 

Methods for lake macrophyte surveying in the light of 

biological monitoring required by Water Framework 

Directive 

Słowa kluczowe: makrofity, terenowe metody badania, monitoring biologiczny, Ramowa 

Dyrektywa Wodna. 

Key words: macrophytes, field survey methods, biological monitoring, Water Framework 

Directive 

The paper introduces several field survey methods commonly used in European 

counties in aquatic vegetation investigation. One of the simplest method, formerly applied 

in lake monitoring, e.g. in Great Britain, was providing the list of species occurring in 

the stand. Due to the lack of quantitative data on macrophyte frequency and abundance 

the method might be insufficient to assess the lake ecological conditions. The more precise 

information can be achieved by using phytosociological method, considering not only 

floristic composition but also abundance (% cover) and sociability of the species within 

a relevé. The phytosociological approach is generally accepted and widely applied in hydrobotanical 

research in continental Europe, also in Poland. In many countries, e.g. in 

Germany, Austria, Denmark or Great Britain, in lake macrophyte surveying belt transect 

method is commonly used, although it can vary substantially in technical details such as 

number and width of transects, number and depth of survey zones etc. A complete mapping 

of the vegetation within the littoral zone provides the most detailed information on 

vegetation structure and composition. The latter can be used effectively for the whole lake 

assessment purposes. 

Dr n. biol., mgr inż. architekt krajobrazu Agnieszka Kolada – Instytut Ochrony Środowiska 

w Warszawie. Dr n. biol. Hanna Ciecierska – Uniwersytet Warmińsko-Mazurski, Katedra 

Botaniki i Ochrony Przyrody w Olsztynie.


Quantitative methods in macrophyte sampling are based in general on the estimation 

of frequency or abundance of the plant species or communities. Several scales of measurement 

of different accuracy are in use, starting from the simplest descriptive scales such 

as Kohler or DAFOR scale, throughout the more sophisticated ones based on percentage 

estimates, ending up with the most detailed measurements based on the absolute units of 

area cover or volume inhabited. 

Aquatic vegetation has not been a major issue in monitoring programs in most European 

countries until recently. Starting from the year 2000, when the Water Framework Directive 

[WFD; EC 2000] came into force, all the EU members were obliged to include in their 

monitoring programs methods based on biological components, also macrophytes. Several 

aspects are important to consider when selecting the appropriate method of aquatic plants 

investigation. For the biological monitoring purposes it is necessary to develop a method allowing 

comprehensive, quick and cost-effective surveys of the macrophyte stands. Furthermore, 

the method should provide data of the accuracy which enables reliable and unequivocal 

assessment of ecological status of the waterbody. 

1. WPROWADZENIE 

Roślinność wodna i szuwarowa to grupa organizmów, które tworzą w jeziorach przybrzeżną 

strefę zwaną fitolitoralem. Wielu badaczy podkreśla istotne znaczenie litoralu, jako 

strefy troficznej, miejsca bytowania wielu innych organizmów wodnych (mikrosiedliska dla 

bezkręgowców peryfitonowych, fitobentosu oraz ryb), strefy intensywnego obiegu materii, 

jej funkcji barierowej dla spływającej ze zlewni materii allochtonicznej (naturalna rola filtracyjna) 

oraz wielu innych [Pieczyńska 1988, 1993]. Zatem stan zachowania roślinności wodnej 

i związana z tym prawidłowość przebiegu procesów w strefie fitolitoralu mają zasadnicze 

znaczenie dla prawidłowego funkcjonowania całego ekosystemu jeziornego. 

Ocena jakości struktury i funkcjonowania ekosystemu wodnego, przez porównanie 

stanu istniejącego ze stanem oczekiwanym w warunkach niezakłóconych (referencyjnych), 

jest wymogiem stawianym monitoringowym systemom oceny i klasyfikacji wód 

przez Dyrektywę Europejską 2000/60/WE, zwaną Ramową Dyrektywą Wodną [RDW; EC 

2000]. Stan ekologiczny ekosystemu oceniany jest na podstawie kondycji zasiedlających 

go zespołów organizmów wodnych, tzw. elementów biologicznych. Ponieważ makrofity, 

obok fitoplanktonu, makrozoobentosu i ryb, stanowią jeden z podstawowych elementów 

oceny stanu ekologicznego, muszą być uwzględnione w narodowych systemach oceny 

i klasyfikacji wód. W większości krajów europejskich rutynowy monitoring tego elementu 

nie był dotychczas prowadzony lub prowadzony był w bardzo ograniczonym zakresie. 

Wejście w życie zapisów Ramowej Dyrektywy Wodnej postawiło wszystkie kraje Wspólnoty 

Europejskiej przed koniecznością dostosowania istniejących, bądź opracowania zu- 

10

Terenowe metody badania makrofitów w jeziorach w świetle monitoringu biologicznego... 

pełnie nowych metodyk monitoringowych do oceny wód na podstawie elementów biologicznych. 

Monitoring wszystkich elementów biologicznych, także makrofitów, wymaga opracowania 

dwóch uzupełniających i zależnych od siebie metodyk: (i) metodyki wykonywania badań 

w terenie, a więc sposób poboru materiału tak, aby pozyskane dane były wiarygodne i mogły 

być wykorzystane w dalszej analizie; (ii) metodyki oceny wód na podstawie materiału 

zebranego w terenie, a więc sposób przeliczenia danych i przedstawienia stanu środowiska 

w sposób liczbowy, na podstawie wskaźników. Celem artykułu było przedstawienie metod 

badania makrofitów w terenie, stosowanych dotychczas w różnych krajach europejskich 

oraz analiza ich praktycznych aspektów w świetle biologicznego monitoringu wód zgodnego 

z Ramową Dyrektywą Wodną. 

2. Przegląd terenowych metod badania makrofitów w jeziorach 

stosowanych w krajach europejskich 

Makrofity, jako grupa organizmów silnie związanych ze środowiskiem wodnym oraz 

wrażliwych na zmiany zachodzące w ekosystemie, stanowiły obiekt zainteresowań wielu 

badaczy i były przedmiotem badań, prowadzonych przede wszystkim przez ośrodki akademickie 

i instytucje naukowo-badawcze. Metody stosowane w badaniu makrofitów były 

bardzo różne: od najprostszej, opartej na spisach gatunkowych, przez bardziej złożone, jak 

metoda transektów, czy zaadoptowana do badań roślinności wodnej metoda zdjęć fitosocjologicznych 

[Braun-Blanquet 1964, Tüxen 1974, Matuszkiewicz 2002], po najdokładniejszą 

metodę pełnego mapowania roślinności w obrębie całego fitolitoralu. Poniżej przedstawiono 

szczegółowy przegląd różnych metod stosowanych w zakresie badania składu 

taksonomicznego roślinności wodnej oraz mierzenia obfitości makrofitów. 

2.1. Spisy florystyczne 

Najprostszą metodą, służącą rozpoznaniu składu taksonomicznego roślinności wodnej, 

są spisy florystyczne (listy gatunków występujących w jeziorze), dokonywane na podstawie 

obserwacji oraz poboru prób kotwiczką z brzegu lub z łodzi [Palmer 1989, Palmer i in. 1992, 

Toivonen i Huttunen 1995, Heegaard i in. 2001]. Metoda ta stosowana była m.in. w Wielkiej 

Brytanii, gdzie oficjalne metodyki badania makrofitów, zarówno wód płynących, jak i stojących, 

zostały opracowane i opublikowane już pod koniec lat 80-tych w dokumencie Methods 

for the Use of Aquatic Macrophytes for Assessing Water Quality [MEWAM 1987]. Zgodnie 

z tym dokumentem sposób badania makrofitów zależy od wielkości jeziora. Dla jezior małych 

rekomendowane jest wykonanie spisów gatunkowych z całego jeziora, dla dużych w wy- 

11


znaczonych transektach (liczba transektów powinna być proporcjonalna do wielkości jeziora 

i nie mniejsza niż trzy) lub kwadratach. Dzięki rozpowszechnieniu tej metodyki, badania makrofitów 

jezior w Wielkiej Brytanii były prowadzone stosunkowo intensywnie. Zaowocowało 

to zgromadzeniem obszernych baz danych, tak z całej Wielkiej Brytanii, jak i poszczególnych 

obszarów Anglii, Szkocji i Walii [Palmer i in. 1992, Lassiére 1995, Preston i Croft 1997, 

Palmer i Roy 2001], które stanowiły podstawę licznych projektów badawczych. Podstawową 

wadą metody opartej jedynie na spisach gatunkowych jest niewielka wartość informacyjna 

(brak danych o stosunkach ilościowych, obfitości, zajmowanej powierzchni itp.), a sam wykaz 

gatunków może być niewystarczający do przeprowadzenia dalszej oceny. 

2.2. Metoda fitosocjologiczna 

Powszechnie stosowaną metodą, opracowaną głównie dla zbiorowisk roślinności lądowej 

[Braun-Blanquet 1964, Tüxen 1974, Matuszkiewicz 1976], ale zaadaptowaną również 

do badań roślinności wodnej [Podbielkowski i Tomaszewicz 1996, Best 1988, Matuszkiewicz 

2002] jest metoda fitosocjologiczna. Ujęcie fitosocjologiczne szaty roślinnej jest powszechnie 

przyjętą i stosowaną w kręgach naukowych metodą badania makrofitów, także 

w Polsce [m.in. Dąmbska 1966, Gołdyn 1975, 1983, Tomaszewicz 1979, Kłosowski 1992, 

Podbielkowski i Tomaszewicz 1996, Matuszkiewicz 2002]. Fitocenozy wodne są zazwyczaj 

ubogie florystycznie, najczęściej stanowią jednogatunkowe asocjacje, z niewielkim, często 

przypadkowym udziałem innych gatunków, a ich identyfikacja i klasyfikacja oparta jest 

nie na charakterystycznej kombinacji gatunków, ale raczej na gatunku dominującym [Best 

1988, Matuszkiewicz 2002]. Stąd też większość metod oceny jakości wód na podstawie 

hydromakrofitów wykorzystuje cechy indykatywne samych gatunków, a nie budowanych 

przez nie zbiorowisk. Ponadto zdjęcia fitosocjologiczne, jakkolwiek przedstawiają stosunki 

ilościowe w obrębie płatu roślinnego (fitocenozy), to jednak nie dają obrazu stosunków ilościowych 

poszczególnych fitocenoz w obrębie całego fitolitoralu. Z tego względu podejście 

fitosocjologiczne ma ograniczone zastosowanie w metodykach monitoringowych. 

Przeniesieniem metody fitosocjologicznej na poziom badań krajobrazowych jest metoda 

sigma-asocjacji (fitokompleksów), oparta na zdjęciach synfitosocjologicznych [Géhu 

1976, 1977, Tüxen 1979]. Obszarem, na którym wykonuje się zdjęcie synfitosocjologiczne 

jest całkowita powierzchnia zajęta przez roślinność jeziora, czyli fitolitoral, w obrębie którego 

określa się udział poszczególnych płatów roślinnych w siedmiostopniowej skali pokrywania 

Brauna-Blanqueta. Metodę tę pod koniec lat 70-tych wykorzystali Tomaszewicz 

i Kłosowski [1985] do badań roślinności kilkudziesięciu jezior Pojezierza Sejneńskiego. Takie 

synfitosocjologiczne ujęcie roślinności nie tylko daje obraz wzajemnych stosunków ilościowych 

makrofitów w obrębie całego jeziora, ale umożliwia również śledzenie wieloletnich 

12


zmian roślinności, co wykazały badania powtórzone przez Kłosowskiego i in. [2004, 2006] 

na Pojezierzu Sejneńskim 25 lat później. 

2.3. Metoda transektów 

Często stosowaną do badań roślinności wodnej zarówno rzek, jak i jezior, a także polecaną 

przez Europejski Komitet Normalizacyjny CEN (Comité Europeén de Normalisation) 

[CEN 2002, 2003] jest metoda oparta na transektach. Polega ona na wytyczeniu prostopadłych 

do linii brzegowej jeziora sektorów (transektów) o długości obejmującej pełny zasięg 

głębokościowy występowania makrofitów i wykonaniu spisów florystycznych z oszacowaniem 

udziału ilościowego każdego gatunku. Badanie roślinności w transektach jest 

stosunkowo proste, niezbyt czasochłonne, a jednocześnie daje wiarygodną, szczegółową 

informację. Z tego względu metoda ta znalazła powszechne zastosowanie w metodykach 

monitoringowych w wielu krajach europejskich. 

W Finlandii, w opracowanej w połowie lat 90-tych metodyce monitoringowej [Keskitalo 

i Salonen 1994], zalecaną metodą badania makrofitów była metoda oparta na transektach, 

której podstawy zostały opracowane już w latach 70-tych przez Jenséna [1977]. Metoda ta 

polegała na wyznaczeniu na badanym jeziorze stałych transektów o szerokości 1 m i długości 

odpowiadającej całej szerokości strefy zarastania (od brzegu do maksymalnego zasięgu 

roślinności), wytyczonych prostopadle do linii brzegowej. Liczba transektów była wyliczana 

na podstawie wzoru, uwzględniającego powierzchnię jeziora oraz długość linii brzegowej 

[Jensén 1977]. Na każdym transekcie, w interwałach co 1 m, spisywane były wszystkie gatunki 

roślin, a także odnotowywano głębokość, substrat dna oraz inne obserwacje dodatkowe. 

Także obecnie w Finlandii, w monitoringu jezior zgodnym z RDW, rekomendowana jest 

metoda transektów [Leka i in. 2002, Leka i Kanninen 2003, Leka 2005]. 

Podobnie w Niemczech, gdzie intensywne badania makrofitów prowadzone były na 

skalę lokalną, w jeziorach alpejskich Bawarii, już od początku lat 80-tych [np. Meltzer i in. 

1986, 1987, 1990, Harlacher i in. 1991, 1993, 1995, wszystkie za Schaumburg 1996], stosowana 

była metoda transektów. Na każdym badanym jeziorze wyznaczane były transekty 

o szerokości 20 m i długości odpowiadającej całej strefie zarastania, od brzegu do 

maksymalnej granicy występowania makrofitów, w obrębie których kartowano roślinność 

jeziora. Makrofity pobierano przy pomocy kotwiczki, grabi lub innych chwytaczy, w czterech 

strefach głębokościowych (0–1 m, 1–2 m, 2–4 m i >4 m), a ich obfitość była szacowana 

w pięciostopniowej subiektywnej skali Kohlera [1978], od 1 – gatunek bardzo rzadki do 

5 – gatunek bardzo obfity. Metoda ta, tylko nieznacznie zmodyfikowana i uszczegółowiona, 

została zaadoptowana w najnowszej niemieckiej metodyce monitoringowej, zgodnej 

z założeniami Ramowej Dyrektywy Wodnej [Schaumburg i in. 2004]. Badanie makrofitów 

przeprowadza się obecnie również metodą transektów, w czterech strefach głębokościo- 

13


wych, przy czym liczba transektów zależy od wielkości jeziora oraz od stopnia zróżnicowania 

sposobu użytkowania terenu wokół jeziora (transekt wyznaczany jest wszędzie 

tam, gdzie zmienia się sposób zagospodarowania linii brzegowej, co może mieć istotny 

wpływ na zmienność układów roślinnych). Zarówno badania makrofitów, jak i gromadzenie 

wszystkich informacji dodatkowych przeprowadza się w oparciu o przygotowane formularze 

terenowe. 

Również w Austrii w badaniach makrofitów w jeziorach tradycyjnie stosowana była 

metoda transektów, wyznaczanych we wszystkich miejscach, gdzie sposób użytkowania 

terenu ulegał zmianie. Badania przeprowadzane były w strefach głębokościowych, a obfitość 

poszczególnych taksonów szacowana była w pięciostopniowej skali Kohlera [Janauer 

2001, 2002]. Obecnie na potrzeby rutynowego monitoringu wód w Austrii została opracowana 

bardziej szczegółowa metodyka badań terenowych, w której sprecyzowane zostały: 

szerokość transektów (2–5 m), strefy głębokościowe, w których przeprowadza się badania 

(0–1 m, 1–2 m, 2–4 m, 4–8 m, >8 m) oraz sposób oceny obfitości makrofitów, oparty 

na oszacowaniu przestrzeni zajmowanej przez poszczególny gatunek w trzech wymiarach 

(tzw. PME – Plant Mass Estimates), w skali Kohlera. Wskaźnik PME jest zatem miarą objętości 

słupa wody, zajmowanej przez każdy gatunek, a nie miarą pokrywania powierzchni 

[Janauer 2003]. 

W Danii regularny monitoring biologiczny, prowadzony na 31 jeziorach (27 słodkich 

i czterech słonawych), obejmował, obok fitoplanktonu, zooplanktonu i ryb, również makrofity 

[Baattrup-Pedersen i in. 2001]. Badanie makrofitów przeprowadzane było także metodą 

transketów, zlokalizowanych we wszystkich reprezentatywnych dla danego ekosystemu 

siedliskach, przy czym liczba transektów była zależna od wielkości jeziora. Pokrywanie roślinności 

badane było w strefach głębokościowych, wyznaczonych co 0,5 m głębokości, na 

powierzchni 1m 2 w obrębie każdej strefy. 

W Wielkiej Brytanii w 2005 r. opublikowany został nowy przewodnik do monitoringu 

brytyjskich wód stojących Common Standards Monitoring Guidance for Standing Waters 

[JNCC 2005], zgodnie z którym rekomendowaną metodą badania makrofitów jest metoda 

transektów, o szerokości 100 m każdy, wyznaczanych prostopadle do linii brzegowej 

w każdym homogennym układzie roślinności wokół jeziora (nie losowo). Na transekcie 

wyznacza się 20 punktów badawczych, w czterech strefach głębokościowych (0,25 m, 

0,5 m, 0,75 m i >0,75 m) i co 20 m linii brzegowej. W każdym punkcie z powierzchni 1 m 2 

pobiera się rośliny przy pomocy chwytacza, a obfitość każdego gatunku ocenia się według 

subiektywnej skali punktowej, w zakresie od 1 do 3. Na podstawie specjalnie przygotowanych 

formularzy terenowych zbierane są również dodatkowe informacje, jak: lista 

wszystkich zaobserwowanych gatunków, maksymalna głębokość występowania roślin, 

substrat dna itd. 

Jak wynika z powyższego przeglądu metoda transektów, chociaż powszechnie stosowana, 

ma jednak wiele odmian, a jej szczegóły techniczne (liczba transektów na jeziorze, 

14


szerokość pojedynczego transektu, liczba i szerokość interwałów, w których wykonywane 

jest badanie itd.) są odmienne. Szerokość transektów może być różna i wahać się od 1 m 

[Keskitalo i Salonen 1994, Baattrup-Pedersen i in. 2001], przez kilka, 2–5 m [Janauer 2002, 

Leka i in. 2002, CEN 2003], do nawet 20–30 m [Schaumburg i in. 2004]. Spisy gatunkowe 

mogą być wykonywane na każdym 1 m 2 transektu [Keskitalo i Salonen 1994, Baattrup-Pedersen 

i in. 2001], w interwałach kilkumetrowych, a także w podziale na poszczególne strefy 

głębokościowe, np. co 0,5 m [Baattrup-Pedersen i in. 2001] lub 0–1 m, 1–2 m, 2–4 m, 

4–8 m, >8 m głębokości [Janauer 2002; CEN 2003]. Liczba transektów jest najczęściej uzależniona 

od wielkości jeziora, rozwinięcia linii brzegowej oraz zróżnicowania sposobu zagospodarowania 

terenów przybrzeżnych [Jensén 1977, Keskitalo i Salonen 1994, Schaumburg 

i in. 2004], a rozmieszczenie transektów wyznaczane jest tak, aby obejmowały one 

pełne zróżnicowanie układów roślinnych. 

Metoda transektów pozwala na rozpoznanie podstawowych układów roślinnych dominujących 

w fitolitoralu, stwierdzenie zasięgu poszczególnych stref roślinności oraz maksymalnej 

głębokości wnikania roślinności zanurzonej, a także umożliwia obserwację zmian 

układów roślinnych w dłuższych okresach. Wadą metody jest możliwość pominięcia niektórych 

gatunków rzadszych, nietworzących samoistnych układów (lista florystyczna może być 

niepełna). Jednak metoda transektów wydaje się być najbardziej ekonomiczna pod względem 

praco- i czasochłonności w stosunku do jakości uzyskanych danych, stąd też jest ona 

polecana w badaniach monitoringowych. 

2.4. Mapowanie fitolitoralu 

Najdokładniejszą metodą badania makrofitów w terenie jest mapowanie roślinności jeziora. 

W metodzie tej ekosystem jeziora traktowany jest jako całość, a badanie składu taksonomicznego, 

rozmieszczenia i stosunków ilościowych roślinności przeprowadza się w obrębie 

całego jeziora. Takie synfitosocjologiczne ujęcie roślinności wykorzystane zostało m.in. w metodzie 

sigma-asocjacji [Tomaszewicz i Kłosowski 1985, Kłosowski i in. 2004, 2006], czy też 

w opracowanej w latach 80-tych w Polsce, opartej na strukturalno-przestrzennych układach 

roślinności, metodzie makrofitoindykacji [Rejewski 1981]. Mapowanie roślinności przeprowadza 

się w pełni sezonu wegetacyjnego (czerwiec–sierpień), zarówno z łodzi, przez wielokrotne 

sondowanie dna przy pomocy kotwiczki, jak i od strony lądu. Naniesienie rozmieszczenia 

oraz zasięgów poziomych i pionowych wszystkich zidentyfikowanych fitocenoz na plan batymetryczny 

jeziora umożliwia stosunkowo dokładne określenie struktury przestrzennej i stosunków 

ilościowych roślinności wodnej i szuwarowej w obrębie fitolitoralu. Powierzchnia całkowita 

fitolitoralu oraz powierzchnie zajmowane przez poszczególne zbiorowiska roślinne mogą 

być wyliczone na podstawie szczegółowych danych morfometrycznych. W celu usprawnienia 

metody oraz ograniczenia błędu pomiarowego, wynikającego z subiektywnej oceny badacza, 

15


przy mapowaniu zalecane jest obecnie wykorzystywanie systemu pozycjonowania satelitarnego 

[Jäger i in. 2004, Ciecierska i in. 2006, Ciecierska 2008]. Metoda mapowania fitolitoralu 

była dotychczas stosowana na skalę lokalną, w badaniach jezior rejonu Laski w Borach Tucholskich 

[Rejewski 1981], Pojezierza Mazurskiego [Ciecierska 2003, 2004a, 2004b, Kolada 

i Ciecierska 2003] czy Pomorskiego [Ciecierska i Żurawska 2004]. 

Nieco inne podejście do mapowania makrofitów w jeziorach rekomendowane jest w Belgii. 

W 2004 r. na potrzeby wdrażania Ramowej Dyrektywy Wodnej powstała metoda do oceny 

wód stojących obszaru Flandrii [Schneiders i in. 2004, Leyssen i in. 2005]. Badanie makrofitów 

w terenie przeprowadza się w obrębie całego jeziora, dzieląc fitolitoral na odcinki 

o homogennych układach roślinnych, przy czym dla jezior płytkich jako strefę fitolitoralu 

przyjmuje się pas do głębokości 2 m, a dla jezior głębokich do głębokości 4 m. Maksymalna 

głębokość występowania roślin jest odnotowywana jako informacja dodatkowa, a jeśli 

przekracza ona odpowiednio 2 i 4 m, to roślinność występująca poza tą strefą nie jest brana 

pod uwagę przy ocenie wód. W obrębie każdego homogennego wycinka pasa roślinności 

spisywane są wszystkie gatunki roślin zanurzonych i wynurzonych z oszacowaniem ich 

procentowego pokrycia. W efekcie uzyskuje się mapę roślinności jeziora w wyznaczonych 

strefach głębokościowych. 

W niektórych krajach, m.in. w Finlandii czy Danii, jako uzupełniająca w stosunku do 

przedstawionych terenowych badań roślinności wodnej, rekomendowana jest również analiza 

zdjęć lotniczych [Baattrup-Pedersen i in. 2001, Leka i in. 2002, Valta-Hulkkonen i in. 

2003, Kanninen i in. 2003, Leka 2005]. Zdjęcia lotnicze uznawane są za dobre źródło niektórych 

informacji o roślinności wodnej, m.in. rozmieszczenia i obfitości helofitów czy zasięgu 

głębokościowego roślinności zanurzonej. Jednak zważywszy na znaczne koszty wdrożenia 

i stosowania tej metody, jak również dużą czaso- i pracochłonność interpretacji danych, 

powszechne zastosowanie zdjęć lotniczych, jako materiałów uzupełniających w rutynowym 

monitoringu wód, może okazać się ograniczone. 

2.5. Metody mierzenia obfitości makrofitów 

Drugim, obok składu taksonomicznego, aspektem roślinności wodnej, który (zgodnie 

z Ramową Dyrektywą Wodną) musi być uwzględniony w badaniach makrofitów, jest ich obfitość. 

W praktyce badawczej stosowane są bardzo różne skale mierzenia obfitości. Przedstawienie 

stosunków ilościowych makrofitów jeziornych zazwyczaj oparte jest na szacowaniu 

powierzchni zajmowanej przez poszczególne gatunki (fitocenozy), przy czym szacunek 

może być przeprowadzany z różną dokładnością. Najprostsza jest skala opisowa, jak pięciostopniowa 

skala Kohlera [1978] (5 – gatunek bardzo obfity, 4 – obfity, 3 – powszechny/ 

częsty, 2 – rzadki, 1 – gatunek bardzo rzadki) czy skala DAFOR – Dominant, Abundant, Frequent, 

Occasional, Rare [Palmer i in. 1992, CEN 2003]. 

16


Bardziej dokładną metodą jest szacowanie udziału procentowego powierzchni zajmowanej 

przez poszczególne fitocenozy, w stosunku do powierzchni jednostki badania (przy 

metodzie zdjęć fitosocjologicznych i transektach) lub w stosunku do powierzchni całego fitolitoralu 

lub całego jeziora (w przypadku metody mapowania). Udział procentowy jest najczęściej 

przedstawiany w postaci skali punktowej. Najbardziej znaną skalą, stosowaną 

dla roślinności jezior, jest siedmiostopniowa skala Brauna-Blanqueta [1964]. Alternatywnie 

w badaniach roślinności jezior wykorzystywana jest dokładniejsza, 10-stopniowa skala 

DOMIN [Rodwell i in. 1995]. Bardziej szczegółowe skale mają zastosowanie raczej w ekosystemach 

rzecznych, gdzie stopień pokrycia roślinnością jest znacznie mniejszy, np. 14- 

stopniowa skala w przedziałach co 3–10 % [Londo 1974], pięciostopniowa skala w zakresie 

od 10 % [Holmes i Whitton 1977] czy dziewięciostopniowa skala od 75 % w metodzie Mean Trophic Rank [Holmes i in. 1999]. Jednak zbyt drobiazgowe szacowanie 

pokrywania, szczególnie w przypadku dużych zbiorników wód stojących, jest obarczone 

bardzo dużym błędem i bardzo subiektywne. 

Najdokładniejszą metodą mierzenia obfitości jest szacowanie powierzchni zajmowanej 

przez poszczególne fitocenozy w jednostkach bezwzględnych (m 2 lub ha). Wydaje się 

jednak, że metoda ta, jako bardzo praco- i czasochłonna, a ponadto obarczona dużym błędem 

szacunkowym (bardzo subiektywna), może mieć ograniczone zastosowanie w rutynowym 

monitoringu wód. 

Nieco innym podejściem do oceny ilościowej roślinności jest szacowanie nie stopnia 

pokrycia powierzchni, ale objętości zajmowanej przez rośliny w jednostce przestrzennej słupa 

wody (tzw. PME – Plant Mass Estimates), dokonywana w pięciopunktowej subiektywnej 

skali (od 1 – rzadki do 5 – bardzo obfity) [Janauer 2002, 2003]. Metoda ta bardzo dobrze się 

sprawdza w przypadku transektów (jednostką objętości jest jednostka powierzchni wyznaczonej 

przez odcinek transektu oraz głębokość wody), jednak ma ona ograniczone zastosowanie 

jako metoda oceny ilościowej przy mapowaniu całej roślinności jeziora. 

3. Monitoringowa metoda badania makrofitów w Polsce 

W latach 2005–2006, w ramach projektu mającego na celu opracowanie metody oceny 

stanu ekologicznego jezior, zgodnej z Ramową Dyrektywą Wodną, na potrzeby rutynowego 

monitoringu wód w Polsce [Ciecierska i in. 2006], zaproponowana została nowa metodyka 

badania makrofitów w terenie. Zadaniem metody terenowej jest dostarczenie wszystkich danych, 

niezbędnych do wyliczenia wskaźników metody ESMI [Ciecierska i in. 2006, Ciecierska 

2008], przyjętej jako oficjalna monitoringowa metoda oceny stanu ekologicznego jezior. Za 

najbardziej wiarygodną, dostarczającą wszystkich niezbędnych danych, a jednocześnie najbardziej 

ekonomiczną pod względem czaso- i pracochłonności, uznana została metoda transektów. 

Minimalna liczba transektów zależy od powierzchni oraz długości linii brzegowej je- 

17


ziora i jest wyliczana na podstawie wzoru, stosowanego w metodyce skandynawskiej [Jansen 

1977, Keskitalo i Salonen 1994]. Rozmieszczenie transektów powinno być ustalone tak, aby 

badania obejmowały pełną zmienność układów roślinnych w ekosystemie jeziornym. 

Badanie roślinności w obrębie transektu przeprowadza się metodą fitosocjologiczną, 

według powszechnie przyjętej w Europie szkoły Brauna-Blanqueta [1964], w której powierzchnią 

zdjęcia jest powierzchnia transektu, czyli sektora o szerokości 20–30 m i długości 

odpowiadającej maksymalnemu zasięgowi głębokościowemu roślinności. Na każdym 

transekcie identyfikuje się wszystkie zbiorowiska roślinne i szacuje ich pokrywanie w siedmiostopniowej 

skali. Uśrednione według podanych algorytmów dane ze wszystkich transektów 

pozwalają na wyliczenie wszystkich wskaźników metody ESMI. 

W celu sprawdzenia wiarygodności wyników oceny, uzyskanych na podstawie nowoopracowanej 

metody, w sezonie wegetacyjnym 2006, na wybranych 13 jeziorach, reprezentujących 

różne typy i stany ekologiczne, przeprowadzono badania pilotowe. Na każdym wybranym 

obiekcie wykonano badania makrofitów równolegle trzema metodami: 

1) metodą mapowania fitolitoralu w bezwzględnych jednostkach powierzchni (m 2 ); 

2) metodą sigma-asocjacji; 

3) opracowaną na potrzeby monitoringu metodą transektów z szacowaniem pokrycia roślinności 

w skali Brauna-Blanqueta. 

Wyniki testu wykazały bardzo dużą zbieżność wyników oceny przeprowadzonej na 

podstawie tych trzech metod [Ciecierska i in. 2006, Ciecierska 2008]. Największy rozrzut 

stwierdzono w przypadku liczby zbiorowisk roślinnych, zidentyfikowanych w fitolitoralu na 

podstawie różnych metod badań makrofitów (różnica od jednego do czterech zbiorowisk), 

przy czym najniższą liczbę zbiorowisk wykrywała metoda transektów. Metoda mapowania 

i metoda sigma-asocjacji dawała niemal identyczne wyniki ze względu na taki sam sposób 

sondowania litoralu. Stwierdzone na podstawie badań pilotowych różnice wartości parametrów, 

badanych różnymi metodami, miały bardzo nieznaczny wpływ na wartości pośrednich 

wskaźników metody oraz samego wskaźnika ESMI. Niemal wszystkie testowane jeziora (za 

wyjątkiem dwóch przypadków reprezentujących stany na pograniczu klas) zostały zaklasyfikowane 

na podstawie ESMI, niezależnie od przyjętej metody badawczej, do tych samych 

klas stanu ekologicznego. Korelacje Spearmana wartości ESMI, uzyskanych różnymi metodami 

badania makrofitów w terenie, były bardzo wysokie i wynosiły r=0,98 przy porównaniu 

wyników mapowania i metody sigma-asocjacji oraz r=0,94 dla mapowania i metody transektów 

(obie wartości przy p


4. Podsumowanie 

Na ostateczny wybór metody badań makrofitów wpływa bardzo wiele czynników. Sposób 

badania roślin w terenie zależy od wielkości jeziora, jego kształtu, głębokości i przejrzystości 

wody. Inaczej bada się jezioro wielkości 5 ha, płytkie, którego roślinność można zmapować 

w ciągu 2–3 godzin, a inaczej jezioro kilkusethektarowe, o rozwiniętej linii brzegowej 

i dużej głębokości, do którego metoda badania musi być uproszczona ze względu na czasoi 

pracochłonność. Inny sprzęt jest wymagany przy wodach płytkich i przejrzystych, gdzie rośliny 

zanurzone widoczne są w zasadzie gołym okiem, a inny w wodach głębokich i/lub nieprzejrzystych, 

gdzie niezbędnym wyposażeniem są skrzynki oglądowe, kotwiczki, grabie, 

różnego rodzaju chwytacze roślin. Ponadto sposób badania zależy od celu jego wykonywania. 

Czym innym jest badanie naukowe, którego przedmiotem jest analiza zależności ekologicznych 

czy właściwości populacji, a zbierane dane muszą być możliwie, jak najbardziej 

szczegółowe, a czym innym badanie monitoringowe. Metoda monitoringowa musi uwzględniać 

możliwości nakładu czasu, pracy i finansów służb terenowych, być prosta i szybka do 

przeprowadzenia, a jednocześnie dostarczająca takiej informacji o składzie taksonomicznym 

i obfitości makrofitów, która pozwoli zaklasyfikować jezioro do jednej z pięciu klas stanu 

ekologicznego. W Polsce do rutynowego monitoringu jezior została zarekomendowana 

i oficjalnie przyjęta metoda transektów, której wiarygodność oraz użyteczność potwierdziły 

przeprowadzone testy pilotowe. 

Piśmiennictwo 

Baattrup-Pedersen A., Andersson B., Brandrud T.E., Karttunen K., Riis 

T., Toivonen H. 2001. Macrophytes. W: J. Skriver (red.) Biological monitoring in Nordic 

rivers and lakes. National Environmental Research Institute, Denmark. TemaNord 

2001:513: 53–60. 

Best E.P.H. 1988. The phytosociological approach to the description and classification of 

aquatic macrophytic vegetation. W: J.J. Symoens (red.) Vegetation of inland waters. 

Handbook of vegetation science, 15/1. Kluwer, :155–182. 

Braun-Blanquet J. 1964. Pflanzensoziologie. Springer Verlag, Wien, New York. 

CEN 2002. Water quality – Guidance standard for the surveying of aquatic macrophytes in 

running waters. Rep.CEN/TC230/WG2/TG3:N55, Comité Europeén de Normalisation. 

CEN 2003. EN-14184 – Guidance standard for the surveying of macrophytes in lakes. Rep. 

CEN/TC230/WG2/TG3:N72, Comité Europeén de Normalisation. 

Ciecierska H. 2003. Disturbances in the littoral vegetation of Lake Kołowin (Masurian 

Landscape Park) after ecological catastrophe. Ecological Questions, 3: 77–83. 

19


Ciecierska H. 2004a. Ecological State of Reference Lakes of the European Intercalibration 

Network, Located in the Masurian Landscape Park (NE Poland). Limnol. Rev., 4: 45–50. 

Ciecierska H. 2004b. Phytocenotic diversity of littoral in lakes of the Masurian Landscape 

Park – current state and changes. Teka Kom. Och. Kszt. Środ. Przyr., 1: 32–38. 

Ciecierska H. 2008. Makrofity jako wskaźniki stanu ekologicznego jezior. Rozprawy i Monografie, 

139. Wyd. UWM, Olsztyn. 

Ciecierska H., Kolada A., Soszka H., Gołub M. 2006. Opracowanie podstaw metodycznych 

dla monitoringu biologicznego wód powierzchniowych w zakresie makrofitów i pilotowe 

ich zastosowanie dla części wód reprezentujących wybrane kategorie i typy. Etap II. 

Tom II – Jeziora. Praca wykonana na zamówienie Ministra Środowiska, finansowana ze 

środków Narodowego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej. IOŚ-UWM, 

Warszawa-Olsztyn (maszynopis). 

Ciecierska H., Żurawska J. 2004. Ecological state of shallow lakes in the Pomeranian 

Lakeland (NW Poland). Limnol. Rev., 4: 51–56. 

Dąmbska I. 1966. Zbiorowiska ramienic Polski. Pozn. Tow. Przyjaciół Nauk, Ser. B., Biol., 

31/3: 1–75. 

EC 2000. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 Oct. 

2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. OJEC 

L 327/1 of 22.12.2000. 

Géhu J.-M. 1976. Sur les paysages végétaux ou sigmassciations des prairies salées du 

Nord-Quest de la France. Doc. Phytosoc. 15–18: 27–65. 

Géhu J.-M. 1977. Le concept de sigmassociations et son application a l’etude du pysage 

vegetal des Falaises Atlantiques Françaises. Vegetatio 34: 117–125. 

Gołdyn R. 1975. Zbiorowiska roślinne Jeziora Raczyńskiego pod Zaniemyślem. Bad. Fizjogr. 

nad Pol. Zach., Ser. B., Botanika, 28: 49–87. 

Gołdyn R. 1983. Zbiorowiska roślinności zanurzonej Jeziora Dominickiego i Jeziora Kużnickiego 

na Pojezierzu Wielkopolskim. Bad. Fizjogr. nad Pol. Zach., Ser. B., Botanika, 

28: 165–192. 

Heegaard E., Birks H.H., Gibson C.E., Smith S.J., Wolfe-Murphy S. 2001. Species-environmental 

relationships of aquatic macrophytes in Northern Ireland. Aquat. 

Bot. 70: 175–223. 

Holmes N.T.H., Newman J.R., Chadd S., Rouen K.J., Saint L., Dawson F.H. 1999. 

Mean Trophic Rank. A users manual. R&D Technical Report E38, Environment Agency, 

Bristol. 

Holmes N.T.H., Whitton B.A. 1977. The macrophytic vegetation of the river Tees in 

1975: observed and predicted changes. Freshw. Biol. 7: 43–60. 

Jäger P., Pall K., Dumfarth E. 2004. A method of mapping macrophytes in large 

lakes with regard to the requirements of the Water Framework Directive. Limnologica, 

34: 14–146. 

20


Janauer G.A. 2001. Macrophytes and the classification of the ecological status in rivers 

and lakes. W: S. Back, K. Karttunen (red.) Classification of ecological status of lakes 

and rivers. TemaNord 2001:584: 20–22. 

Janauer G.A. 2002. Guidance on the assessment of aquatic macrophytes in lakes under 

the conditions of the monitoring for the Water Framework Directive/EU (maszynopis). 

Janauer G.A. 2003. Aquatic macrophytes in freshwaters: the assessment of ecological 

quality. W: M. Ruoppa, P. Heinonen, A. Pilke, S. Rekolainen, H. Toivonen, H. Vuoristo 

(red.) How to assess and monitor ecological quality in freshwaters. TemaNord 

2003:547: 24–28. 

Jensén S. 1977. An objective method for sampling the macrophyte vegetation in lakes. 

Vegetatio, 33: 107–118. 

JNCC 2005. Common standards monitoring guidance for standing waters. Joint Nature 

Conservation Committee, http://www.jncc.gov.uk/pdf/CSM_standingwaters_Mar05. pdf 

Kanninen A., Leka J., Vallinkoski V.-M., Ilvonen R. 2003. Aerial photograph interpretation 

and field surveys of aquatic macrophytes in assessing the ecological status of 

small boreal lakes – preliminary results. W: M. Ruoppa, P. Heinonen, A. Pilke, S. Rekolainen, 

H. Toivonen, H. Vuoristo (red.) How to assess and monitor ecological quality in 

freshwaters. Nordic Council of Ministers. TemaNord 2003:547: 123–126. 

Keskitalo J., Salonen K. 1994. Manual for integrated monitoring. Subprogramme Hydrobiology 

of Lakes. National Board of Waters and the Environment, Helsinki, Vesi-Ja 

Ymparistohallinnon Julkaisuja, Seria B, 16: 28–30. 

Kłosowski S. 1992. Ekologia i wartość wskaźnikowa zbiorowisk roślinności szuwarowej 

naturalnych zbiorników wód stojących. Fragm. Flor. Geobot. 37, 2: 563–585. 

Kłosowski S., Tomaszewicz G.H., Tomaszewicz H. 2004. Long-term changes in 

aquatic and swamp vegetation in selected lakes of Sejny Lake District. Teka Kom. Ochr. 

Kszt. Środ. Przyr., 1: 102–109. 

Kłosowski S., Tomaszewicz G.H., Tomaszewicz H. 2006. The expansion and decline 

of charophyte communities in lakes within the Sejny Lake District (north-eastern 

Poland) and changes in water chemistry. Limnologica, 36: 234–240. 

Kohler A. 1978. Methoden der Kartierung von Flora und Vegetation von Süβwasserbiotopen, 

Landschaft und Stadt 10/2: 73–85. 

Kolada A., Ciecierska H. 2003. Ocena stanu ekologicznego jeziora Łękuk Wielki na 

podstawie makrofitów. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 25/26: 135–151. 

Lassiére O. 1995. Botanical survey of Scottish freshwater lochs. Scottish Natural Heritage, 

Information and Advisory Note No. 4, Edinburgh. 

Leka J. 2005. Macrophytes as a tool to assess the ecological status of lakes. W: A. Lääne, 

P. Heinonen (red.) Sampling. Presentations of three training seminars about Quality Assurance 

(QA), Biological methods of Water Framework Directive and Waste water sampling 

techniques. Suomen ympäristökeskuksen moniste, 328: 60–64. 

21


Leka J., Kanninen A. 2003. Field surveys of aquatic macrophytes as a tool for monitoring 

and assessing the ecological status of the boreal lakes. W: M. Ruoppa, P. Heinonen, A. 

Pilke, S. Rekolainen, H. Toivonen, H. Vuoristo (red.) How to assess and monitor ecological 

quality in freshwaters. Nordic Council of Ministers. TemaNord 2003:547: 127–130. 

Leka J., Valta-Hulkkonen K., Kanninen A., Airaksinen O. 2002. Aquatic macrophytes 

in the classification of ecological status of boreal lakes: Testing field study methods 

and aerial photographing as tool for monitoring. W: M. Ruoppa, K. Karttunen (red.) 

Typology and ecological classification of lakes and rivers. TemaNord 2002:566: 93–96. 

Leyssen A., Adriaens P., Denys L., Packet J., Schneiders A., van Looy K., 

Vanhecke L. 2005. Toepassing van verschillende biologische beoordelingssystemen 

op Vlaamse potentiële interkalibratielocaties overeenkomstig de Europese kaderrichtlijn 

water: partim ‘Macrofyten’. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud. Instituut 

voor Natuurbehoud, Brussel, (in Dutch, with English summary),http://www.inbo.be/ 

ygen/bibliotheekref.asp?show=new&pid=PUB_ASP_Start 

Londo G. 1974. The decimal scale for reléves of pemanent quadrats. W: R. Knapp (red.) 

Sampling method in vegetation science. Junk Publ., The Hague-Boston-London, pp. 

45–49. 

Matuszkiewicz W. 1976. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. 

Wyd. I, PWN, Warszawa. 

Matuszkiewicz W. 2002. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. Wyd. 

nowe, (III, zmien. i uzup.), PWN, Warszawa. 

MEWAM 1987. Methods for the use of aquatic macrophytes for assessing water quality 

1985–86. Her Majesty’s Stationary Office, London. 

Palmer M.A. 1989. A botanical classification of standing waters in Great Britain and the method 

of the use of macrophyte flora in assessing changes in water quality. Research and 

Survey in Nature Conservation, No. 19, Nature Conservancy Council, Peterborough. 

Palmer M.A., Bell S.L., Butterfield I.A. 1992. A botanical classification of standing 

waters in Britain: application for conservation and monitoring. Aquatic Conserv.: Mar. 

Freshw. Ecosyst., 2: 125–143. 

Palmer M.A., Roy D.B. 2001. An estimate of the extent of dystrophic, oligotrophic, mesotrophic 

and eutrophic standing freshwater in Great Britain. Joint Nature Conservation 

Committee Report, No. 317, Peterborough. 

Pieczyńska E. 1988. Rola makrofitów w kształtowaniu trofii jezior. Wiad. Ekol., 34, 4: 

375–394. 

Pieczyńska E. 1993. Strefa litoralu a eutrofizacja jezior, ich ochrona i rekultywacja. Wiad. 

Ekol., 39, 4: 139–158. 

Podbielkowski Z., Tomaszewicz H. 1996. Zarys hydrobotaniki. PWN, Warszawa. 

Preston C.D., Croft J.M. 1997. Aquatic plants in Britain and Ireland. Harley Books, 

Colchester. 

22


Rejewski M. 1981. Roślinność jezior rejonu Laski w Borach Tucholskich. Rozprawy UMK, 

Toruń. 

Rodwell J.S. (red.), Pigott C.D., Ratcliffe D.A., Malloch A.J.C., Birks H.J.B., 

Proctor M.C.F., Shimwell D.W., Huntley J.P., Radford E., Wigginton M.J., 

Wilkins P. 1995. British Plant Communities. Vol. 4: Aquatic communities, swamps and 

tall-herb fens. Cambridge University Press, Cambridge, New York, Melbourne. 

Schaumburg J. 1996. Seen in Bayern. Limnologische Entwiklung von 1980 bis 1994. 

Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft, München. 

Schaumburg J., Schranz Ch., Hofmann G., Stelzer D., Schneider S., 

Schmedtje U. 2004. Handlungsanweisung für die ökologische Bewertung von Seen 

zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie: Makrophyten und Phytobenthos. 


Schneiders A., Denys L., Jochems H., Vanhecke L., Triest L., Packet J., 

Knuysen K., Meire P. 2004. Ontwikkelen van een monitoringsysteem en een beoordelingsmethode 

voor macrofyten in oppervlaktewateren in vlaanderen overeenkomstig 

de europese kaderrichtlijn water. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud. Instituut 

voor Natuurbehoud, Brussel, (in Dutch, with English summary),http://www.inbo.be/ 


Toivonen H., Huttunen P. 1995. Aquatic macrophytes and ecological gradients in 57 

small lakes in southern Finland. Aquat. Bot. 51: 197–221. 

Tomaszewicz H., 1979. Roślinność wodna i szuwarowa Polski (klasy: Lemnetea, Charetea, 

Potamogetonetea, Phragmitetea) wg stanu zbadania na rok 1975. Wyd. UW, Warszawa. 

Tomaszewicz H., Kłosowski S. 1985. Roślinność wodna i szuwarowa jezior Pojezierza 

Sejneńskiego. Monographiae Botanicae 67: 69–141. 

Tüxen R. 1974. Die Pflanzengesellschaften Nordwestdeutschlands. Lehre. 

Tüxen R. 1979. Sigmeten und Geosigmeten, ihre Ordnung und ihre Bedentung fur Wissenschaft, 

Naturschutz und Plannung. Biogeog., The Haque-Boston-London, 16: 79–92. 

Valta-Hulkkonen K., Kanninen A., Ilvonen R., Partanen S., 2003. Remote sensing 

as a tool in the aquatic macrophyte monitoring. W: M. Ruoppa, P. Heinonen, A. Pilke, 

S. Rekolainen, H. Toivonen, H. Vuoristo (red.) How to assess and monitor ecological 

quality in freshwaters. Nordic Council of Ministers. TemaNord 2003:547: 103–107. 

23


Agnieszka Kolada 

Wykorzystanie makrofitów w ocenie jakości jezior 

w Europie w świetle wymogów Ramowej Dyrektywy 

Wodnej – przegląd zagadnienia 

The use of macrophytes in lake quality assessment in 

Europe in the light of the Water Framework Directive 

requirements – an overview 

Słowa kluczowe: makrofity, metody oceny stanu ekologicznego, monitoring biologiczny, 

Ramowa Dyrektywa Wodna. 

Key words: macrophytes, methods of ecological state assessment, biological monitoring, 

Water Framework Directive. 

The paper introduces several macrophyte-based methods for lake assessment formerly 

and currently used in European countries, e.g in Great Britain, Ireland, Fennocscandinavia, 

Germany, Austria, Belgium (Flanders) and Poland. 

According to the new approach to the water protection and management, required by 

the Water Framework Directive [WFD; EC 2000], all the national water quality assessment 

systems elaborated in EU counties should be based on biological components, including 

macrophytes. To fulfill all the WFD regulations, the assessment method should: (i) consider 

natural variability of the abiotic and biotic conditions of aquatic ecosystems (be type specific), 

(ii) refer to natural conditions reflecting non-impacted state (reference conditions), (iii) 

include macrophyte taxonomic composition and abundance, (iv) be reflected in numerical 

values in order to calculate Ecological Quality Ratio (EQR). 

Because the most of previously used assessment methods were not WFD-compliant, 

starting from the year 2000 when the WFD came into force, all the EU members were requested 

to elaborate new or to adopt their old ones in order to meet the Directive requirements. 

Currently most counties are at developing stage, undertaking, the introduction and 

Dr n. biol., mgr inż. architekt krajobrazu Agnieszka Kolada – Instytut Ochrony Środowiska 

w Warszawie. 

24

Wykorzystanie makrofitów w ocenie jakości jezior w Europie... 

testing of their newly elaborated monitoring methods of lake ecological state assessment, 

including those based on macrophytes. 

1. Wprowadzenie 

Termin „makrofity” stosowany jest zazwyczaj do określenia bardzo szerokiej grupy roślin, 

zarówno naczyniowych, w tym roślin kwiatowych i paprotników (widłaków, skrzypów 

i paproci), jak i mchów oraz roślin niższych, głównie ramienic, brunatnic i krasnorostów, 

związanych ze środowiskiem wodnym [MEWAM 1987, Podbielkowski i Tomaszewicz 1996]. 

W zależności od stopnia związania z wodą makrofity można podzielić na hydrofity – całkowicie 

związane z wodą, zanurzone lub o liściach pływających oraz helofity – zakorzenione 

w wodzie, ale o liściach i łodygach wynurzonych [Wiegleb 1991]. W zależności od 

formy wzrostu makrofity można podzielić na izoetydy – rośliny rozetowe, nymfeidy – o liściach 

pływających, elodeidy – zanurzone o liściach niepodzielonych, myriofylidy – zanurzone 

o liściach pierzastych, czy charidy, obejmujące gatunki z rodziny Characeae [du Rietz 

1930 za Best 1988], przy czym obecnie wyróżnia się aż 24 formy wzrostu roślin wodnych 

[przegląd zagadnienia w den Hartog i van der Velde 1988]. Hydrofity, szczególnie zanurzone, 

dla których woda stanowi środowisko życia, są bardzo wrażliwe na zmiany warunków 

siedliskowych i z tego względu mogą być wykorzystane jako dobre wskaźniki stanu 

troficznego ekosystemu [Newbold i Palmer 1979, Melzer i in. 1986, Palmer 1989, Palmer 

i in. 1992, Haury 1996, Robach i in. 1996, Dawson i in. 1999, Holmes i in. 1999, Schneider 

2000, Smolders i in. 2001]. Ich występowanie jest bardzo silnie uzależnione od dostępności 

światła, stąd wszelkie zmiany przejrzystości wody prowadzą do przekształceń w strukturze 

układów roślinnych, zagęszczeniu oraz głębokości występowania roślin [Chambers i Kalff 

1985]. Wzrost koncentracji substancji biogennych, z którym związany jest wzrost zagęszczenia 

fitoplanktonu, a tym samym spadek przejrzystości wód, prowadzi do ustępowania 

niektórych roślin typowych dla wód uboższych oraz do nadmiernego rozwoju zielenic nitkowatych, 

nitrofilnych rdestnic i helofitów [Ozimek i Kowalczewski 1984, Røslett 1991, Baattrup-Pedersen 

i in. 2001, Arts 2002]. Wynika stąd, że ocena kondycji roślinności wodnej 

może wskazywać na stan jakości wód, a tym samym może stanowić element oceny ekologicznej 

ekosystemu wodnego. Helofity, ze względu na zazwyczaj wysoką wrażliwość na 

zmiany poziomu wody w strefie przybrzeżnej, mogą być bardzo dobrymi wskaźnikami przekształceń 

hydromorfologicznych zbiornika [Hellsten i Riihimäki 1996, Hellsten 1997, Hellsten 

2000, Janauer 2003]. 

Pomimo, że makrofity od lat uznane są za dobre wskaźniki stanu środowiska wodnego 

i w wielu krajach były dość intensywnie badane w ramach prac naukowo-badawczych, to 

w zasadzie aż do końca lat 90-tych nie były one prawie nigdzie wykorzystywane do oceny 

jakości wód, a rutynowy monitoring tego elementu był bardzo słabo rozwinięty w całej Eu- 

25


ropie. Regularny monitoring makrofitów prowadzony był w bardzo nielicznych krajach, na 

przykład w Wielkiej Brytanii [Palmer i Roy 2001] i często prowadzony był tylko na wybranych 

jeziorach, jak 31 jezior w Danii [Baattrup-Pedersen i in. 2001], jeziora alpejskie w Bawarii 

[Schaumburg 1996], jeziora Peipsi i Võrtsjärv w Estonii [Nõges P. i Nõges T. 2003, 

Mäemets i Freiberg 2004, Mäemets 2005], zbiornik Valuwemeer w Holandii [van den Berg 

i in. 1998, 1999, 2001], czy jezioro Mikołajskie w Polsce [Ozimek i Kowalczewski 1984, Pieczyńska 

i in. 1988], a często nie był prowadzony w ogóle. Trudno więc, w przypadku większości 

krajów, mówić o systemie monitoringu roślinności wodnej. Podobnie metody oceny 

wód na podstawie makrofitów były opracowywane sporadycznie, najczęściej na skalę lokalną 

i nie były stosowane do oceny wód na obszarze całego kraju. Dopiero wejście w życie 

w 2000 r. zapisów dyrektywy 2000/60/WE, zwanej Ramową Dyrektywą Wodną [RDW; EC 

2000] spowodowało, że wszystkie kraje Wspólnoty Europejskiej muszą dostosować istniejące, 

bądź opracować zupełnie nowe metodyki monitoringowe do oceny wód na podstawie 

elementów biologicznych, w tym również makrofitów. Celem artykułu jest przedstawienie 

rozwoju metod, wykorzystujących makrofity w ocenie wód stojących. 

2. Wykorzystanie makrofitów w ocenie jezior – ewolucja podejścia 

do zagadnienia 

Badania makrofitów w jeziorach, w większości krajów europejskich prowadzone były dotychczas 

głównie przez ośrodki akademickie i instytucje naukowo-badawcze. Pierwsze publikowane 

prace, dotyczące roślinności wodnej, oparte były głównie na spisach florystycznych 

[Carlson 1902, Samuelsson 1925, Lohammar 1938, wszystkie za Jensén 1979]. W pierwszej 

połowie XX w. w Europie Zachodniej opracowane zostały metody identyfikacji i klasyfikacji 

zbiorowisk roślinnych, stanowiące podstawy fitosocjologii. Spośród trzech głównych 

szkół: duńskiej, skandynawskiej i francusko-szwajcarskiej, ta ostatnia, zwana również szkołą 

Zürych–Montpellier, stała się najbardziej rozpowszechnionym kierunkiem fitosocjologii [Best 

1988, Matuszkiewicz 2002]. Metoda fitosocjologiczna, opracowana głównie dla zbiorowisk 

lądowych [Braun–Blanquet 1964, Tüxen 1974], została zaadoptowana również do badań 

roślinności wodnej, przy czym zbiorowiska roślin wodnych, zazwyczaj bardzo ubogie florystycznie, 

budowane przez jednogatunkowe asocjacje, wyróżniane są nie na podstawie 

charakterystycznej kombinacji gatunków, ale w oparciu o gatunek dominujący [Best 1988, 

Matuszkiewicz 2002]. Ujęcie fitosocjologiczne szaty roślinnej jest powszechnie przyjętą i stosowaną 

w kręgach naukowych metodą badania makrofitów, także w Polsce [m.in. Dąmbska 

1966, Gołdyn 1975, 1983, Tomaszewicz 1979, Kłosowski 1992, Podbielkowski i Tomaszewicz 

1996, Matuszkiewicz 2002]. Zdjęcia fitosocjologiczne mają jednak ograniczone zastosowanie 

w ogólnej ocenie stanu ekosystemu, bo chociaż przedstawiają stosunki ilościowe 

w obrębie płatu roślinnego (fitocenozy), to nie dają obrazu stosunków ilościowych poszcze- 

26


gólnych fitocenoz w obrębie całego fitolitoralu. Dopiero przeniesienie metody fitosocjologicznej 

na poziom krajobrazowy i opracowanie metody sigma-asocjacji (fitokomleksów), opartej 

na zdjęciach synfitosocjologicznych [Géhu 1976, 1977, Tüxen 1979] umożliwiło analizę wzajemnych 

stosunków ilościowych roślinności jeziora jako całego ekosystemu. 

Stosowane do końca lat 90-tych XX w. metody oceny wód były w dużej mierze statyczne 

i miały charakter głównie inwentaryzacyjny (pozwalały na stwierdzenie stanu istniejącego). 

Współczesne poglądy na ocenę ekosystemów wodnych uległy znaczącej ewolucji. Na skutek 

istotnych zmian środowiska, zachodzących gwałtownie w ostatnich latach, niezbędna stała 

się ocena ekosystemów nie tylko przez stwierdzenie ich stanu istniejącego, ale również ustalenia 

stopnia odchylenia od stanu wyjściowego, oczekiwanego w sytuacji braku lub jedynie 

minimalnej presji antropogenicznej. Prekursorem takiego podejścia do oceny wód był brytyjski 

zespół z River Laboratory of the Institute of Freshwater Ecology (IFE), prowadzący prace 

nad makrobezkręgowcami bentosowymi w rzekach. Na podstawie danych ze stanowisk 

niepoddanych presji (referencyjnych) opracowany został model predykcyjny, umożliwiający 

przewidywanie składu zespołu makrobezkręgowców bentosowych w rzekach o danych uwarunkowaniach 

środowiskowych [RIVPACS; Wright i in. 1984, Wright 1995]. W ujęciu tym, stan 

wyjściowy do oceny kondycji ekosystemu (tzw. stan referencyjny), definiowany jest jako stan 

ekosystemu zdrowego, niezaburzonego na skutek działalności człowieka, o nieprzekształconej 

strukturze i prawidłowym funkcjonowaniu zasiedlających go zespołów organizmów wodnych. 

W przeciwieństwie do wielu stosowanych dotychczas statycznych systemów oceny, 

gdzie wszystkie ekosystemy wodne traktowane były według tych samych kryteriów, odniesienie 

oceny do stanu referencyjnego, różnego dla różnych typów ekosystemów, umożliwia 

indywidualne podejście do rzek i jezior o różnych uwarunkowaniach naturalnych i różnym 

potencjale biologicznym. Podejście takie, zwane w literaturze Reference Conditions Approach 

(RCA), zapoczątkowane i rozwijane od lat 90-tych głównie w Stanach Zjednoczonych 

[Karr 1991, Bailey i in. 2004] i Wielkiej Brytanii [Wright 1995, Wright i in. 1998, 2000], zostało 

zaadaptowane i przyjęte w prawodawstwie europejskim pod postacią Ramowej Dyrektywy 

Wodnej i jest obecnie dynamicznie rozwijane we wszystkich krajach Unii Europejskiej. 

3. Przegląd metod badania makrofitów stosowanych w różnych 

krajach europejskich 

3.1. Wielka Brytania 

Wielka Brytania ma wśród krajów Unii Europejskiej stosunkowo długą tradycję monitorowania 

roślinności wodnej oraz najlepiej rozwinięte metody badania makrofitów w jeziorach. 

Rozwijane tam od lat 70-tych, a opublikowane pod koniec lat 80-tych oficjalne meto- 

27


dyki badawcze [MEWAM 1987], przyczyniły się do zgromadzenia obszernych baz danych 

z całej Wielkiej Brytanii [Preston i Croft 1997] oraz poszczególnych obszarów Anglii, Szkocji 

i Walii [Charter 1984, Wigginton 1980, Wigginton 1989, wszystkie za Palmer i Roy 2001, 

Palmer i in. 1992, Lassiére 1995]. Bazy te stanowiły podstawę licznych projektów badawczych, 

m.in. opracowanej na początku lat 90-tych metody oceny jezior, opartej na wymaganiach 

gatunków w stosunku do żyzności (tzw. rankingu troficznym) – Trophic Ranking 

Score [TRS; Palmer 1989, Palmer i in. 1992]. Na podstawie danych o makrofitach z ponad 

1100 stanowisk, wydzielonych zostało 12 typów florystycznych jezior, identyfikowanych 

na podstawie dichotomicznego klucza. Każdemu gatunkowi, w zależności od częstotliwości 

występowania w danych warunkach troficznych, określonych na podstawie koncentracji 

azotu i fosforu według systemu Vollenweidera [1968], przypisana została wartość troficzna 

w zakresie od 2,5 dla gatunków przywiązanych do skrajnej dystrofii do 10,0 dla gatunków 

charakterystycznych dla siedlisk eutroficznych. Ocenę jakości wód stanowi średnia wartość 

TRS dla wszystkich gatunków zidentyfikowanych w obrębie całego jeziora, jego części lub 

dla pojedynczego stanowiska charakteryzującego roślinność (na przykład zdjęcia fitosocjologicznego), 

w odniesieniu do odpowiedniego typu florystycznego. 

Obecnie badania w Wielkiej Brytanii skupiają się głównie na adaptacji już istniejących 

metodyk do założeń RDW [Palmer i Roy 2001], przy jednoczesnym testowaniu nowych 

metod. Zgodna z RDW brytyjska metoda oceny wód na podstawie makrofitów, zwana 

LEAFPACS jest obecnie na etapie wdrażania i testowania [Willby i in. 2006]. Metoda ta nawiązuje 

do predykcyjnego systemu RIVPACS [Wright i in. 2000], stosowanego w Wielkiej 

Brytanii do oceny rzek na podstawie makrobezkręgowców i opiera się na porównaniu charakterystyki 

zespołu makrofitów stwierdzonej na badanym stanowisku do stanu przewidywanego 

w tym typie wód w warunkach referencyjnych. 

Ponadto, niezależnie, w różnych ośrodkach testowane są inne potencjalne metody, jak 

metoda przypisująca poszczególne gatunki makrofitów do „grup atrybutów”, wydzielonych 

na podstawie 58 cech opisujących uwarunkowania morfologiczne i ekologiczne roślin [Willby 

i in. 2000]. 

3.2. Irlandia 

Do zgodnej z zapisami RDW oceny stanu ekologicznego jezior w Irlandii opracowany 

został system, uwzględniający wszystkie zespoły organizmów wodnych, w tym makrofity. 

Ocena wód na podstawie makrofitów oparta jest na pięciu wskaźnikach, które opisują skład 

taksonomiczny i strukturę przestrzenną roślinności (maksymalny zasięg głębokościowy 

makrofitów, średnia głębokość występowania roślin a także częstość występowania elodeidów, 

ramienic i gatunków tolerancyjnych) oraz wykazują kierunkową odpowiedź w gradiencie 

stężenia fosforu. Na podstawie wskaźników opracowany został indeks multimetryczny, 

28


a ocena stanu ekologicznego uwzględnia specyfikę 12 typów jezior, wydzielonych na podstawie 

zróżnicowania zasadowości, głębokości i powierzchni [Free i in. 2006]. 

3.3. Kraje skandynawskie 

Długą tradycję prowadzenia badań biologicznych jezior mają również kraje skandynawskie, 

mające bardzo wiele jezior. W Finlandii roślinność jezior jest badana od lat 30-tych, 

jednak jej regularny monitoring nie był prowadzony. Wytyczne do badania makrofitów zostały 

zawarte dopiero w opracowanej w połowie lat 90-tych oficjalnej metodyce monitoringowej 

[Keskitalo i Salonen 1994], gdzie rekomendowaną metodą było mapowanie roślinności jezior 

na podstawie zdjęć lotniczych, uzupełnionych i zweryfikowanych szczegółowymi informacjami 

zebranymi w terenie. Alternatywną (bądź też uzupełniającą do zdjęć lotniczych), 

rekomendowaną przez wytyczne metodą, była opracowana już w latach 70-tych przez Jenséna 

[1977] metoda transektów [Keskitalo i Salonen 1994]. Metoda ta znalazła powszechne 

zastosowanie, tak w samej Finlandii [Leka i in. 2002, Leka i Kanninen 2003, Leka 2005], jak 

i w innych krajach skandynawskich. 

Na podstawie tak zgromadzonych danych o makrofitach w jeziorach, w Norwegii opracowana 

została metoda oceny jezior, wykorzystująca odpowiedź makrofitów na postępującą 

eutrofizację wód, tzw. metoda percentyli. W metodzie tej każdy gatunek jest przypisany 

do jednej z grup wrażliwości na eutrofizację na podstawie częstości występowania przy 

danej koncentracji fosforu, przy czym gatunek uznawany jest za wrażliwy, jeżeli ponad 75% 

wystąpień przypada przy koncentracji poniżej 20 μg P/l, a za tolerancyjny, jeżeli 75% powyżej 

tej granicy, a mniej niż 25% poniżej 10 μg P/l; pozostałe gatunki traktowane są jako indyferentne 

[Mjelde 2007, Penning i in. 2008a]. 

W ostatnich latach, w wyniku współpracy Finlandii i Norwegii opracowany został także 

makrofitowy indeks do oceny zmian hydrologicznych w zbiornikach o zaburzonych stosunkach 

wodnych, tzw. Heavily Modified Water Body index (HMWB-I), oparty na wzajemnym 

stosunku liczby gatunków wrażliwych i tolerancyjnych na wahania poziomu wód [Hellsten 

i Mjelde 2007]. 

3.4. Niemcy 

W Niemczech intensywne badania makrofitów prowadzone były na skalę lokalną od początku 

lat 80-tych, m.in. w jeziorach alpejskich Bawarii [e.g. Meltzer i in. 1986, 1987, 1990, 

Harlacher i in. 1991, 1993, 1995, wszystkie za Schaumburg 1996]. Na podstawie danych, 

zebranych metodą transektów z oszacowaniem obfitości każdego gatunku w pięciostopniowej 

skali Kohlera [1978], opracowany został indeks makrofitowy, tzw. Macrophytenindex 

29


[MI; Meltzer 1988 za Schaumburg 1996, Meltzer 1999]. Indeks ten, oparty na stosunku gatunków 

wrażliwych do gatunków tolerancyjnych, wyraża stopień przekształcenia roślinności 

wodnej w odniesieniu do stanu naturalnego i przyjmuje wartości od 1 (dla stanu niezakłóconego) 

do 5 (dla stanu bardzo zaburzonego). Indeks makrofitowy umożliwia przeprowadzenie 

biologicznej oceny wód i stanowi podstawę, rozwijanej w latach późniejszych, metodyki 

zgodnej z RDW. 

Opracowana przez Bawarski Krajowy Urząd Gospodarki Wodnej w Niemczech i wprowadzona 

w życie od 2004 r. oficjalna metodyka monitoringowa [Schaumburg i in. 2004a, 

2004b] jest jedną z najwcześniej opracowanych w Europie, opublikowanych i wdrożonych 

metodyk badania i oceny wód na podstawie makrofitów, w pełni zgodnych z założeniami 

Ramowej Dyrektywy Wodnej. Podstawę do opracowania nowej metodyki stanowiły gromadzone 

od lat 80-tych dane archiwalne o makrofitach wszystkich większych jezior alpejskich, 

a także dodatkowe dane zebrane ujednoliconą metodą podczas kampanii badawczej na 

96 jeziorach na całym obszarze Niemiec. Opracowanie metody poprzedziła weryfikacja, 

na podstawie zróżnicowania układów roślinnych, abiotycznej typologii jezior [Mathes i in. 

2002, 2003], dzięki której 14 typów abiotycznych zostało zredukowanych do czterech biocenotycznych 

typów makrofitowych [Schaumburg i in. 2004a, 2004b]. Następnie do każdego 

typu makrofitowego opracowane zostały listy gatunkowe z przyporządkowaniem każdego 

gatunku do jednej z trzech grup: gatunki wrażliwe, ubikwistyczne lub tolerancyjne na eutrofizację, 

przy czym gatunek, który w jednym typie jezior uznawany jest za wrażliwy, w innym 

może być tolerancyjny [Stelzer 2003]. Opracowany do oceny stanu ekologicznego jezior indeks 

referencyjny, tzw. Referenzindex (RI), oparty na stosunku obfitości gatunków z różnych 

grup wrażliwości na eutrofizację do danego typu wód, przyjmuje wartości w zakresie 

od 0 do 1, przy czym wartości graniczne poszczególnych klas stanu ekologicznego są różne 

dla różnych typów jezior, w zależności od specyfiki i uwarunkowań botanicznych. 

3.5. Austria 

Badania wód w Austrii bazują na podobnych doświadczeniach i mają wiele punktów 

wspólnych z niemieckimi. W tradycji badań makrofitów w jeziorach austriackich również wykorzystywana 

była metoda transektów, a ocena obfitości makrofitów oparta była na oszacowaniu 

w obrębie transektu przestrzeni zajmowanej przez poszczególny gatunek w trzech 

wymiarach (tzw. Plant Mass Estimates, PME). Metoda PME jest zatem miarą objętości słupa 

wody zajmowanej przez każdy gatunek, a nie pokrywania powierzchni dna, jak w przypadku 

większości innych metod stosowanych w Europie [Janauer 2003]. Na podstawie zebranych 

danych wyliczane były dwa wskaźniki: Relative Plant Mass, odzwierciedlający 

stosunek biomasy danego gatunku wyrażonej w PME do całkowitej biomasy roślinności na 

danej powierzchni badawczej (np. transekcie) oraz Mean Mass Index, wyliczany jako śred- 

30


nia biomasa każdego gatunku [Janauer i in. 1993, Pall i Janauer 1996, Janauer 2003]. 

Obecnie, do oceny stanu ekologicznego jezior na potrzeby rutynowego monitoringu 

w Austrii opracowany został indeks makrofitowy, bardzo podobny do niemieckiego indeksu 

referencyjnego (RI). Metodyka austriacka została przedstawiona do oficjalnej akceptacji 

i zostanie opublikowana w najbliższym czasie [K. Pall, inf. ustna]. 

3.6. Belgia (Flandria) 

W Belgii w 2004 r. na potrzeby wdrażania Ramowej Dyrektywy Wodnej powstała metoda 

do oceny wód stojących obszaru Flandrii [Schneiders i in. 2004, Leyssen i in. 2005]. 

Metoda ta jest bardzo silnie specyficzna dla typów wód flandryjskich. Do każdego typu wód 

opracowane zostały specjalne listy gatunkowe, gdzie wartości liczbowe przypisywane poszczególnym 

gatunkom, wyrażające cechy takie jak naturalność występowania w danym 

typie wód, stopień wrażliwości na presję czy forma wzrostu, są różne dla różnych typów jezior. 

Na tej podstawie wyliczane są cztery wskaźniki: (i) wskaźnik specyficzny dla typu składu 

gatunkowego, (ii) wskaźnik zaburzenia, (iii) wskaźnik form wzrostu oraz (iv) wskaźnik 

rozwoju roślinności zanurzonej, a wartość każdego z nich jest przeliczana na Wskaźnik Jakości 

Ekologicznej. Ocenę stanu ekologicznego danego jeziora przeprowadza się na podstawie 

wartości najgorszego z czterech wskaźników, zgodnie z zasadą „one out, all out”. 

3.7. Polska 

W Polsce problematyka roli roślinności wodnej w funkcjonowaniu ekosystemu wodnego 

podejmowana była przez różne ośrodki naukowe oraz prowadzono liczne prace nad wykorzystaniem 

makrofitów do oceny wód jeziornych. Prowadzone od lat 80-tych liczne badania 

dostarczyły obszernych informacji o wymaganiach siedliskowych wielu zbiorowisk roślinności 

wodnej i szuwarowej jezior występujących w Polsce [Kłosowski 1986/87, 1988, 1990, 

1992, Kłosowski i Tomaszewicz 1984, 1986, 1989a, 1989b, 1990, 1993, 1997, Tomaszewicz 

1979, 1987, 1988, Tomaszewicz i Kłosowski 1990, Pełechaty 1999]. Pod koniec lat 70- 

tych Tomaszewicz i Kłosowski [1985] wykorzystali do makrofitowej oceny jakości kilkudziesięciu 

jezior Pojezierza Sejneńskiego metodę sigma-asocjacji (fitokomleksów), opartą na 

zdjęciach synfitosocjologicznych [Géhu 1976, 1977, Tüxen 1979]. Podejście to umożliwiło 

śledzenie wieloletnich zmian roślinności, jak wykazały badania powtórzone na Pojezierzu 

Sejneńskim 25 lat później [Kłosowski i in. 2004, 2006]. 

W latach 80-tych w Polsce opracowana została oryginalna metoda oceny jezior oparta 

na strukturalno-przestrzennych układach roślinności, tzw. metoda makrofitoindykacji 

[MFI; Rejewski 1981]. Na podstawie liczby i powierzchni wszystkich fitocenoz, zidentyfiko- 

31


wanych w obrębie fitolitoralu oraz całkowitej powierzchni zajmowanej przez roślinność, wyliczane 

są wskaźniki, odzwierciedlające stopień zaawansowania dwóch podobnie przebiegających, 

choć obrazujących rozbieżne kierunki zmian, procesów: sukcesji (proces naturalny, 

prowadzący do komplikacji układów) oraz synantropizacji (proces antropogeniczny, prowadzący 

do uproszczenia układów). Miarą określającą „wiek” rozwojowy zbiornika jest iloczyn 

sukcesji, który pozwala zaliczyć jezioro do jednej z pięciu klas zaawansowania rozwojowego. 

Miarą antropogenicznych przekształceń roślinności w procesie synantropizacji jezior 

jest iloraz synantropizacji, , 

który pozwala zaliczyć jezioro do jednej z pięciu grup określających 

stopień przekształceń roślinności [Rejewski 1981]. Metoda MFI, oraz kolejne jej modyfikacje 

opracowane przez Ciecierską [przegląd w Ciecierska i in. 2006] wykorzystywane 

były dotychczas na skalę lokalną do oceny jezior Pojezierza Mazurskiego [Ciecierska 2003, 

2004a, 2004b, Kolada i Ciecierska 2003], czy Pomorskiego [Ciecierska i Żurawska 2004]. 

W ostatnich latach w Polsce prowadzone były prace nad dostosowaniem metody MFI 

do wymagań Ramowej Dyrektywy Wodnej [Ciecierska 2005, Ciecierska i in. 2006]. Pierwotna 

metoda od lat 80-tych uległa kilku modyfikacjom w zakresie sposobu wyliczania i wartości 

granicznych wskaźników, a grupy jezior określające antropogeniczne zmiany roślinności 

[Rejewski 1981] zostały zastąpione klasami stanu ekologicznego [Ciecierska i in. 2006, 

Ciecierska 2008]. Opracowany w wyniku tych prac Makrofitowy Wskaźnik Stanu Ekologicznego 

(MWSE), spełnia wymogi stawiane przez Ramową Dyrektywę Wodną w stosunku 

do współczynników jakości dla celów klasyfikacji stanu ekologicznego. Współczynnik jest 

wyrażony wartością liczbową w zakresie od 0 do 1, przy czym bardzo dobry stan ekologiczny 

jest wyrażony przez wartości bliskie jedności, a zły stan ekologiczny przez wartości bliskie 

zeru. Wartości graniczne klas stanu ekologicznego są specyficzne dla dwóch wyróżnionych, 

podstawowych makrofitowych typów jezior nizinnych w Polsce (jeziora o wodach 

bogatych w wapń, o roślinności w stanie referencyjnym zdominowanej przez zbiorowiska 

ramienic, w podziale na płytkie i głębokie). Metoda ESMI została oficjalnie zaakceptowana 

i przyjęta do zgodnego z RDW monitoringu wód stojących w Polsce. (Rozporządzenie Ministra 

Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 r. w sprawie klasyfikacji stanu jednolitych części 

wód jezior, DzU 162, poz. 1008). 

3.8. Projekty międzynarodowe 

Opracowywanie każdego systemu oceny jakości wód na podstawie elementu biologicznego 

w skali krajowej wymaga danych ujednoliconych, zbieranych tą samą metodą 

z obszaru całego kraju. Po przeprowadzeniu inwentaryzacji dostępnych danych przez różne 

kraje europejskie, okazało się, że w zasadzie większość państw nie dysponuje wystarczającą 

liczbą danych biologicznych do spełnienia wymogów RDW. W celu pozyskania 

danych większość państw była zmuszona podjąć specjalne działania badawcze, ukierun- 

32


kowane stricte na potrzeby wdrażania RDW. Od wejścia w życie Ramowej Dyrektywy Wodnej 

w 2000 r. prowadzone były, i nadal są, liczne międzynarodowe projekty, uwzględniające 

m.in. także makrofity, jako jeden z podstawowych elementów oceny stanu ekologicznego 

wód, jak ECOFRAME [Moss i in. 2004], STAR [STAR 2000, Furse i in. 2006, Brabec 

i Szoszkiewicz 2006], REBECCA [Solimini i in. 2006, Rekolainen 2007, Penning i in. 2000a, 

2008b], czy ćwiczenie interkalibracyjne [CIS 2003, Birk i in. 2006, Tøth i in. 2008]. Projekty 

te odgrywają ważną rolę wspomagającą w tworzeniu narodowych systemów ekologicznej 

oceny wód, zgodnych z zapisami RDW. 


Wszystkie metody oceny stanu ekologicznego wód na podstawie makrofitów, które są 

obecnie stosowane w monitoringu wód w różnych krajach europejskich, powstały w ciągu 

ostatnich lat w związku z wejściem w życie wymagań Ramowej Dyrektywy Wodnej. Zgodnie 

z zapisami RDW metody takie powinny: 

1) być dostosowane do warunków naturalnych danego obszaru geograficznego; 

2) uwzględniać specyfikę typów wód; 

3) odwoływać się do warunków referencyjnych; 

4) uwzględniać takie aspekty roślinności wodnej, jak skład taksonomiczny i obfitość; 

5) opierać się na wskaźnikach liczbowych, dających możliwość wyliczenia Ekologicznego 

Wskaźnika Jakości (WJE) o wartości w zakresie od 0 do 1. 

Większość nowoopracowanych metod jest obecnie na etapie wdrażania, testowania 

i weryfikowania, a uzyskane na ich podstawie wyniki oceny poddawane są międzynarodowej 

interkalibracji w celu ustalenia poziomu ich porównywalności. Należy się spodziewać, 

że większość nowoopracowanych metod jeszcze przez dłuższy czas będzie stanowiła 

obiekt dyskusji i podlegała wielu modyfikacjom. 


Arts G.H.P. 2002. Deterioration of atlantic soft water macrophyte communities by acidification, 

eutrophication and alkalinisation. Aquat. Bot., 73: 373–393. 

Baattrup-Pedersen A., Andersson B., Brandrud T.E., Karttunen K., Riis 

T., Toivonen H. 2001. Macrophytes. W: J. Skriver (red.) Biological monitoring in Nordic 

rivers and lakes. National Environmental Research Institute, Denmark. TemaNord 

2001:513: 53–60. 

Bailey R.C., Norris R.H., Reynoldson T.B. 2004. Bioassessment of freshwater ecosystems 

using the Reference Condition Approach. Kluwer. 

33


Best E.P.H. 1988. The phytosociological approach to the description and classification of 

aquatic macrophytic vegetation. W: J.J. Symoens (red.) Vegetation of inland waters. 

Handbook of vegetation science, 15/1. Kluwer: 155–182. 

Birk S., Korte T., Hering D. 2006. Intercalibration of assessment methods for macrophytes 

in lowland streams: direct comparison and analusis of common metrics. W: M.T. 

Furse, D. Herring K. Brabec, A. Buffagni, L. Sandin, P.F.M. Verdonschot (red.) The ecological 

status of European rivers: evaluation and intercalibration of assessment methods. 

Hydrobiologia 566: 417–430. 

Brabec K., Szoszkiewicz K. 2006. Macrophytes and diatoms – major results and conclusions 

from the STAR project. W: M.T. Furse, D. Herring K. Brabec, A. Buffagni, L. Sandin, 

P.F.M. Verdonschot (red.) The ecological status of European rivers: evaluation and 

intercalibration of assessment methods. Hydrobiologia 566: 175–178. 

Braun-Blanquet J. 1964. Pflanzensoziologie. Springer, Wien, New York. 

Chambers P.A., Kalff J. 1985. Depth distribution and biomass of submerged aquatic macrophyte 

communities in relation to Secchi depth. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 42:107–109. 

Ciecierska H. 2003. Disturbances in the littoral vegetation of Lake Kołowin (Masurian 

Landscape Park) after ecological catastrophe. Ecological Questions, 3: 77–83. 

Ciecierska H. 2004a. Ecological State of Reference Lakes of the European Intercalibration 

Network, Located in the Masurian Landscape Park (NE Poland). Limnol. Rev., 4: 

45–50. 

Ciecierska H. 2004b. Phytocenotic diversity of littoral in lakes of the Masurian Landscape 

Park – current state and changes. Teka Kom. Och. Kszt. Środ. Przyr., 1: 32–38. 

Ciecierska H. 2005. Makrofitowa metoda oceny stanu ekologicznego jezior. Katedra Botaniki 

i Ochr. Przyr., UWM, Olsztyn (maszynopis). 

Ciecierska H. 2008. Makrofity jako wskaźniki stanu ekologicznego jezior. Rozprawy i Monografie, 

139. Wyd. UWM, Olsztyn. 

Ciecierska H., Kolada A., Soszka H., Gołub M. 2006. Opracowanie podstaw metodycznych 

dla monitoringu biologicznego wód powierzchniowych w zakresie makrofitów 

i pilotowe ich zastosowanie dla części wód reprezentujących wybrane kategorie i typy. 

Etap II. Tom II – Jeziora. Praca wykonana na zamówienie Ministra Środowiska, finansowana 

ze środków Narodowego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej. 

IOŚ-UWM, Warszawa-Olsztyn (maszynopis). 

Ciecierska H., Żurawska J. 2004. Ecological state of shallow lakes in the Pomeranian 

Lakeland (NW Poland). Limnol. Rev., 4: 51–56. 

CIS 2003. Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/ 

EC). Towards a guidance on establishment of the intercalibration network and the process 

on the intercalibration exercise. Guidance Document 6, WG 2.5 – Intercalibration, 

http://circa.europa.eu/Public/irc/jrc/jrc_eewai/library?l=/intercalibra tion/intercalibration/_EN_1.0_&a=d 

34


Dawson F.H., Newman J.R., Gravelle M.J., Rouen K.J., Henville P. 1999. Assessment 

of the trophic status of rivers using macrophytes. Evaluation of the Mean 

Trophic Rank. R&D Technical Report E39. Environmental Agency, Bristol. 

Dąmbska I. 1966. Zbiorowiska ramienic Polski. Pozn. Tow. Przyjaciół Nauk, Ser. B., Biol., 

31/3: 1–75. 

den Hartog C., van der Velde G. 1988. Structural aspects of aquatic plant communities. 

W: J.J. Symoens (red.) Vegetation of inland waters. Handbook of vegetation science, 

15/1. Kluwer: 113–154. 

EC 2000. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23 Oct. 

2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy. OJEC 

L 327/1. 

Free G., Little R., Tierney D., Donnelly K., Caroni R. 2006. A reference based 

typology and ecological assessment system for Irish lakes – preliminary investigations. 

Final report. Project 2000-FS-1-M1 Ecological Assessment of Lakes. Pilot Study to Establish 

Monitoring Methodologies EU (WFD). Environmental Protection Agency, Ireland. 

http://www.epa.ie/downloads/pubs/research/water/final%20report%20(2000-fs1- 

m1).pdf 

Furse M., Hering D., Moog O., Verdonschot P., Johnson P.K., Brabec K., 

Gritzalis K., Buffagni A., Pinto P., Friberg N., Murray-Blight J., Kokes 

J., Alber R., Usseglio-Polatera P., Haase P., Sweeting R., Bis B., Szoszkiewicz 

K., Soszka H., Springe G., Sporka F., Krno I. 2006. The STAR project: 

context, objectives and approaches. W: M.T. Furse, D. Herring K. Brabec, A. Buffagni, 

L. Sandin, P.F.M. Verdonschot (red.) The ecological status of European rivers: evaluation 

and intercalibration of assessment methods. Hydrobiologia 566: 1–2. 

Géhu J.M. 1976. Sur les paysages végétaux ou sigmassciations des prairies salées du 

Nord-Quest de la France. Doc. Phytosoc., 15–18: 27–65. 

Géhu J.M. 1977. Le concept de sigmassociations et son application a l’etude du pysage 

vegetal des Falaises Atlantiques Françaises. Vegetatio, 34: 117–125. 

Gołdyn R. 1975. Zbiorowiska roślinne Jeziora Raczyńskiego pod Zaniemyślem. Bad. Fizjogr. 

nad Pol. Zach., Ser. B., Botanika, 28: 49–87. 

Gołdyn R. 1983. Zbiorowiska roślinności zanurzonej Jeziora Dominickiego i Jeziora Kużnickiego 

na Pojezierzu Wielkopolskim. Bad. Fizjogr. nad Pol. Zach., Ser. B., Botanika, 

28: 165–192. 

Haury J. 1996. Assessing functional typology involving water quality, physical features and 

macrophytes in a Normandy river. Hydrobiologia, 340: 43–49. 

Hellsten S. 1997. Environmental factors related to water level regulation – a comparative 

study in northern Finland. Boreal Environment Research, 2: 345–367. 

Hellsten S. 2000. Effects of lake water level regulation on aquatic macrophyte stands in 

northern Finland and options to predict these impacts under different conditions. Envi- 

35


ronmental factors and aquatic macrophytes in the littoral zone of regulated lakes. Causes, 

consequences and possibilities to alleviate harmful effects. Academic Dissertation. 

Acta Univ. Oul., A 348, Oulu. 

Hellsten S., Mjelde M. 2007. Aquatic macrophytes and lake water level regulation – 

developing a common index for Fennoscandinavia. Book of Abstracts, REBECCA Final 

Conference, 21–24 maja 2007, Oslo, Norwegia, 137–138. 

Hellsten S., Riihimäki J. 1996. Effects of lake water level regulation on the dynamics of 

aquatic macrophytes stands in northern Finland. Hydrobiologia 340: 85–92. 

Holmes N.T.H., Newman J.R., Chadd S., Rouen K.J., Saint L., Dawson F.H. 1999. 

Mean Trophic Rank. A users manual. R&D Technical Report E38, Environment Agency, 

Bristol. 

Janauer G.A. 2003. Aquatic macrophytes in freshwaters: the assessment of ecological 

quality. W: M. Ruoppa, P. Heinonen, A. Pilke, S. Rekolainen, H. Toivonen, H. Vuoristo 

(red.) How to assess and monitor ecological quality in freshwaters. Nordic Council of 

Ministers. TemaNord 2003:547: 24–28. 

Janauer G.A., Zoufal R., Christof-Dirry P., Englmaier P. 1993. Neue Aspekte 

der Charakterisierung und vergleichenden Beurteilung der Gewässervegetation. Ber. 

Ins. Landschafts-Pflanzenökologie Univ. Hohenheim, 2: 59–70. 

Jensén S. 1977. An objective method for sampling the macrophyte vegetation in lakes. 

Vegetatio, 33: 107–118. 

Jensén S. 1979. Classification of lakes in southern Sweden on the basis of their macrophyte 

composition by means of multivariate methods. Vegetatio, 39: 129–146. 

Karr J.R. 1991. Biological integrity: a long-neglected aspect of water resource management. 

Ecol. Appl., 1: 66–84. 

Keskitalo J., Salonen K. 1994. Manual for integrated monitoring. Subprogramme Hydrobiology 

of Lakes. National Board of Waters and the Environment, Helsinki, Vesi-Ja 

Ymparistohallinnon Julkaisuja, Seria B, 16: 28–30. 

Kłosowski S. 1986/1987. Cladietum marisci (All. 1922) Zobrist 1935 w północno-wschodniej 

Polsce na tle warunków siedliskowych, Fragm. Flor. et Geobot., 31/32 (1/2): 207– 

229. 

Kłosowski S. 1988. Ökologische Amplitude und Zeigerwert der häufigeren Röhrichtgesellschaften 

im nordöstlichen Teil polens, Limnologica, Berlin, 19(2): 109–125. 

Kłosowski S. 1990. Littoralvegetation stehender Gewässer-Ökologie, Dynamik und Bioindikationswert. 

Polish Bot. Stud., 1: 149–184. 

Kłosowski S. 1992. Ekologia i wartość wskaźnikowa zbiorowisk roślinności szuwarowej 

naturalnych zbiorników wód stojących. Fragm. Flor. Geobot., 37, 2: 563–585. 

Kłosowski S., Tomaszewicz G.H., Tomaszewicz H. 2004. Long-term changes in 

aquatic and swamp vegetation in selected lakes of Sejny Lake District. Teka Kom. Ochr. 

Kszt. Środ. Przyr., 1: 102–109. 

36


Kłosowski S., Tomaszewicz G.H., Tomaszewicz H. 2006. The expansion and decline 

of charophyte communities in lakes within the Sejny Lake District (north-eastern 

Poland) and changes in water chemistry. Limnologica, 36: 234–240. 

Kłosowski S., Tomaszewicz H. 1984. Typhetum angustifoliae and Typhetum latifoliae 

as indicators of various habitats. Pol. Arch. Hydrobiol., 31, 3: 245–255. 

Kłosowski S., Tomaszewicz H. 1986. Habitat requirements of Polygonetum natantis 

Soó 1927 and Potamogetonetum natantis Soó 1923 phytocenoses in north - eastern 

Poland. Acta Soc. Bot. Pol., 55, 1: 141–157. 

Kłosowski S., Tomaszewicz H. 1989a. Habitat conditions of the Nymphaeetum candidae 

Miljan 158 and Nupharo-Nymphaeetum albae Tomaszewicz 1977 dominated by 

Nymphea alba. Acta Soc. Bot. Pol., 58, 4: 615–624. 

Kłosowski S., Tomaszewicz H. 1989b. Habitat conditions of phytocoenoses of Myriophylletum 

alterniflori Lemee 1937 em. Soss. 1943, Myriophylletum verticillati Soó 1927 

in Poland, Aquat. Bot., 35: 337–356. 

Kłosowski S., Tomaszewicz H. 1990. Standortverhältnisse des Nupharetum pumili 

Oberdorfer 1957 in der Suwałki-Seenplatte (Nord-Ostpolen), Arch. Hydrobiol., 117, 3: 

365–382. 

Kłosowski S., Tomaszewicz H. 1993. Standortsverhältnisse der Gesellschaften mit 

Dominanz einzelner Nympheaceen in Nordost-Polen. Tuexenia, 13: 75–90. 

Kłosowski S., Tomaszewicz H. 1997. Zur Soziologie und Ökologie der Hydrilletum 

verticillatae Tomaszewicz 1979 und des Elodeetum canadensis (Pign. 1953) Pass. 

1964 in Nordost-Polen. Tuexenia, 17: 125–136. 

Kohler A. 1978. Methoden der Kartierung von Flora und Vegetation von Süβwasserbiotopen, 

Landschaft und Stadt, 10(2): 73–85. 

Kolada A., Ciecierska H. 2003. Ocena stanu ekologicznego jeziora Łękuk Wielki na 

podstawie makrofitów. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, 25/26: 135–151. 

Lassiére O. 1995. Botanical survey of Scottish freshwater lochs. Scottish Natural Heritage, 

Information and Advisory Note, No. 4, Edinburgh. 

Leka J. 2005. Macrophytes as a tool to assess the ecological status of lakes. W: A. Lääne, 

P. Heinonen (red.) Sampling. Presentations of three training seminars about Quality Assurance 

(QA), Biological methods of Water Framework Directive and Waste water sampling 

techniques. Suomen ympäristökeskuksen moniste, 328: 60–64. 

Leka J., Kanninen A. 2003. Field surveys of aquatic macrophytes as a tool for monitoring 

and assessing the ecological status of the boreal lakes. W: M. Ruoppa, P. Heinonen, 

A. Pilke, S. Rekolainen, H. Toivonen, H. Vuoristo (red.) How to assess and monitor 

ecological quality in freshwaters. Nordic Council of Ministers. TemaNord 2003:547: 

127–130. 

Leka J., Valta-Hulkkonen K., Kanninen A., Airaksinen O. 2002. Aquatic macrophytes 

in the classification of ecological status of boreal lakes: Testing field study me- 

37


thods and aerial photographing as tool for monitoring. W: M. Ruoppa, K. Karttunen 

(red.) Typology and ecological classification of lakes and rivers. Nordic Council of Ministers. 

TemaNord 2002:566: 93–96. 

Leyssen A., Adriaens P., Denys L., Packet J., Schneiders A., van Looy K., 

Vanhecke L. 2005. Toepassing van verschillende biologische beoordelingssystemen 

op Vlaamse potentiële interkalibratielocaties overeenkomstig de Europese kaderrichtlijn 

water: partim ‘Macrofyten’. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud. Instituut 

voor Natuurbehoud, Brussel (in Dutch, with English summary),http://www.inbo.be/ygen/ 

bibliotheekref.asp?show=new&pid=PUB_ASP_Start 

Mäemets H. 2005. Macrophytes – a tool to clasify the ecological status of lakes. Estonian 

experience. W: A. Lääne, P. Heinonen (red.) Sampling. Presentations of three training 

seminars about Quality Assurance (QA), Biological methods of Water Framework Directive 

and Waste water sampling techniques. Suomen ympäristökeskuksen moniste, 

328: 65–69. 

Mäemets H., Freiberg L. 2004. Characteristics of reeds on Lake Peipsi and the floristic 

consequences of their expansion. Limnologica, 34: 83–89. 

Mathes J., Plambeck G., Schaumburg J. 2002. Das Typisierungssystem für stehende 

Gewässer in Deutschland mit Wasserflächen ab 0.5 km 2 zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie. 

W: R. Deneke, B. Nixdorf (red.) Implementierung der EU-Wasserrahmenrichtlinie 

in Deutschland: Ausgewahlte Bewertungsmethoden und Defizite, BTU 

- Cottbus Actuelle Reihe, 5: 15–23. 

Mathes J., Plambeck G., Schaumburg J. 2003. Der Entwurf zur Seentypisierung in 

Deutschland im Hinblick auf die Anwendung der Wasserrhamenrichtlinie der EU. Deutsche 

Gesellschaft für Limnologie – Tagungsbericht, Werder, 47–51. 

Matuszkiewicz W. 2002. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. PWN, 

Warszawa. 

Melzer A. 1999. Aquatic macrophytes as tools for lake management. Hydrobiologia, 

395/396: 181–190. 

Melzer A., Harlacher R., Held K., Sirch R., Vogt E. 1986. Die Makrophytenvegetation 

des Chiemsees. Informationsbericht Beyer. Landesamt f. Wasserwirtschaft, 4: 

1–210. 

MEWAM 1987. Methods for the use of aquatic macrophytes for assessing water quality 

1985-86. Her Majesty’s Stationary Office, London. 

Mjelde M. 2007. Macrophytes and eutrophication in lakes. NIVA, Oslo (maszynopis). 

Moss B, Stephen D., Alvarez C., Becares E.,van de Bund W., Collings S.E., 

van Donk E., de Eyto E., Feldmann T., Fernández-Aláez C., Fernández- 

Aláez M., Franken R., Garcia-Criado F., Gross E., Gyllström M., Hansson 

L-A., Irvine K., Järvalt A., Jensen J-P., Jeppesen E., Kairesalo T., 

Kornijów R., Krause T., Künnap H., Laas A., Lill E., Lorens B., Luup H., Mi- 

38


racle M.R., Nõges P., Nõges T., Nykänen M., Ott I., Peczula W., Peeters 

E., Phillips G., Romo S., Russell V., Salujõe J., Scheffer M., Siewertsen 

K., Smal H., Tesch C., Timm H., Tuvikene L., Tonno I., Virro T., Vicente 

E., Wilson D. 2003. The determination of ecological status in shallow lakes – a tested 

system (ECOFRAME) for implementation of the European Water Framework Directive. 

Aquatic Conserv: Mar. Freshw. Ecosyst., 13: 507–549. 

Newbold C., Palmer M.A. 1979. Trophic adaptation of aquatic plants. CST 18, Nature 

Conservation Council, Peterborough. 

Nõges P., Nõges T. 2003. Monitoring of large shallow transboundary Lake Peipsi (Estonia/Russia) 

and the indicators and criteria to assess its ecological status. W: M. Ruoppa, 

P. Heinonen, A. Pilke, S. Rekolainen, H. Toivonen, H. Vuoristo (red.) How to assess 

and monitor ecological quality in freshwaters. Nordic Council of Ministers. TemaNord 

2003:547: 71–80. 

Ozimek T., Kowalczewski A. 1984. Long-term changes of the submerged macrophytes 

in eutrophic lake Mikołajskie (North Poland). Aquat. Bot., 19: 1–11. 

Pall K., Janauer G.A. 1996. Die Makrophytenvegetation von Flaußsstauen am Beispiel 

der Donau zwischen Fluß-km 2552.0 und 2511.8 in der Bundesrepublik Deutschland. 

Arch. Hydrobiol. Suppl. Large Rivers, 9: 91–109. 

Palmer M.A. 1989. A botanical classification of standing waters in Great Britain and the 

method of the use of macrophyte flora in assessing changes in water quality. Research 

and Survey in Nature Conservation, No. 19, Nature Conservancy Council, Peterborough. 

Palmer M.A., Bell S.L., Butterfield I.A. 1992. A botanical classification of standing 

waters in Britain: application for conservation and monitoring. Aquatic Conserv.: Mar. 

Freshw. Ecosyst., 2: 125–143. 

Palmer M.A., Roy D.B. 2001. An estimate of the extent of dystrophic, oligotrophic, mesotrophic 

and eutrophic standing freshwater in Great Britain. Joint Nature Conservation 

Committee Report, No. 317, Peterborough. 

Pełechaty M. 1999. The fitosocjological characteristics and habitat requirements of the 

Phragmites communis (Gams 1927) Schmale 1939 phytocenoses in the lakes of the 

Wielkopolski National Park, Hydrobiologia, 408/409: 327. 

Penning E., Mjelde M., Dudley B., Hellsten S., Hanganu J., Kolada A., van 

den Berg M., Mäemets H., Poikane S., Phillips G., Willby N., Ecke F. 

2008a. Classifying aquatic macrophytes as indicators of eutrophication in European 

lakes. Aquatic Ecology, 42: 237–251. 

Penning E., Dudley B., Mjelde M., Hellsten S., Hanganu J., Kolada A., van 

den Berg M., Poikane S., Phillips G., Willby N., Ecke F. 2008b. Using aquatic 

macrophyte community indices to define the ecological status of European lakes. 

Aquatic Ecology, 42: 253–264. 

39


Pieczyńska E., Ozimek T., Rybak I. 1988. Long-term changes in littoral habitats and 

communities in Lake Mikołajskie (Poland). Int. Revue ges. Hydrobiol., 73/4: 361–378. 

Podbielkowski Z., Tomaszewicz H. 1996. Zarys hydrobotaniki. PWN, Warszawa. 

Preston C.D., Croft J.M., 1997. Aquatic plants in Britain and Ireland. Harley Books, 

Colchester. 

Rejewski M. 1981. Roślinność jezior rejonu Laski w Borach Tucholskich. Rozprawy UMK, 

Toruń. 

Rekolainen S. 2007. Relationships between ecological and chemical status of surface 

waters – the REBECCA project. Book of Abstracts, REBECCA Final Conference, 21-24 

maja 2007, Oslo, 12–14. 

Robach F., Thiébaut G., Tremoliéres M., Muller S. 1996. A reference system for 

continental running waters: plant communities as bioindicators of increasing eutrophication 

in alkaline and acid waters in north-east France. Hydrobiologia, 340: 67–76. 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 r. w sprawie klasyfikacji stanu 

jednolitych części wód jezior, Dz.U. 162, poz. 1008. 

Røslett B. 1991. Principal determinants of aquatic macrophyte richness in northern European 

lakes. Aquat. Bot., 39: 173–193. 

Schaumburg J. 1996. Seen in Bayern. Limnologische Entwiklung von 1980 bis 1994. 


Schaumburg J., Schranz Ch., Hofmann G., Stelzer., Schneider S. 2004a. 

Macrophytes and phytobenthos as indicators of ecological status in German lakes – 

a contribution of the implementation of the Water Framework Directive. Limnologica, 

34: 302–314. 

Schaumburg J., Schmedtje U., Schranz Ch., Köpf B., Schneider S., Meilinger 

P., Stelzer D., Hofmann G., Gutowski A., Foerster J. 2004b. Erarbeitung 

eines ökologischen Bewertungsverfahrens für Fließgewässer und Seen im Teilberich 

Makrophyten und Phytobenthos zur Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie. 

Bayerisches Landesamt für Wasserwirtschaft, München http://edok01.tib.uni-hannover. 

de/edoks/e01fb04/ 472465678.pdf 

Schneider S. 2000. Entwiklung eines Makrophytenindex zur Trophäenindikation in 

Fliessgewässern. Shaker Verlag, Aachen. 

Schneiders A., Denys L., Jochems H., Vanhecke L., Triest L., Packet J., 

Knuysen K., Meire P. 2004. Ontwikkelen van een monitoringsysteem en een beoordelingsmethode 

voor macrofyten in oppervlaktewateren in vlaanderen overeenkomstig 

de europese kaderrichtlijn water. Rapporten van het instituut voor natuurbehoud. Instituut 

voor Natuurbehoud, Brussel (in Dutch with English summary),http://www.inbo.be/ 


Smolders A.J.P., Lamers L.P.M., Roelofs J.G.M. 2001. Aquatic macrophytes in assessment 

and monitoring of ecological quality. W: K. Karttunen (red.) Monitoring and 

40


assessment of the ecological status of aquatic environments. TemaNord 2001:563, 

23–31. 

Solimini A.G., Cardoso A.C., Heiskanen A.-S. (red.) 2006. Indicators and methods 

for the ecological status assessment under the Water Framework Directive. Linkages 

between chemical and biological quality of surface waters. Institute for Environment and 

Sustainability, JRC, EC, Ispra. 

STAR 2000. Standardisation of River Classifications: Framework method for calibrating different 

biological survey results against ecological quality classifications to be developed 

for the Water Framework Directive. Research project supported by the European Commission 

under the Fifth Framework Programme. Dorchester. 

Stelzer D. 2003. Makrophyten als Bioindikatoren zur leitbildbezogenen Seebewertung 

– Ein Beitrag zur Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in Deutschland. Dissertation, 

TU München, http://tumb1.biblio.tu-muenchen.de/publ/diss/ww/2003/stelzer.pdf 

Tomaszewicz H. 1979. Roślinność wodna i szuwarowa Polski (klasy: Lemnetea, Charetea, 

Potamogetonetea, Phragmitetea) wg stanu zbadania na rok 1975. Wyd. UW, 

Warszawa. 

Tomaszewicz H. 1987. Differentiation of the physical and chemical propertis of bottom 

sediments in phytocenoses of Myriophylletum verticillati Soó 1927, Potamogetonetum 

natantis Soó 1927 and Hydrocharitetum morsus-ranae Landendonck 1935 association. 

Pol. Arch. Hydrobiol., 34, 2: 215–230. 

Tomaszewicz H. 1988. Similarity of habitat reguirements of Glycerietum maximae Hueck 

1931 and Acoretum calami Kobendza 1948 phytocenoses. Acta Hydrobiol., 30, 3/4: 

341–352. 

Tomaszewicz H., Kłosowski S. 1985. Roślinność wodna i szuwarowa jezior Pojezierza 

Sejneńskiego. Mon. Bot., 67: 69–141. 

Tomaszewicz H., Kłosowski S. 1990. Phytocenoses of Ceratophylletum demersi Hild 

1956 and Charetum tomentosae (Sauer 1937) Corillon 1957 as indicators of habitats of 

various degrees of eutophication. Acta Hydrobiol., 32, 1/2: 139–154. 

Tóth L.G., Poikane S., Penning E., Free G., Mäemets H., Kolada A., Hanganu 

J. 2008. First step in the Central-Baltic intercalibration exercise on lake macrophytes: 

where do we start? Aquatic Ecology, 42: 265–275. 

Tüxen R. 1974. Die Pflanzengesellschaften Nordwestdeutschlands. Lehre. 

Tüxen R. 1979. Sigmeten und Geosigmeten, ihre Ordnung und ihre Bedentung fur Wissenschaft, 

Naturschutz und Plannung. Biogeog., The Haque-Boston-London, 16: 79–92. 

van den Berg M.S., Coops H., Meijer M-L., Scheffer M, Simons J. 1998. Clear 

water associated with a dense Chara vegetation in the shallow and turbid lake Valuwemeer, 

The Netherlands. W: E. Jeppesen, Martin Søndergaard, Morten Søndergaard, K. 

Christoffersen (red.) The structuring role of submerged macrophytes in lakes. Springer, 

New York, 339–352. 

41


van den Berg M.S., Coops H., Simons J. 2001. Propagule bank buildup of Chara aspera 

and its significance for colonization of shallow lake. Hydrobiologia, 462: 9–17. 

van den Berg M.S., Scheffer M., van Nes E., Coops H. 1999. Dynamisc and stability 

of Chara sp. and Potamogeton pectinatus in a shallow lake changing in eutrophication 

level. Hydrobiologia, 408/409: 335–342. 

Vollenweider R.A. 1968. Scientific fundamentals of the eutrophication of lakes and 

flowing waters, with particular reference to nitrogen and fosforus factors in eutrophication. 

OECD Water Management Research Group, Paris. 

Wiegleb G. 1991. Die Lebens- und Wuchsformen die makrophytischen Wasserpflanzen 

und deren Beziehungen zur Ökologie, Verbreitung und Vergesellschaftung der Arten. 

Tuexenia, 11, 135–147. 

Willby N.W., Abernethy V.J., Demars B.O.L. 2000. Attribute-based classification of European 

hydrophytes and its relationship to habitat utilization. Freshw. Biol., 43: 43–74. 

Willby N.W., Pitt J.-A., Phillips G.L. 2006. Summary of approach used in LEAFPACS 

for defining ecological quality of rivers and lakes using macrophyte composition. W: S. 

Poikane, D. Tierney (red.) Milestone 6 report Lake GIGs: A GIG macrophyte technical 

report, Annex A, part IIIC. European Commission DG JRC, Ispra, pp 19–30. 

Wright J.F. 1995. Development and use of a system for predicting macroinvertebrates in 

flowing waters. Aust. J. Ecol., 20: 181–197. 

Wright J.F., Furse M.T., Moss D. 1998. River classification using invertebrates: 

RIVPACS application. Aquatic Conserv.: Mar. Freshw. Ecosyst., 8: 617–631. 

Wright J.F., Moss D., Armitage P.D., Furse M.T. 1984. Preliminary classification of 

running-water sites in Great Britain based on macroinvertebraten species and the prediction 

of community type using environmental data. Freshw. Biol., 14: 221–256. 

Wright J.F., Sutcliffe D.W., Furse M.T. 2000. Assessing the biological quality of 

freshwaters: RIVPACS and similar techniques. Freshwater Biological Association, Ambleside. 

42


Bogusław Michalec 


The analysis of silting of water reservoir in Zesławice 

Słowa kluczowe: mały zbiornik wodny, zamulanie, stopień zamulenia, zdolność zbiornika 

do zatrzymywania rumowiska. 

Key words: small water reservoir, silting, silting ratio, sediment trap efficiency. 

The results of the many years’ investigations of silting the water reservoir in Zesławice 

on the river Dłubnia made possible the qualification of the intensity of silting and the reduction 

of sediment trap efficiency during exploitation. The course of silting was introduced by 

means of the worked out dependence of reservoir sediment trap efficiency and silting ratio. 

Silting ratio of was calculated on the basis of the executed measurements of silting, and 

sediment trap efficiency of the reservoir in Zesławice was defined on the basis the balance 

of delivered and stopped suspended sediment in the reservoir. 

Silting ratio of the reservoir, established on the basis of the executed silting measurements 

testifies about intensive silting. In 1983, after seventeen years of operation, the silting 

ratio of the reservoir carried out above 50%. After desilting and building the assistant reservoir, 

reinforced from the common water inlet, the pace of silting the reservoir in Zesławicach 

underwent the decrease. In 2006, after above twenty years of operation, the silting ratio carried 

out more less than 34%. 

It was affirmed that the pace of silting got smaller in the next years of operation, and 

also follows the growth of the transport ability of sediment in the reservoir. The pace of the 

reduction of the sediment trap efficiency of the reservoir diminishes simultaneously. The initial 

value of sediment trap efficiency of the reservoir in Zesławice carries out above 80% and 

gets smaller to the value above twice smaller within a dozen or so years. 

The calculated sediment trap efficiency (β rz 

)of reservoir in Zesławice on the basis of 

the sediment balance it was compared with ability (β) appointed from the nomographs of 

Dr inż. Bogusław Michalec, adiunkt w Katedrze Inżynierii Wodnej, Uniwersytet Rolniczy 

w Krakowie. 

43


Drozd’s, Brune’s and Allen’s, Brune’s, Brown’s and Churchill’s. The value β appointed from 

these nomograph is various from the value β rz 

. 


Metody empiryczne prognozowania zamulania dotyczą średnich i dużych zbiorników 

wodnych. W literaturze naukowej i technicznej daje się zauważyć brak metod prognozowania 

zamulania małych zbiorników wodnych. Według zapisu zawartego w „Porozumieniu” 

[1995], dotyczącym programu małej retencji, wyróżnia się małe zbiorniki wodne, których 

pojemność całkowita nie przekracza 5 mln m 3 . Literatura krajowa podaje różne klasyfikacje 

zbiorników wodnych mające na celu wyznaczenie rozgraniczenia pomiędzy dużymi i małymi 

zbiornikami wodnymi. Najczęściej wyróżnia małe zbiorniki wodne ze względu na takie 

wskaźniki, jak wysokość zapory ziemnej i pojemność zbiornika. Klasyfikacja podawana 

przez Mioduszewskiego [1997] wyróżnia małe zbiorniki wodne ze względu na wysokość 

zapory ziemnej i pojemność zbiornika. W myśl tego podziału do małych zbiorników należy 

zaliczyć obiekty, które spełniają następujące warunki: wysokość zapory jest mniejsza 

lub równa 2 m, a pojemność zbiornika jest dowolnie duża, lub jeżeli wysokość zapory jest 

mniejsza lub równa 5 m, ale pojemność zbiornika mieści się w przedziale od 50 tys. m 3 do 

100 tys. m 3 oraz jeżeli zbiornik wodny ma dowolną wysokość zapory, ale pojemność zbiornika 

jest mniejsza od 25 tys. m 3 . 

Obowiązujące w Polsce „Wytyczne instruktażowe” z zakresu zamulania zbiorników 

wodnych [Wiśniewski i Kutrowski 1973] wskazują metodę Gončarova: 

⎡ ⎛ 

⎢ ⎜ 

R 

1 − 1 − 

⎢ 

⎣ ⎝ V 

p 

⎞ ⎤ 

⎟ ⎥ 

⎠ ⎥ 

⎦ 

Z (1) 

t 

= 

1 

t 

Vp 

gdzie: 

Z t – objętość odkładów [m 3 ] po upływie „t” lat, 

V p – początkowa pojemność zbiornika [m 3 ], 

R 1 – objętość odkładów po pierwszym roku eksploatacji [m 3 ], 

t – lata eksploatacji. 

Wynik obliczeń według wzoru Gončarova zależy w głównej mierze od poprawności 

ustalenia objętości odkładów rumowiska po pierwszym roku eksploatacji, oznaczanej symbolem 

R 1 

. W przypadku analizy przebiegu zamulania obiektu, jeżeli istnieje możliwość ustalenia 

wartości R 1 

, wyniki obliczeń objętości odkładów rumowiska wykazują dużą zgodność 

z wynikami pomiarów zamulenia. W przypadku prognozowania zamulania projektowanego 

zbiornika dużą trudność sprawia wyznaczenie wielkości R 1 

. Można ją ustalić na podstawie 

istniejącego tzw. zbiornika analoga [Wiśniewski i Kutrowski 1973]. W przypadku małych 

44


zbiorników wodnych, w przeciwieństwie do średnich i dużych, ustalenie wartości R 1 

na podstawie 

podobieństwa do wartości otrzymanych z pomiarów istniejącego tzw. zbiornika analoga 

jest niemożliwa, ze względu na brak badań i pomiarów zamulenia. Objętość odkładów 

rumowiska po pierwszym roku eksploatacji można obliczyć ze wzoru: 

R 

1 

β ⋅ R 

ρ 

u 

= (2) 

0 

gdzie: 

R u 

– średnia roczna masa rumowiska dopływająca do zbiornika [t], 

β – zdolność zbiornika do zatrzymywania rumowiska [-], 

Ρ 0 

– gęstość objętościowa osadów [t·m -3 ]. 

Ustalając R 1 

ze wzoru (2) największą trudność może stanowić wyznaczenie zdolności 

zbiornika do trwałego zatrzymywania rumowiska. Zdolność ta, nazywana również parametrem 

β, określa jaka część dopływającego rumowiska zostanie trwale w nim zatrzymana. 

Prawidłowe ustalenie tej zdolności jest podstawą właściwej oceny średniej rocznej ilości 

materiału unoszonego, jaka zostanie w zbiorniku zatrzymana. 

W polskiej praktyce inżynierskiej wykorzystuje się głównie nomogram Łopatina, zgodnie 

z zaleceniem „Wytycznych instruktażowych” [Wiśniewski i Kutrowski 1973]. Rzadziej 

stosowane są nomogramy Brune’a [Heinemann 1984] lub Hartunga [Łajczak 1995], przedstawiające 

związek parametru β i współczynnika pojemności zbiornika (α). Współczynnik α 

wyznaczany jest jako stosunek pojemności zbiornika do objętości średniego rocznego dopływu 

wody do zbiornika. W literaturze światowej można znaleźć wiele metod umożliwiających 

wyznaczenie parametru β. Metody te przedstawiają zależność zdolności akumulacyjnej 

zbiornika w funkcji takich wskaźników, jak współczynnik będący stosunkiem pojemności 

zbiornika do powierzchni zlewni – metoda Brune’a i Allena, Browna [Heinemann 1984]. 

Churchill [1948] uzależnił zdolność do trwałej retencji rumowiska od współczynnika określanego 

jako stosunek czasu zatrzymania wody w zbiorniku do średniej prędkości przepływu 

wody w zbiorniku. Szczegółowe omówienie i zestawienie poszczególnych metod podał 

w swojej pracy Heinemann [1984]. 

Zastosowanie metod empirycznych, m. in. Drozda [Dąbkowski i in. 1982], Brune -Allena 

[Heinemann 1984], Brune’a, Browna czy Churchilla [Batuca i Jordan 2000], do wyznaczenia 

zdolności małego zbiornika wodnego do trwałego zatrzymywania rumowiska nie było 

dotychczas weryfikowane, poza kilkoma pracami Bednarczyka i Michalca [2002] i Michalca 

[2007]. 

Wyniki wieloletnich pomiarów zamulania zbiornika w Zesławicach umożliwiły określenie 

rzeczywistej zdolności do zatrzymywania rumowiska w kolejnych latach eksploatacji, a także 

w pierwszym roku eksploatacji. Celem pracy jest określenie przebiegu zamulania zbiornika 

wodnego w Zesławicach i określenie tempa redukcji zdolności do trwałego zatrzymania 

45


rumowiska. Przebieg zamulania umożliwi prześledzenie zmian wartości stopnia zamulenia, 

który określa stosunek objętości rumowiska zatrzymanego do pojemności początkowej 

zbiornika. Drugorzędnym celem jest ocena możliwości zastosowania metod empirycznych 

Drozda, Brune’a i Allena, Brune’a, Browna czy Churchilla do wyznaczenia zdolności małego 

zbiornika wodnego do zatrzymywania rumowiska. 

2. Charakterystyka obiektu badań 

Zbiornik wodny w Zesławiach (rys. 1) znajduje się w 8,7 km rzeki Dłubni. Powierzchnia 

zlewni do profilu Zesławice wynosi 218,0 km 2 . Zbiornik o pojemności 228 tys. m 3 został oddany 

do użytku w 1966 r. Przeznaczeniem zbiornika jest ochrona przeciwpowodziowa i zaopatrzenie 

w wodę pitną. 

16 

15 

14 

13 

12 

11 

10 

9 

8 

Dłubnia 

7 

16 

6 

5 

4 

3 

2 

III 

15 

II 

14 

I 

13 

12 

11 

10 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

Rys. 1. Zbiornik wodny w Zesławicach. Na rysunku zaznaczono przekroje pomiarowe i miejsca 

poboru prób osadów dennych (I–III) 

Fig. 1. Water reservoir in Zesławice with marked measuring cross-sections and points of the 

bottom sediment sampling (I–III) 

Badania zamulania zbiornika wodnego w Zesławicach od 1968 r. do 1983 r. były prowadzone 

przez prof. Tadeusza Bednarczyka. W 1983 r., po siedemnastu latach eksploatacji, 

stwierdzono, że zamulenie wynosi ponad 50%. Przed przystąpieniem do odmulenia zbiornika 

wykonano boczny zbiornik remontowy. W roku 1985 zbiornik wodny Zesławice został 

odmulony. 

46


3. Metodyka badań 

Wykonane pomiary zamulenia umożliwiły określenie objętości odkładów rumowiska 

w zbiorniku wodnym w Zesławicach, w poszczególnych latach eksploatacji. Określona została 

również ilość transportowanego rumowiska unoszonego i wleczonego. 

Ilość rumowiska unoszonego dostarczanego do zbiornika ustalono w oparciu o wyniki 

bezpośrednich pomiarów koncentracji. Podstawą obliczeń były ciągi danych hydrologicznych, 

obejmujących średnie dobowe przepływy i odpowiadające im koncentracje rumowiska 

unoszonego. Iloczyny tych wielkości umożliwiły obliczenie masy rumowiska dopływającego 

do zbiornika. Metodyka obliczeń została przedstawiona w publikacji Bednarczyka 

i Michalca [1996]. Koncentrację rumowiska określono za pomocą batymetru w przekroju 

pomiarowym powyżej wlotu do zbiornika. Wyniki pomiarów batymetrycznych koncentracji 

rumowiska unoszonego skorygowano o ustalony współczynnik korekcyjny, umożliwiający 

uwzględnienie koncentracji w całym przekroju poprzecznym rzeki. Współczynnik ten obliczony 

na podstawie równań regresji z przedziałem ufności wynoszącym 95%, wynosi 1,065. 

Określona została również gęstość objętościowa osadów pobranych z dna zbiornika. 

Objętość odkładów ustalono na podstawie pomiarów geodezyjnych wykonanych w przekrojach 

poprzecznych badanego zbiornika. Pomiary głębokości zbiornika wykonano z łodzi 

przy użyciu sondy drążkowej. Pomiary zamulania wykonano w wytyczonych przekrojach 

odpowiadających przekrojom wyznaczonym według projektu powykonawczego. Wyniki pomiarów 

głębokości zostały naniesione na powykonawcze przekroje poprzeczne. Następnie 

określono powierzchnie odkładów rumowiska w przekrojach oraz objętość odkładów 

w zbiorniku. 

4. Omówienie wyników badań 

Objętość odkładów rumowiska, określona na podstawie pomiarów w poszczególnych 

latach eksploatacji, została zamieszczona w tabeli 1. Przyjęte oznaczenie Zesławice-1 dotyczy 

okresu przed odmuleniem zbiornika, a oznaczenie Zesławice-2 dotyczy okresu po odmuleniu. 

Określona objętość rumowiska zatrzymanego w zbiorniku umożliwiła obliczenie 

stopnia zamulenia w kolejnych latach eksploatacji (tab. 1). 

Pobrane próby osadów w części wlotowej, środkowej i wylotowej zbiornika umożliwiły 

określenie średniej gęstości objętościowej osadów (ρ 0 

) w zbiorniku w Zesławicach. Średnia 

gęstość objętościowa osadów, wynosząca 1,025 t·m -3 , posłużyła obliczeniu objętości rumowiska 

unoszonego, dopływającego do zbiornika na podstawie masy transportu tego rumowiska, 

obliczonej zgodnie z metodyką przedstawioną w pracy Michalca [2008]. Bilansując 

masę rumowiska zatrzymanego i dopływającego w rozpatrywanym okresie eksploatacji ob- 

47


liczono rzeczywistą zdolność zbiornika do zatrzymywania rumowiska (β rz 

). Ustalając β rz 

nie 

uwzględniono rumowiska wleczonego, które jak stwierdzono w trakcie poborów prób osadów 

z dna zbiornika, nie jest w nim gromadzone. Począwszy od wlotu do zbiornika, gromadzone 

w nim rumowisko charakteryzuje się średnicami nieprzekraczającymi 0,2 mm. 

Zlewnia rzeki Dłubni pokryta jest lessami, a koryto rzeki buduje drobnoziarnisty materiał 

mineralny, którego największe ziarna odpowiadają wielkości frakcji piasku grubego [Bednarczyk 

1994]. 

Tabela 1. Objętość odkładów rumowiska i stopień zamulenia zbiornika w Zesławicach w poszczególnych 

latach eksploatacji oraz rzeczywista zdolność zbiornika do zatrzymywania rumowiska 

(β rz 

) 

Table 1. The volume of the deposited sediment and the silting ratio of the reservoir in Zesławice in 

the individual years of operation and the real sediment trap efficiency of reservoir (β rz 

) 

Zbiornik 

Zesławice-1 

Zesławice-2 

Pojemność 

pierwotna 

[m 3 ] 

228000 

Rok 

Lata 

eksploatacji 

Objętość 

zamulona 

[m 3 ] 

Stopień 

zamulenia w kolejnych 

latach eksploatacji 

S z [%] 

Suma objętości 

rumowiska 

dostarczonego 

[m 3 ] 

β rz 

[%] 

1967 1 9348 4,10 11345 82,4 

1968 2 26968 11,83 40432 66,7 

1969 3 70425 30,89 186804 37,7 

1970 4 75780 33,24 196831 38,5 

1971 5 76251 33,44 210638 36,2 

1974 8 86192 37,80 229845 37,5 

1983 17 116091 50,92 329804 35,2 

1996 1 5480 2,40 6532 83,9 

1999 14 56162 24,63 133207 42,2 

2005 20 75315 33,03 190296 39,6 

2006 21 77232 33,87 199811 38,7 

Określenie początkowej wartości β rz 

na podstawie pomiarów zamulania okazało się niemożliwe 

ze względu na brak pomiarów w pierwszym roku eksploatacji. W związku z tym, 

wartość tę wyznaczono w sposób przybliżony, przekształcając równanie Gončarova (1) 

i obliczając objętość odkładów po pierwszym roku eksploatacji (R 1 

). Rzeczywistą zdolność 

zbiornika do zatrzymywania rumowiska po pierwszym roku eksploatacji (β rz 1 

), tj. odpowiednio 

w 1967 r. i w 1986 r. (tab. 1), została przyjęta jako wartość początkowa. 

Stwierdzono znaczne tempo przyrostu objętości odkładanego rumowiska w zbiorniku. 

Świadczą o tym wzrastające wartości stopnia zamulania w kolejnych latach eksploatacji. 

Pojemność tego zbiornika została w ciągu 17 lat przed odmuleniem zmniejszona o 50%. Po 

odmuleniu i wybudowaniu zbiornika remontowego, zasilanego ze wspólnego węzła wodnego, 

tempo procesu zamulania uległo zmniejszeniu. Po ponad dwudziestu latach eksploatacji 

stopień zamulenia wynosi niespełna 34%. Średni roczny stopień zamulenia zbiornika 

48


w Zesławicach przed odmuleniem i po odmuleniu, określony na podstawie pomiaru zamulania 

w 1983 r. i w 2006 r., wynosi odpowiednio 3,0% i 1,6%. Są to wartości stosunkowo 

wysokie w porównaniu z intensywnością zamulania średnich i dużych zbiorników zaporowych 

w Polsce, charakteryzujących się wolniejszym tempem zamulania. Jak podaje Łajczak 

[1995] średni roczny stopień zamulania dużych zbiorników wodnych o pojemnościach 

od 0,1 km 3 do 1,0 km 3 , kształtuje się w granicach od 0,58 % – zbiornik Rożnów, 0,38 % – 

zbiornik Włocławek, 0,24 % – zbiornik Tresna, do 0,02 % w przypadku zbiornika Solina. 

W kolejnych latach eksploatacji zmniejsza się tempo zamulania, a zarazem następuje 

wzrost zdolności transportowej rumowiska w zbiorniku. Równocześnie zmniejsza się tempo 

redukcji zdolności zbiornika do zatrzymywania rumowiska. Początkowa wartość β rz 

wynosi 

ponad 80% i w ciągu kilkunastu lat zmniejsza się do wartości ponad dwukrotnie mniejszych 

(rys. 2). 

Rzeczywista zdolność zbiornika 

do zatrzymywania rumowiska β rz 

[%] 

100 

90 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

β rz 

= 126,1Sz -0,33 

R 2 = 0,944 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 

Stopień zamulania S z [%] 

A 

B 

Rys. 2. Zależność zdolności zbiornika w Zesławicach do zatrzymywania rumowiska (β rz 

) od 

stopnia zamulania (S z 

) 

Fig. 2. Dependence of sediment trap efficiency (β rz 

) of reservoir in Zesławice from silting ratio (S z 

) 

Równanie regresji przedstawione na rysunku 2 opisuje zmianę rzeczywistej zdolności 

zbiornika w Zesławicach do zatrzymywania rumowiska (β rz 

) w zależności od stopnia zamulania 

(S z 

). Równanie to dotyczy zakresu stopnia zamulenia mieszczącego się w przedziale 

od 2% do niespełna 51%. Ekstrapolując krzywą, opisaną równaniem przedstawionym na rysunku 

2, dla wartości stopnia zamulania S z 

większego od 50% otrzyma się krzywą A (rys. 2), 

według której zbiornik całkowicie zamulony – wartość S z 

równa 100% – będzie zatrzymywał 

49


ponad 28% dopływającego do niego rumowiska. Wskazywałoby to na ciągłe zatrzymywanie 

dopływającego rumowiska przy całkowicie wypełnionym zbiorniku. Zdolność do zatrzymywania 

rumowiska zbiornika całkowicie zamulonego teoretycznie wynosi zero lub jest bliska 

wartości zero, a przebieg krzywej przedstawiającej zależność β rz 

od stopnia zamulania 

przedstawiałaby linia przerywana B na rysunku 2. Określenie przebiegu krzywej B wymaga 

kontynuacji badań transportu rumowiska i zamulania zbiornika w kolejnych latach, w których 

stopień zamulenia osiągnie wartości większe od 50%. Na tym etapie analizy przebiegu procesu 

zamulania badanego zbiornika można stwierdzić, że pierwsze lata eksploatacji charakteryzują 

się szybkim zamulaniem, co przedstawiają wartości stopnia zamulania, przy równoczesnej 

szybkiej redukcji zdolności zbiornika do zatrzymania rumowiska. Gdy stopień zamulania 

osiągnie wartość około 20% intensywność redukcji wartości β rz 

ulega zmniejszeniu. 

Tabela 2. Zdolność zbiornika w Zesławicach do zatrzymywania rumowiska wyznaczona metodami 

empirycznymi 

Table 2. Sediment trap efficiency of reservoir in Zesławice determined empirical methods 

α Zdolność zbiornika do zatrzymywania rumowiska [%] 

[%] β rz 

β 1 

β 2 

β 3 

β 4 

β 5 

1967 1 0,663 82,4 − 3,0 32,1 18,0 84,4 

1968 2 0,585 66,7 − 3,0 28,9 16,2 83,0 

1969 3 0,458 37,7 − 2,5 22,7 13,2 80,0 

1970 4 0,443 38,5 − 2,5 21,9 12,8 79,5 

1971 5 0,441 36,2 − 2,5 21,8 12,8 79,5 

1974 8 0,413 37,5 − 2,5 20,3 12,0 78,6 

1983 17 0,326 35,2 − 2,1 15,1 9,7 75,3 

1986 1 1,018 83,9 − 3,0 43,5 18,0 88,8 

1999 14 0,786 45,2 − 2,7 36,6 14,2 86,0 

2005 20 0,682 38,8 − 2,5 32,9 12,8 84,7 

2006 21 0,673 37,6 − 2,5 32,5 12,7 84,6 

Zbiornik Rok T 

Zesławice-1 

Zesławice-2 

Gdzie: 

T – lata eksploatacji, 

β rz 

– rzeczywista zdolność do zatrzymywania rumowiska, 

β 1 

– według Drozda, 

β 2 

– według Brune’a i Allena, 

β 3 

– według Brune’a, 

β 4 

– według Browna, 

β 5 

– według Churchilla. 

Rzeczywistą zdolność zbiornika w Zesławicach do trwałego zatrzymywania rumowiska 

porównano ze zdolnością wyznaczoną z nomogramów Drozda (β 1 

), Brune’a-Allena (β 2 

), 

Brune’a (β 3 

), Browna (β 4 

) i Churchilla (β 5 

). Otrzymane wyniki (tab. 2) umożliwiły dokonanie 

weryfikacji tych nomogramów w określeniu zdolności badanego zbiornika do zatrzymywania 

rumowiska. Wartości β wyznaczone z nomogramów Brune’a i Allena, Brune’a, a także 

Browna odbiegają znacząco od rzeczywistej zdolności zbiornika w Zesławicach do zatrzy- 

50


mywania rumowiska (β rz 

). Parametr β wyznaczony z wykresu Brune’a-Allena jest kilkukrotnie 

niższy od wartości rzeczywistych. Podobnie zaniżone wartości otrzymano z nomogramu 

Brune’a. Określenie β 1 

z nomogramu Drozda okazało się niemożliwe. Najbliższe wartości 

parametru β rz 

w pierwszym roku eksploatacji i parametru β, wyznaczonego z nomogramu, 

otrzymano stosując metodę Churchilla. 

5. Wnioski 

Zbiornik wodny w Zesławicach charakteryzuje się wysokim tempem zamulania. Jak wykazały 

badania, w ciągu kilkunastu lat eksploatacji średni roczny stopień zamulenia wynosi 

około 3% dla okresu przed odmuleniem i 1,6% po odmuleniu. Zmniejszenie intensywności 

zamulania zbiornika w Zesławicach po odmuleniu spowodowane zostało skierowaniem 

części dopływającej wody i rumowiska do zbiornika remontowego. 

Zdolność do zatrzymania rumowiska (β rz 

) badanego małego zbiornika w Zesławicach 

nie jest wartością stałą, lecz ulega szybkiej redukcji w czasie. Początkowa zdolność do zatrzymania 

rumowiska jest wyższa od 80% i ulega szybkiej redukcji, blisko dwukrotnej, w ciągu 

kilkunastu lat eksploatacji. Równocześnie zwiększanie się stopnia zamulenia staje się 

coraz mniejsze. Określenie przebiegu redukcji zdolności do zatrzymania rumowiska zbiornika 

w Zesławicach, przy zamuleniu większym od 50%, umożliwi kontynuacja badań transportu 

rumowiska dopływającego do zbiornika i wielkości jego zamulenia. 

Wyznaczona wartość β zbiornika w Zesławicach z nomogramów Brune’a-Allena, Brune’a, 

a także Browna odbiegają znacząco od rzeczywistej zdolności zbiornika do zatrzymywania 

rumowiska – β rz 

, wskazując na brak możliwości ich zastosowania w przypadku 

badanego zbiornika. Jedynie nomogram Churchilla umożliwił wyznaczenie początkowej 

zdolności do zatrzymania rumowiska w zbiorniku, której wartość była zbliżona do β rz 

. Wyznaczona 

za pomocą tego nomogramu wartość β w kolejnych latach eksploatacji badanego 

zbiornika różniła się znacząco od wartości β rz 

. Nomogram Churchilla może służyć wyznaczeniu 

początkowej zdolności badanego małego zbiornika do zatrzymania rumowiska, lecz 

nie umożliwia określenia jej wartości w kolejnych latach eksploatacji. 

PIŚMIENNICTWO 

Batuca G. D., Jordaan M. J. Jr. 2000. Silting and Desilting of Reservoirs. A.A.Balkema. 

Rotterdam, Netherlands, 353. 

Bednarczyk T. 1994. Określenie ilości unoszonego rumowiska w przekroju małego 

zbiornika wodnego w Zesławicach. Zesz. Nauk. AR w Krakowie nr 229, Inżynieria Środowiska 

z. 15, Kraków: 7–18. 

51


Bednarczyk T., Michalec B. 1996. Appraisal of suspended load being carried into the small 

water reservoir. Materiały konferencyjne VI-th Conference „The Contemporery Problems of 

Hydroengineering” Szklarska Poręba: 167–173. 

Bednarczyk T., Michalec B. 2002. Reduction in sediment trap efficiency of small reservoirs 

during their operation. Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu, seria Konferencje XXXVI, 

Nr 438: 325–334. 

Churchill M.A. 1948. Discussion of „Analysis and use of reservoir sedimentation data” 

by L.C. Gottschalk. Proceedings of Conference „Federal Inter-Agency Sedimentation”, 

Denver, Colorado. 

Dąbkowski L, Skibiński J., Żbikowski A. 1982. Hydrauliczne podstawy projektów 

wodno-melioracyjnych. PWRiL, Warszawa. 

Heinemann H.G. 1984. Reservoir trap efficiency. In: „Erosion and Sediment Yield“, Geo 

Books, Norwich: 201–218. 

Łajczak A. 1995. Studium nad zamulaniem wybranych zbiorników zaporowych w dorzeczu 

Wisły. Monografie Komitetu Gospodarki Wodnej PAN, Zeszyt 8, Oficyna Wydawnicza 

PWN, Warszawa: 108. 

Michalec B., Tarnawski M. 2007. Determination of sediment trap efficiency of small 

water reservoir at Krempna. Polska Akademia Nauk Oddział w Krakowie, Infrastruktura 

i Ekologia Terenów Wiejskich, Kraków, z.3: 161–170. 

Michalec B. 2008. Sezonowe zróżnicowanie zawiesiny mineralnej w rzece Dłubni w strefie 

ujęcia wody. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 34/35: 57–67. 

Mioduszewski W. 1997. Small retention and protection of water resources. Gospodarka 

Wodna, Nr 3: 66–70. 

Porozumienie z dnia 21.12.1995 roku zawarte między Wicepremierem Rady Ministrów, Ministrem 

Rolnictwa i Gospodarki Żywnościowej a Ministrem Ochrony Środowiska Zasobów 

Naturalnych i Leśnictwa dotyczące współpracy w zakresie programu małej retencji, 

(http://www.mos.gov.pl./dzw/dokumenty/). 

Wiśniewski B., Kutrowski M. 1973. Budownictwo specjalne w zakresie gospodarki wodnej. 

Zbiorniki wodne. Prognozowanie zamulania. Wytyczne instruktażowe. Biuro Studiów 

i Projektów Budownictwa Wodnego „Hydroprojekt”, Warszawa. 

52


Elżbieta Skorbiłowicz, Mirosław Skorbiłowicz, 

Przemysław Winiarek, Zbigniew Wojciuk 

METALE CIĘŻKIE W OSADACH DENNYCH I ROŚLINACH WODNYCH 

GÓRNEJ NARWI 

heavy metals in bottom sediments and aquatic plants 

upper narew 

Słowa kluczowe: metale ciężkie, osady denne, rośliny wodne. 

Key words: heavy metals, bottom sedimets, aquatic plants. 

Contents of cadmium, nickel, zinc, copper, chromium, cobalt, and lead were determined 

in roots of (Glyceria aquatica), (Phragmites australis) and bottom sediments from Narew river. 

Metal contents were determined by means of AAS technique. Economic and living activities 

of a man, including local transport as well as surface runoffs are the source of studied 

metals disposed to bottom sediments and water plants roots. Examined plant material and 

bottom sediments from river Narew are polluted mainly with cadmium. It was found that the 

status of river contamination may be estimated on a basis of it’s contents of water plants 

roots as well as bio-accumulation coefficient. 


Dynamiczny rozwój cywilizacji oraz postępująca urbanizacja doprowadziła do powszechnego 

zanieczyszczenia środowiska naturalnego. Spośród składników toksycznych trafiających 

do środowiska przyrodniczego metale ciężkie stanowią potencjalne zagrożenie dla funkcjonowania 

ekosystemów [Calmano i in. 1994, Baptista Neto i in. 2000, Cobelo-Garcia, Prego 

2003, Baptista Neto i in. 2004]. Spowodowane jest to ich właściwościami toksycznymi i kumulacją 

w biocenozach łańcucha pokarmowego. Do określenia stanu jakości środowiska wod- 

Dr inż. Elżbieta Skorbiłowicz, dr inż. Mirosław Skorbiłowicz, mgr inż. Przemysław Winiarek, 

mgr inż. Zbigniew Wojciuk – Politechnika Białostocka, Katedra Technologii w Inżynierii 

i Ochronie Środowiska w Białymstoku. 

53

Elżbieta Skorbiłowicz, Mirosław Skorbiłowicz, Przemysław Winiarek, Zbigniew Wojciuk 

nego wprowadzono metody monitorowania, do których można zaliczyć kontrolowanie zawartości 

metali ciężkich w osadach wodnych a także badania flory i fauny bytującej w zbiornikach 

lub ciekach [El-Sikaily i in. 2004]. Celem przeprowadzonych badań było określenie zawartości 

kadmu, niklu, cynku, miedźi, kobaltu, chromu i ołowiu w osadach dennych oraz korzeniach 

i częściach nadziemnych roślin: Glyceria aquatica i Phragmites australis w górnej Narwi. 

2. MATERIAŁ I METODY 

Badania wykonano latem w 2007 r. w 7 przekrojach pomiarowych zlokalizowanych na 

rzece Narew (Bandary, Ploski, Doktorce, Rzędziany, Złotoria, Siekierki i Tykocin). Obiektem 

analiz był materiał roślinny i osady denne, w których zbadano całkowitą zawartość kadmu, 

niklu, cynku, miedzi, chromu, kobaltu i ołowiu oraz ich formy rozpuszczalne. Roślinami, które 

badano była manna mielec (Glyceria aquatica) i trzcina pospolita (Phragmites australis) 

występujące we wszystkich punktach badawczych. Osad denny pobierano w strefie 

brzegowej, gdzie następuje osadzanie się materiału zawieszonego. Przygotowanie próbek 

osadów dennych do oznaczeń metali polegało na ich wysuszeniu do stanu powietrznie suchego 

i przesianiu przez sito polietylenowe o średnicy oczek 0,2 mm. Do analizy pobrano 

frakcję o uziarnieniu

Metale ciężkie w osadach dennych i roślinach wodnych górnej Narwi 

miedź – 6,9 i kobalt – 3,3. Z punktu widzenia zanieczyszczenia środowiska część rozpuszczalna 

metali jest bardzo ważna, ponieważ ze względu na swoją labilność metale 

te mogą być desorbowane z osadów do wody, jak również akumulowane w organizmach 

bentosowych [Dembska i in. 2001, Kabata-Pendias i Pendias 1999.]. Przeprowadzone 

badania wykazały następujące wartości median w przypadku formy labilnej (mg·kg -1 ): 

kadm – 0,23, ołów – 6,3, cynk – 11,7, chrom i nikiel – 1,0, miedź – 1,9 i kobalt – 0,9. Analiza 

wyników wskazała, że najwyższy poziom formy całkowitej i labilnej wystąpił w przypadku 

cynku i ołowiu, najniższe natomiast stężenia stwierdzono w kadmie i kobalcie. 

Stosunek stężeń metali ciężkich w formie labilnej do formy całkowitej w badanych osadach 

i wyrażony jako procent przedstawiał się w następującym porządku malejącym Zn 

> Pb > Cd > Cu > Co > Ni > Cr. Pokazuje to mobilność badanych metali a także pochodzenie 

antropogeniczne metali. 

Badania wykazały stosunkowo niską zawartość udziału formy rozpuszczalnej chromu 

w jego zawartości ogólnej, która w większości badanych próbek wynosiła od 10 do 

15%. Kabata-Pendias podaje, że chrom jest jednym z najmniej ruchliwych metali śladowych 

w środowisku przyrodniczym. W osadach dennych niezanieczyszczonych występuje 

w trwałej formie pozostałej maksymalnie 84%. Natomiast cynk jest jednym z najbardziej 

mobilnych metali w środowisku przyrodniczym, co także potwierdziły badania, udział procentowy 

formy rozpuszczalnej cynku w zawartości ogólnej w większości badanych osadów 

wahał się od 40 do 70%. Forma labilna ołowiu i kadmu stanowi w całkowitej zawartości 

średnio od 30% do 35% w badanych osadach natomiast miedzi i kobaltu od 25% do 30% 

a niklu od 15% do 20%, ponieważ łatwo tworzy dość trwałe związki chelatowe oraz kompleksowe 

kationy i aniony. 

Analizując wyniki badań osadu dennego Górnej Narwi i porównując je do klasyfikacji 

osadów wodnych w Polsce na podstawie kryteriów geochemicznych [Bojakowska 

i Sokołowska 1998] stwierdzono że, zawartości cynku były na poziomie tła geochemicznego 

a pozostałe pierwiastki miedź, ołów, nikiel, chrom, kobalt należy zakwalifikować 

do I klasy jako osady niezanieczyszczone. Wyjątkiem jest kadm w dwóch badanych 

próbkach wystąpiło niewielkie przekroczenie I klasy geochemicznej. Takie koncentracje 

spowodowane są głównie działalnością antropogeniczną, w wyniku której przedostaje 

się on wraz ze spływem powierzchniowym z pól uprawnych, gdzie prowadzona jest zła 

gospodarka nawozami fosforowymi [Kabata-Pendias i Pendias 1999] oraz ze ściekami 

z oczyszczalni, także znaczącym źródłem kadmu jest komunikacja [Bojakowska i Sokołowska 

1998]. 

Wskaźnikiem określającym wpływ antropopresji na środowisko przyrodnicze jest m.in. 

zawartość metali ciężkich w roślinach wodnych. Zawartość metali ciężkich w roślinach wodnych 

jest odzwierciedleniem liczby ich form bioprzyswajalnych w środowisku przyrodniczym 

oraz cennym uzupełnieniem badań osadów dennych. Wartości median metali w korzeniach 

manny mielec wyniosły (mg·kg -1 ): kadm – 1,35, ołów – 9,3, cynk – 33,3, chrom – 4,8, 

55

Elżbieta Skorbiłowicz, Mirosław Skorbiłowicz, Przemysław Winiarek, Zbigniew Wojciuk 

nikiel – 5,9, miedź – 11,0 i kobalt – 1,1, w trzcinie pospolitej przedstawiały się następująco 

(mg·kg -1 ): kadm – 1,70, ołów – 4,0, cynk – 45,9, chrom – 5,0 nikiel – 5,5, miedź – 14,5 

i kobalt – 1,3. Nieco odmiennie kształtowały się zawartości median badanych metali w częściach 

nadziemnych manny mielec (mg·kg -1 ): kadm – 2,05, ołów – 11,5, cynk – 29,5 chrom 

– 6,1, nikiel – 3,3, miedź – 4,7 i kobalt – 3,5 oraz trzcinie pospolitej (mg·kg -1 ): kadm – 2,40, 

ołów – 14,5, cynk - 34,1, chrom – 6,3, nikiel – 3,0, miedź – 3,7 i kobalt – 4,4. 

 

Badane metale w korzeniach były skumulowane w następującej kolejności: 

manna mielec (Glyceria aquatica) Zn > Cu > Pb > Ni > Cr > Cd > Co, 

trzcinia pospolita (Phragmites australis) Zn > Cu> Ni> Cr > Pb > Cd > Co. 

 

Badane metale w częściach nadziemnych wystąpiły w następującej kolejności: 

manna mielec (Glyceria aquatica) Zn > Pb > Cr > Cu > Co > Ni> Cd, 

trzcina pospolita (Phragmites australis) Zn > Pb> Cr> Co > Cu > Ni > Cd. 

 

Obliczony współczynnik bioakumulacji kształtował się w następujący sposób w badanych 

korzeniach roślin wodnych: 

manna mielec (Glyceria aquatica) Ni > Co > Cd > Cu > Zn > Cr > Pb, 

trzcina pospolita (Phragmites australis) Ni > Co > Cd > Zn > Cu > Cr > Pb. 

Warunki siedliskowe, rodzaj emisji lokalnej oraz gatunek rośliny wpływa na zróżnicowany 

sposób współwystępowania metali w częściach nadziemnych, korzeniach i osadach. 

Największe zawartości w korzeniach manny mielec i trzciny pospolitej wystąpiły w przypadku 

cynku i miedzi, a najmniejsze stężenia odnotowano dla kobaltu i kadmu. Natomiast 

w częściach nadziemnych stwierdzono najmniejsze stężenia w przypadku Cd i Ni. Na podstawie 

współczynnika bioakumulacji można stwierdzić, że manna mielec i trzcina pospolita 

w większości przypadków podobnie kumulują badane metale. 

Uzyskane wyniki analiz niklu, cynku, miedzi, kobaltu, chromu i ołowiu w materiale roślinnym 

wskazują na brak zanieczyszczenia środowiska wodnego tymi pierwiastkami, wyjątkiem 

jest kadm, w przypadku którego nastąpiło przekroczenie wartości naturalnej [Kabata-Pendias 

i Pendias 1999]. Stwierdzono istotną korelację między zawartością kadmu 

w roślinach w częściach nadziemnych i jego zawartością w osadach dennych w formie całkowitej 

(r = 0,368 przy α = 0,05). Analizy wykazały, że istnieje zależność pomiędzy zawartością 

Zn i Cu w korzeniach roślin a zawartością tych pierwiastków w częściach nadziemnych 

roślin wodnych, współczynniki korelacji przyjęły wartości r = 0,523 i r = 0,268 odpowiednio 

dla Zn i Cu poziom istotności α = 0,05, α = 0,01 

56

Metale ciężkie w osadach dennych i roślinach wodnych górnej Narwi 

4. WNIOSKI 

1. Źródłem badanych metali zdeponowanych w osadach dennych i badanych roślinach 

wodnych w Górnej Narwi jest działalność gospodarcza i bytowa człowieka, w tym wpływ 

lokalnej komunikacji oraz spływy powierzchniowe. 

2. Materiał roślinny i osady denne rzeki Narew są w niewielkim stopniu zanieczyszczone 

kadmem. 

3. Badania metali ciężkich w roślinach wodnych jest dobrą metodą oceny stanu zanieczyszczenia 

środowisk wodnych i sąsiadujących z nimi środowisk lądowych. 


Baptista Neto J. A., Smith B. J., Mcallister J.J. 2000. Heavy metal concentrations 

in surface sediments in a nearshore environment, Jurujuba Sound, Southeast Brazil, 

Environmental Pollution 109: 1–9. 

Bojakowska I., Sokołowska G. 1998. Geochemiczne klasy czystości osadów wodnych, 

Przeg.Geolog. 46, 1: 49–54. 

Budek L., Wardas M., Kijas A., Gembalska R. 2004. Zanieczyszczenie metalami 

ciężkimi środowiska rzeki Szrafy (rejon Krakowa) – porównanie stanu sprzed i po powodzi 

w 1997 roku, Geologia, tom 30, Zeszyt 2: 175–189. 

Calmano W., Hong J., Förster U. 1994. Binding and mobilization of heavy metals in contaminated 

sediments affected by pH and redox potential. Wat. Sci. Tech., 28: 223–235. 

Cobelo-Garcia A., Prego R. 2003. Heavy metal sedimentary record in a Galician 

Ria (NWSpain): Background values and recent contamination, Mar. Pollut. Bull. 46: 

1253–1262. 

Dembska G., Bolałek J., Aftanas B., Guz W., Wiśniewski S. 2001. Udział formy 

labilnej i całkowitej metali ciężkich w osadach z Portu Gdańskiego. Problemy analityczne 

badań osadów dennych, Sympozjum Naukowe Komitetu Chemii Analitycznej PAN 

Komisja Analizy Wody , Poznań: 83–97. 

El-Sikaily A., Khaled A., El Nemr A. 2004. Heavy metals monitoring using bivalves 

from Mediterranean Sea and Red Sea, Environ. Monit. Assess. 98: 41–58. 

Kabata-Pendias A., Pendias H., 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych, PWN, 

Warszawa: 364. 

Lis J., Pasieczna A. 1995. Atlas geochemiczny Polski w skali 1: 2 500 000, Państw. Inst. 

Geol., Warszawa: 72. 

57


Mirosław Skorbiłowicz, Elżbieta Skorbiłowicz, 

Zbigniew Wojciuk, Przemysław Winiarek 

WPŁYW ŹRÓDEŁ ANTROPOgENICZNYCH I NATURALNYCH 

NA JAKOŚĆ WÓD RZEKI NAREWKA 

The impact of natural and antropogenic sourceS quality 

of river water narewka 

Słowa kluczowe: rzeka, źródła zanieczyszczeń, azotany. 

Key words: river, pollution sources, nitrates. 

The aim of this work was an attempt to identify, assess the impact of intensity and the 

classification sources that shape the Narewka water chemistry river. On the river was located 

4 position measurement and control, which collected water samples once a month during 

the period 2001–2005. These research efforts and results of the analysis helped identify the 

key areas affecting the chemistry of water Narewka which consisted of Bialowieza, Puszcza 

Białowieska and areas of agricultural activities. 


Pokrycie gleby naturalnymi zespołami roślinności drzewiastej ma istotny wpływ na krążenie 

wody, a tym samym na ilość i jakość wód odpływających ze zlewni [Wróbel 1988]. 

Górniak i in. [1998 i 1999] twierdzą, że proces murszenia i mineralizacji torfów zwiększa 

w wodach zawartość składników mineralnych takich jak: fosfor, potas, magnez i żelazo 

oraz, że wody na terenach w większości pokrytych lasami w porównaniu z rzekami na terenach 

słabiej zalesionych są bardziej wzbogacone jonami żelaza. 

Dr inż. Mirosław Skorbiłowicz, dr inż. Elżbieta Skorbiłowicz, mgr inż. Zbigniew Wojciuk, 

mgr inż. Przemysław Winiarek – Politechnika Białostocka, Katedra Technologii w Inżynierii 

i Ochronie Środowiska w Białymstoku. 

58

Wpływ źródeł antropogenicznych i naturalnych na jakość wód rzeki Narewka 

Celem pracy była próba identyfikacji, oceny intensywności oddziaływania oraz klasyfikacji 

źródeł kształtujących chemizm wód rzeki Narewka w zlewni górnej Narwi. 


Badania prowadzono na rzece Narewka (rys.1), na której zlokalizowano 4 stanowiska 

pomiarowo-kontrolne, z których pobierano próbki wody raz w miesiącu, w latach 2001, 

2002, 2003, 2004 i 2005. W próbkach oznaczano stężenie azotu amonowego, azotu azotynowego 

(III) i azotanowego (V), fosforanów (V), siarczanów (VI) i chlorków metodą kolorymetryczną, 

przewodność właściwą metodą potencjometryczną, stężenie jonów sodu i potasu 

metodą emisyjnej spektrometrii atomowej, stężenie jonów wapnia, magnezu, żelaza 

i cynku metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej. 

W próbkach wody oznaczano formy rozpuszczone poszczególnych składników. Poprawność 

metodyki badawczej w zakresie oznaczeń Ca, Mg, Na, K, Fe i Zn sprawdzano na 

podstawie analizy materiału referencyjnego SRM 1643e (Trace Elements in Water, NIST). 

Do opracowania statystycznego wyników badań wykorzystano w pracy analizę czynnikową 

(FA) oraz analizę skupień (Warda) (CA) [Simeonov i in. 2002, Simeonov i in. 2004]. W niniejszej 

pracy otrzymano i analizowano 2652 wyniki pomiarowe. 

Rys. 1. Lokalizacja stanowisk pomiarowych na rzece Narewka 

Fig. 1. Location of position measurement on the river Narewka 

59

Mirosław Skorbiłowicz, Elżbieta Skorbiłowicz, Zbigniew Wojciuk, Przemysław Winiarek 

Rzeka Narewka leży w południowo-wschodniej części województwa podlaskiego 

(Polska) oraz częściowo na terenie Białorusi. Prawie w całości przepływa przez Puszczę 

Białowieską, a w jej dolinie występują obszary podmokłe i torfy. Powierzchnia zlewni wynosi 

734 km 2 . Powierzchnia użytków rolnych wynosi około 30 % natomiast lasów około 

70 % powierzchni zlewni. Długość rzeki na terenie Polski wynosi 39,5 km, natomiast całkowita 

długość 61,1 km. Spływ powierzchniowy jest niewielki i przeważa infiltracja wgłębna 

wód opadowych. Jest to zatem obszar dominacji infiltracyjnego typu krążenia wody, 

związanego z przepuszczalnymi utworami piaszczysto-żwirowymi. Opad roczny wynosi 

około 550 mm. 

3. WYNIKI I DYSKUSJA 

 

Na podstawie analizy wieloczynnikowej w oparciu o „kryterium osypiska” i „kryterium 

Kaisera” zidentyfikowano 3 czynniki wyjaśniające PC1 61%, PC2 22% i PC3 14 % (97%) 

zmienności globalnej zjawisk w analizowanym układzie (rys. 2). 

Zmienna 

Czynnik Czynnik Czynnik 

1 2 3 

N–NH 4 

0,99 

N–NO 2 

0,82 

N–NO 3 

0,81 

PO 4 

0,94 

SO 4 

0,79 

Cl -0,97 

Przewod. -0,79 

Ca 

Mg 0,92 

Na 0,97 

K 0,92 

Fe -0,95 

Zn 0,94 

Zmienność 

składu chemicznego 

wód 

przez czynniki 

[%] 

61 22 14 

Wartoci czynnikowe 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

-0,5 

-1,0 

-1,5 

czynnik 1 

czynnik 2 

czynnik 3 

1 2 3 4 

Stanowiska pomiarowe na rzece Narewka 

Rys. 2. Wyniki analizy czynnikowej (metoda rotacji-varimax znormalizowana, oznaczone ładunki 

są > 0,7) Evans i in. [1996] oraz Pucket, Bricker [1992] i dynamika zmian wartości 

czynnikowych w punktach pomiarowych na rzece Narewka 

Fig. 2. Results of factorial analysis (normalized rotation method-varimax, marked values are 

> 0.7) Evans i in. [1996] oraz Pucket, Bricker [1992] and dynamics of factorial values 

changes at control points on Narewka river 

60


Czynnik I wyjaśnia zmienność składu chemicznego wód Narewki w 61%. Widoczne 

są dodatnie ładunki czynnikowe będące „współczynnikami korelacji” między następującymi 

zmiennymi: N-NO 3 

, PO 4 

, SO 4 

, Mg, Na i K, a czynnikiem I. Ujemnie zaś skorelowane 

jest z nim Fe. Czynnik I przypuszczalnie związany jest z zanieczyszczeniami z niewielkich 

jednostek osadniczych, które często posiadają źle działające oczyszczalnie ścieków. 

W tym przypadku dynamika zmian wartość czynnikowych potwierdza tę tezę. Na stanowisku 

nr 1 widoczna jest maksymalna wartość czynnikowa, która przypuszczalnie związana 

jest z miejscowością Białowieża, posiadającą mechaniczno-biologiczną oczyszczalnię 

ścieków typu PS-400 o przepustowości 370 m 3 ∙d -1 . Z badań WIOŚ Białystok wynika, że 

w odprowadzanych ściekach do Narewki często stwierdzano przekroczenia normatywów 

w stosunku do związków azotu. Zidentyfikowany czynnik I potwierdza te badania. Nie bez 

znaczenia są również nielegalne podłączenia do sieci kanalizacyjnej oraz odprowadzanie 

wód burzowych. Na stanowisku nr 2 zarejestrowano gwałtowny spadek wartości czynnikowej, 

co prawdopodobnie należy wiązać z oddziaływaniem powierzchni zalesionych i zakrzaczonych, 

które działają na wody „oczyszczająco” w szczególności ze związków azotu 

i makroelementów. Z kolei ujemna wartość ładunku czynnikowego reprezentującego 

Fe przypuszczalnie związana jest z jego ubytkiem w wodach Narewki na skutek zwiększonego 

stężenia rozpuszczonych makroelementów. Kabata-Pendias i Pendias H. [1993] 

twierdzą, że w środowisku wodnym o wysokim stężeniu soli zachodzi wytrącenie znacznej 

części Fe. Przesłanki te zdają się potwierdzać, tezę, że jony Fe wytrącają się w postaci 

różnych nierozpuszczalnych związków, sedymentując do osadów dennych i zmniejszając 

stężenie swojej formy rozpuszczonej. 

Czynnik II (PC2) wyjaśnia 22 % zmienności ogólnej składu chemicznego wód Narewki 

i jest skorelowany dodatnio ze stężeniem N-NO 2 

i Zn, a ujemnie z Cl i przewodnością. Zarejestrowano 

jeden wyróżniający się punkt silnego oddziaływania tego czynnika. Punkt kontrolny 

nr 2 zlokalizowany jest w środkowym biegu Narewki. Przypuszczalnie tereny zabagnione 

zlewni w tym miejscu mogą być źródłem N-NO 2 

a także procesy nitryfikacji i denitryfikacji jakim 

podlegają odprowadzane ścieki z Białowieży na stanowisku 1. Stężenie chlorków i wartość 

przewodności w tym punkcie może ulegać obniżaniu ze względu na obecność zwartych 

obszarów leśnych. Prawdopodobnie widoczne jest tutaj naturalne pochodzenie chlorków chociaż, 

będąc składnikiem labilnym niepodlegającym sorbcji mogą one szybko przemieszczać 

się z gleb do wód i na odwrót powodując ich wzajemne wzbogacanie. 

Czynnik III (PC3) wyjaśnia 13% zmienności ogólnej składu chemicznego wód Narewki 

i jest skorelowany dodatnio ze stężeniem N-NH 4 

. Zarejestrowano jeden wyróżniający 

się punkt (nr 3) silnego oddziaływania tego czynnika. Procesy uwalniania się związków 

azotu na tych terenach mogą przyczyniać się bezpośrednio do wzrostu ich stężenia 

w Narewce. Źródłem N-NH 4 

mogą być w tym przypadku będące w sąsiedztwie tereny leśno-bagienne 

na co również zwrócili uwagę [Gotkiewicz 1983, Sapek 1996, Nyc i Podkładek 

2001]. 

61

Mirosław Skorbiłowicz, Elżbieta Skorbiłowicz, Zbigniew Wojciuk, Przemysław Winiarek 

Na dendrogramie (rys.3) na osi odciętych widoczne są pogrupowane stanowiska pomiarowe 

na rzece Narewka poddane monitoringowi. 

Przeprowadzone analizy pozwoliły wyszczególnić 4 grupy punktów. Pierwsza grupa 

(skupienie) uformowane jest ze stanowiska nr 1. Skupienie drugie składa się z punktów 

2, 3 i 4, natomiast trzecie i czwarte odpowiednio z punktów 2 oraz 3 i 4. Zastosowana 

klasyfikacja pozwoliła wyodrębnić punkty na rzece będące w strefach oddziaływania 

różnych źródeł. Pierwsza grupa (punkt nr 1) zlokalizowana jest w strefie oddziaływania 

miejscowości Białowieża, druga w strefie oddziaływania Puszczy Białowieskiej oraz pól 

uprawnych i miejscowości Narewka i Lewkowo zlokalizowanych w pobliżu stanowisk 3 i 4. 

Druga grupa dzieli się odpowiednio na dwie podgrupy różnicujące obszary leśne i rolniczo-zurbanizowane. 

14 

metoda warda 

12 

Odlego wizania 

10 

8 

II 

Oddziaywanie obszarów leno-rolniczych 

IV 

Obszary rolnicze 

oraz miejscowoci Narewka i Lewkowo 

III 

Obszary zalesione 

(Puszcza Biaowieska) 

I 

Oddziaywanie terenów zurbanizowanych 

(Biaowiea) 

 

4 

4 3 2 1 

Stanowiska pomiarowe na Narewce 

 

Rys. 3. Analiza skupień Warda. Stanowiska pomiarowe na rzece Narewka 

Fig. 3. Denomogram of the CA according to Warda. Monitoring locatoins of the Narewka river 

4. WNIOSKI 

1. Prowadzone badania i wyniki analizy (FA) i (CA) pozwoliły zidentyfikować główne strefy 

mające wpływ na chemizm wód Narewki, do których zaliczono Białowieżę, Puszczę 

Białowieską oraz obszary działalności rolniczej. 

2. Pośrednio na jakość wód rzeki Narewka wpływają obszary bagienno-torfowe, które 

mogą emitować niektóre formy azotu w wyniku mineralizacji utworów glebowych. 

62


3. Osiągnięte wyniki mogą być podstawą w wyborze środków prewencyjnych w zakresie 

właściwego gospodarowania zasobami wód powierzchniowych w dorzeczu Narewki. 


Evans C.D., Davies T.D., Wigington JRP.J., Tranter M., Kretschier W.A. 1996. 

Use od factor analysis to investigate processes controlling the chemical composition of 

four streams in Adirindack Mountaions, New York. J. Hydrol. 185: 297–316. 

Gotkiewicz J. 1983. Zróżnicowanie intensywności mineralizacji azotu w glebach organogenicznych 

związane z odrębnością warunków siedliskowych. Rozpr. hab. IMUZ, Falenty, 

11. 

GÓRNIAK A., ZIELIŃSKI P. 1998. Wpływ lesistości zlewni na jakość wód rzecznych województwa 

białostockiego. Prze. Nauk. SGGW , 16: 231–240. 

GÓRNIAK A., ZIELIŃSKI P. 1999. Rozpuszczona materia organiczna w wodach rzek północno-wschodniej 

Polski. W: Ochrona zasobów i jakości wód powierzchniowych i poziemnych. 

Mat. X Międzyn. Konf. N-T, Augustów: 127–131. 

Kabata–Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych, PWN, 


Nyc k., Podkładek R. 2001. Oddziaływanie systemu melioracyjnego z regulowanym 

odpływem na uwilgotnienie gleb i jakość wód. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol., z. 475: 

457–466. 

Puckett L.J., Bricker O.P. 1992. Factors controlling the major ion chemistry of streams 

in the Blue Ridge Valley and physiographic provinces of Virginia and Maryland. Hydrol. 

Proces.6:. 79–98. 

Sapek A. 1996. Udział rolnictwa w zanieczyszczeniu wody składnikami nawozowymi. Zeszyty 

Edukacyjne (1), IMUZ, Falenty: 9–34. 

Simeonov V., Simeonova, P., Tsitouridou, R. 2004. Chemometric quality assessment 

of surface waters: two case studies. Chemical and Engineering, Ecology 11 (6): 

449–469. 

Simeonov, V., Einax, J.W., Stanimirova, I., Kraft, J. 2002. Environmetric modeling 

and interpretation of river water monitoring data. Anal. Bioanal. Chem. 374: 898–905. 

WRÓBEL S. 1988. Ekochemia wód śródlądowych. W: Ekologia wód śródlądowych. Pr. 

zbior. red. K. Tarwid, Warszawa: PWN: 139–186. 

63


Anna Asani 

Napełnienie koryta rzecznego a poziom wody 

w rejonie wałów przeciwpowodziowych 

Filling the river-bed and level of water in a levee area 

Słowa kluczowe: lubuski odcinek Odry, napełnienie koryta rzecznego, wały przeciwpowodziowe. 

Key words: the section of the Oder River in the Lubuskie Province, repletion of water in 

a river-bed, levees. 

This paper presents the results of testing about the influence repletion of water in the 

river-bed on level of water. The testing was carried out in the area of levees located on the 

section of the Oder River in the Lubuskie Province, between 546,0 and 564,8 km of the 

river reaches. The analysis were made in following hydrologic years: 2004, 2005, 2006 and 

2007. The basis of analysis was hydrologic observation which was made in piezometer network 

installed in parts of levee which are different between themselves in sealing technologies 

and observation of changing water- level in Odra-River. 

The result of the tests is the formation of dependence between the repletion of water in 

a river-bed and water-level in close area of the levee. 


Badania wpływu napełnienia koryta rzecznego na poziom wody w rejonie wałów przeciwpowodziowych 

zostały przeprowadzone w obrębie wałów przeciwpowodziowych lubuskiego 

odcinka Odry, w rejonie miejscowości Rąpice-Urad, gdzie analizowany fragment stanowi 

18,8 km odcinek wału przeciwpowodziowego i jest zlokalizowany na prawym brzegu 

Odry, od 546,0 do 564,8 km jej biegu (rys. 1). 

Mgr inż. Anna Asani – Uniwersytet Zielonogórski, Instytut Inżynierii Środowiska, Zakład 

Hydrologii i Geologii Stosowanej w Zielonej Górze. 

64

Napełnienie koryta rzecznego a poziom wody w rejonie wałów przeciwpowodziowych 

Rys. 1. Badany odcinek wału z wyszczególnieniem lokalizacji zastosowanych technologii 

uszczelnienia 

Fig. 1. Analysed section of levee and specification the location of applied sealing technologies 

65

Anna Asani 

Prowadzone badania to fragment szeroko zakrojonych prac będących próbą oceny parametrów 

kształtujących bezpieczeństwo przeciwpowodziowe regionu. 

2. Charakterystyka obszaru badań 

Zgodnie z warunkami technicznymi, jakim powinny odpowiadać budowle hydrotechniczne 

i ich usytuowanie (DzU 2007 r. nr 86, poz. 579), analizowany odcinek wału jest wałem 

II klasy. Chroni przed powodzią tereny rolne i zabudowane o sumarycznej powierzchni 

4330 ha. Wał otacza od zachodu cenną przyrodniczo Dolinę Uradzą. 

Inwentaryzacja obiektów hydrotechnicznych rzeki Odry, przeprowadzona rok po powodzi 

w lipcu 1997 r. wykazała, że na skutek licznych deformacji, nieszczelności, jak również 

z uwagi na zbyt niski poziom korony wału – obiekt przeznaczono do modernizacji [Kołodziejczyk 

2002, Bobowska i Kołodziejczyk 2004]. 

W celu ograniczenia filtracji wody przez wał i zmniejszenia ryzyka wystąpienia powodzi 

w rejonie, w ramach prac modernizacyjnych w 2000 r. zostały zainstalowane przegrody 

przeciwfiltracyjne [Asani 2007]. W zależności od budowy geologicznej korpusu i podłoża 

oraz odległości wału od koryta rzeki zastosowano następujące izolacje w postaci (rys. 1): 

1) folii PVC uszczelniającej korpus wału, 

2) folii PVC uszczelniającej korpus wału połączonej ze ścianką szczelną C-LOC uszczelniającą 

podłoże wału, 

3) bentomaty uszczelniającej korpus wału, 

4) bentomaty uszczelniającej korpus wału, lokalnie połączonej ze ścianką ilastą uszczelniającą 

podłoże wału. 

3. Badania terenowe 

Badania kontrolne, jakie wykonano w latach 2004–2008 wykazały, że wał jest w dobrym 

stanie technicznym. Potwierdziły to dalsze badania szczegółowe, np. sondowania sondą 

lekką DPL wykazały stałość stopnia zagęszczenia gruntu wbudowanego w wał. Pozwala to 

przypuszczać, że modernizacja wału, jaka miała miejsce pięć lat wcześniej, wykonana została 

prawidłowo, a parametry wału są zgodne z wymogami bezpieczeństwa do tego typu 

budowli [Opracowanie archiwalne 1990, 1999, 1999a, 2000]. 

W celu pomiaru stanu wody w obrębie badanego odcinka wału przeciwpowodziowego zainstalowano 

sieć piezometrów do obserwacji stanu wód gruntowych. Równocześnie prowadzono 

monitoring zjawisk hydrologicznych na posterunkach wodowskazowych zlokalizowanych najbliżej 

analizowanego odcinka wału, czyli w Połęcku, Eisenhüttenstadt i Słubicach (rys. 1). Poziom 

wody w rzece na wysokości zainstalowanych piezometrów ustalono metodą interpolacji. 

66


Przykładowy schemat instalacji i numeracji piezometrów przedstawia rysunek 2. 

Rys. 2. Schemat instalacji i numeracji piezometrów 

Fig. 2. Piezometer network and the numbering scheme 

4. Wyniki badań 

Odczytów stanu wody na profilach wodowskazowych jak, i w poszczególnych piezometrach 

dokonywano raz w miesiącu. Wyniki pomiarów uzyskane w kolejnych miesiącach danego 

roku hydrologicznego w poszczególnych profilach zestawiono na rysunkach 3–6. 

poziom wody [m n.p.m.] 

34,00 

33,00 

32,00 

31,00 

30,00 

29,00 

28,00 

27,00 

26,00 

25.11.2004 

21.02.2005 

28.05.2005 

25.08.2005 

21.11.2005 

25.02.2006 

21.05.2006 

28.08.2006 

19.11.2006 

23.02.2007 

data pomiaru 

21.05.2007 

25.08.2007 

10.11.2007 

22.02.2008 

27.05.2008 


33,00 

32,00 

31,00 

30,00 

29,00 

28,00 

27,00 

26,00 

25,00 

25.11.2004 

stan wody w odrze 

stan wody w pi/1 

Rys. 3. Poziom wody w przekroju PI 


Fig. 3. Level of water in piezometer network PI 


Rys. 4. Pozi 

Fig. 4. Leve 

67 

35,00 30,00

Anna Asani 

33,00 

25.08.2007 

10.11.2007 

22.02.2008 

ody w pi/1 

27.05.2008 

poziom poziom wody [m wody n.p.m.] [m n.p.m.] 

32,00 

31,00 

30,00 34,00 

29,00 33,00 

32,00 

28,00 

31,00 

27,00 30,00 

26,00 29,00 

25,00 28,00 

27,00 

26,00 

25.11.2004 25.11.2004 

21.02.2005 21.02.2005 

28.05.2005 28.05.2005 

25.08.2005 25.08.2005 

21.11.2005 21.11.2005 

25.02.2006 

25.02.2006 

21.05.2006 

21.05.2006 

28.08.2006 

28.08.2006 

data pomiaru 

19.11.2006 

19.11.2006 

23.02.2007 

23.02.2007 

21.05.2007 

21.05.2007 

25.08.2007 

25.08.2007 

10.11.2007 

10.11.2007 

22.02.2008 

22.02.2008 

27.05.2008 

27.05.2008 

stan wody wdata odrze pomiaru stan wody w pii/1 


33,00 

32,00 

31,00 

30,00 

29,00 

28,00 

27,00 

26,00 

25,00 

25.11.2004 

21.02.2005 

ork PI 


Rys. 4. Poziom wody w przekroju PII 


Fig. 4. Level of water in piezometer network PII 




30,00 

stan wody w pi/1 

Rys. 4. Poziom 

Fig. 4. Level o 

25.08.2007 

10.11.2007 

22.02.2008 

27.05.2008 

poziom wody wody [m n.p.m.] [m n.p.m.] 

35,00 25,00 

30,00 

20,00 

25,00 

15,00 

20,00 

15,00 10,00 

10,00 5,00 

5,00 

0,00 

0,00 

25.11.2004 25.11.2004 

21.02.2005 

21.02.2005 

28.05.2005 

28.05.2005 

25.08.2005 

25.08.2005 

21.11.2005 

21.11.2005 

25.02.2006 

25.02.2006 

21.05.2006 

21.05.2006 

28.08.2006 

28.08.2006 

19.11.2006 

19.11.2006 

23.02.2007 

21.05.2007 

23.02.2007 

25.08.2007 

21.05.2007 

data pomiaru 

data pomiaru 

10.11.2007 25.08.2007 

22.02.2008 10.11.2007 

27.05.2008 22.02.2008 

27.05.2008 


30,00 

25,00 

20,00 

15,00 

10,00 

5,00 

0,00 

25.11.2004 

21.02.2005 

ody w piii/1 



stan wody w piv/1 

stan wody w piii/1 

ork PIII 

Rys. 5. 6. Poziom wody wody w w przekroju przekroju PIII PIV 

Fig. 5. 6. Level of of water in in piezometer network network PIII PIV 

Rys. 5. Poziom wody w przekroju PIII 

Fig. 5. Level of water in piezometer network PIII 

Rys. 6. Poziom 

Fig. 6. Level o 

68

ork PI 




30,00 

25,00 

20,00 

15,00 

10,00 

5,00 

0,00 

21.05.2007 

25.08.2007 

10.11.2007 

22.02.2008 

27.05.2008 


25.11.2004 

21.02.2005 

28.05.2005 

25.08.2005 

21.11.2005 

25.02.2006 

21.05.2006 

28.08.2006 

19.11.2006 

23.02.2007 

21.05.2007 

25.08.2007 

10.11.2007 

22.02.2008 

27.05.2008 

data pomiaru 

wody w piii/1 


stan wody w piv/1 

ork PIII 

Rys. 6. Poziom wody w przekroju PIV 

Rys. 6. Poziom wody w przekroju PIV 

Fig. 6. Level of water in piezometer network PIV 

Fig. 6. Level of water in piezometer network PIV 

W zestawieniu uwzględniono zależności poziomu wody w rzece i piezometrach zlokalizowanych 

od strony odwodnej wału. Piezometry te znajdowały się przed zainstalowaną 

przegrodą przeciwfiltracyjną, stąd swobodny przepływ wody w gruncie i kształtowanie się 

rzece w okresie prowadzonych badań odnotowano 6 

zwierciadła wody w tych piezometrach nie został sztucznie zakłócony w przeciwieństwie 

do piezometrów zlokalizowanych za przegrodą. Odrębnej analizie poddane zostały stany 

wody podziemnej odnotowane na piezometrach po przeciwnych stronach przegrody 

a wysokości uszczelniającej. przekroju PI – 32,86 m n.p.m., PII – 31,83 m 

Najniższe stany wody w rzece w okresie prowadzonych badań odnotowano 6 kwietnia 

2006 r. Wynosiły one: na wysokości przekroju PI – 32,86 m n.p.m., PII – 31,83 m n.p.m., 

az PIV – 28,34 m n.p.m. W tym okresie poziom wody w 

PIII – 28,68 m n.p.m. oraz PIV – 28,34 m n.p.m. W tym okresie poziom wody w piezometrach 

zlokalizowanych w międzywalu kształtował się następująco: PI/1 – 31,30 m n.p.m., 

międzywalu kształtował się następująco: PI/1 – 31,30 m 

PII/1 – 29,99 m n.p.m., PIII/1 – 26,58 m n.p.m., PIV/1 – 25,95 m n.p.m. Są to również najwyższe 

stany poziomów wód w danych piezometrach zanotowane podczas całego okresu 

badań. 

II/1 – 26,58 m n.p.m., PIV/1 – 25,95 m n.p.m. Są to również 

5. Wnioski 

w danych piezometrach zanotowane podczas całego okresu 

Istnieje wyraźna zależność pomiędzy stanem wody w rzece a poziomem wody w rejonie 

międzywała. Zależność ta nie jest wprost proporcjonalna, ale jednoznacznie zależy od szerokości 

międzywala; im większa odległość punktu pomiarowego od koryta rzeki, tym większe 

69

Anna Asani 

różnice w odnotowanych poziomach zwierciadła wody w rzece i punkcie obserwacyjnym. Przy 

długo utrzymujących się stanach wody w rzece (wysokich lub niskich) poziom wód gruntowych 

w piezometrze ulegał odpowiednio podwyższeniu lub obniżeniu, jednak pod warunkiem, 

że stan ten utrzymywał się odpowiednio długo, tzn. nie krócej niż miesiąc. Przy częstych nagłych 

zmianach stanu wody w rzece w przeciągu jednostkowego okresu pomiarowego, czyli 

jednego miesiąca piezometry nie są w stanie uchwycić tych zmian i wykazują stany zupełnie 

niekompatybilne z rzeką. Widać to tym wyraźniej, im odległość piezometru od koryta rzeki jest 

większa. Szerokość międzywala na wysokości sieci piezometrów PI wynosi 6 m, PII – 11 m, 

PIII – 3 m i PIV – 4,0 m. Poziomy stanów wody w otworze obserwacyjnym PIII/1 (zlokalizowanym 

najbliżej rzeki) są wyraźnie zbieżne i zasadniczo nie różnią się od stanu wody w rzece 

w przeciwieństwie do piezometrów PIV/1, PI/1, czy PII/1 zlokalizowanych znacznie dalej. To 

właśnie na wysokości przekroju PII, gdzie szerokość międzywala jest znaczna, odnotowano 

największe różnice pomiędzy poziomem wody w rzece i w punkcie pomiarowym. Wskazują na 

to pomiary uzyskane dla tego przekroju w okresach: kwiecień–sierpień 2005 r., maj–październik 

2006 r., kwiecień–sierpień 2007 r. oraz maj-czerwiec 2008 r. Przyczyną jest dłuższa droga 

filtracji, a co za tym idzie zwiększony czas przesiąku pomiędzy rzeką a piezometrem. Nie bez 

znaczenia jest również rodzaj gruntu. Im większa zmienność litologiczna w obszarze międzywala 

oraz drobniejsze uziarnienie (mniejszy współczynnik wodoprzepuszczalności) tym różnice 

te są bardziej widoczne. 

Potwierdzone zostały również powszechnie znane tezy, jak np. zależność stanu wody 

od temperatury powietrza, ilości i rozkładu opadów atmosferycznych, rodzaju szaty roślinnej, 

stopnia pokrycia powierzchni czy oddziaływania czynników antropogenicznych, w tym 

stopnia przekształcenia i zagospodarowania międzywala. 

Dalszym elementem prac było wyznaczenie zależności pomiędzy stanem wody gruntowej 

po obu stronach elementu uszczelniającego. Porównując otrzymane wyniki można wnioskować, 

że instalacja zabezpieczeń przeciwfiltracyjnych w postaci folii PVC, bentomaty, ścianek 

ilastych czy ścianek C-LOC wpływa na kształtowanie się poziomu wody w obrębie wału przeciwpowodziowego. 

Wskutek uszczelnienia wału następuje bowiem podpiętrzenie wód gruntowych, 

które może wynosić nawet do 2,7 m. Zjawisko takie zaobserwowano w listopadzie 2004 r. 

w obrębie sieci piezometrów PI. Należy wspomnieć, że ten fragment wału uszczelniony jest 

równocześnie w korpusie wału folią PVC i podłożu ścianką szczelną C-LOC. Podobne wartości 

piętrzenia wody gruntowej (do 2,52 m) zaobserwowano w piezometrach zainstalowanych po 

przeciwnych stronach uszczelnienia we fragmentach wału, gdzie w korpusie wbudowana została 

mata bentonitowa i w podłożu ścianka ilasta. Znacznie niższe efekty dają dwie pozostałe 

technologie uszczelnienia wału. W przypadku zastosowania mat bentonitowych maksymalne 

piętrzenie wody podziemnej zaobserwowano w czerwcu 2007 r. i wynosiło ono 1,80 m. Ekran 

szczelny w postaci folii PVC maksymalnie podpiętrzył wodę (pomiar z maja 2008 r.) na wysokość 

1,49 m. 

70



Asani A. 2007. Empiryczny model obliczeniowy filtracji wody przez wał przeciwpowodziowy. 

Ekotechnika. 1:8–13. 

Bobowska A., Kołodziejczyk U. 2004. Die Modernisierung der Flussdeiche auf der lubusen 

Strecke der Oder. Zesz. Nauk. Uniwersytetu Zielonogórskiego nr 131, Inżynieria 

Środowiska 12: 45–52. 

Kołodziejczyk U. 2002. Geologiczno-inżynierskie badania wałów przeciwpowodziowych 

i ich podłoża. Wyd. Oficyna Wydawnicza Uniwersytetu Zielonogórskiego. Zielona Góra. 

Opracowanie archiwalne. 1990. Odra – wały. Studium modernizacji obwałowań rz. Odry – 

woj. zielonogórskie. Biuro Projektów Wodnych i Melioracji w Zielonej Górze. 

Opracowanie archiwalne. 1999. Urad – modernizacja prawobrzeżnego wału przeciwpowodziowego 

rzeki Odry w km 561,7 – 564,5 – Biuro Projektów Inżynierii Środowiska i Melioracji 

EKOPROJEKT Sp. z o. o. Zielona Góra. 

Opracowanie archiwalne. 1999a. Dokumentacja z nieinwazyjnych badań geologicznych 

oraz ocena stanu technicznego wałów przeciwpowodziowych rzeki Odry w km 545,8 

–564,8 – Przedsiębiorstwo Geologiczne we Wrocławiu PROXIMA S.A. Wrocław. 

Opracowanie archiwalne. 2000. Modernizacja wału przeciwpowodziowego w km 546,0 do 

555,4 rzeki Odry – Biuro Projektów Melioracji i Inżynierii Środowiska. Zielona Góra. 

71


Joanna Śliwa, Wiesław Deptuła 

BADANIA MIKROBIOLOGICZNE WODY JEZIORA RUSAŁKA 

MICROBIOLOGICAL EXAMINATIONS OF RUSALKA 

LAKE WATER 

Słowa kluczowe: woda, jezioro śródmiejskie, analiza mikrobiologiczna. 

Key words: water, municipal lake, microbiological analysis. 

The paper presents microbiological analysis of water samples taken from Rusałka lake, 

based on manifestation of index bacteria of pollution and index bacteria of sanitary status. 

The studied water samples of Rusałka lake were taken at two different sampling points, 

A and B, throughout the year in one-month intervals. Contents of index bacteria of pollution 

extent (TVC 20°C, TVC 37°C) and index bacteria of sanitary status: coli group bacteria 

(TC), faecal type coli group bacteria (FC) and faecal streptococci (FS), were estimated in 

the samples in accordance to Polish Standards (Polish Norms). The obtained results pointed 

to pollution of tested water samples and their poor sanitary status which demonstrated 

that Rusałka lake may constitute epidemiological risks for humans and animals. 


Na terenie Szczecina znajduje się wiele bardzo małych zbiorników wodnych, stanowiących 

rekreacyjną i wypoczynkową część miasta, chętnie odwiedzaną przez mieszkańców. 

Zbiorniki te nie są objęte Programem Państwowego Monitoringu Środowiska, który 

w latach 2007–2009 zakłada badanie coroczne stałej liczby 23 jezior, 47 jezior nowo wytypowanych 

oraz 123 jezior – wytypowanych przez GIOŚ w uzgodnieniu z Wojewódzkimi 

Inspektorami Ochrony Środowiska [Program Państwowego Monitoringu Środowiska 

na lata 2007–2009]. Wybrane jeziora są, w przeciwieństwie do jeziorek śródmiejskich, 

Mgr Joanna Śliwa, prof. dr hab. Wiesław Deptuła – Katedra Mikrobiologii i Immunologii 

Wydziału Nauk Przyrodniczych Uniwersytetu Szczecińskiego w Szczecinie. 

72

Badania mikrobiologiczne wody jeziora Rusałka 

zbiornikami dużymi, o powierzchni powyżej 100 ha, o znacznych zasobach wodnych, 

a także o istotnym znaczeniu gospodarczym [Program Państwowego Monitoringu Środowiska 

na lata 2007–2009]. W związku z tym śródmiejskich jezior nie zakwalifikowano 

do zbiorników objętych monitoringiem. Z Raportu [Raport o stanie środowiska w województwie 

zachodniopomorskim w latach 2004–2005] o Stanie Środowiska w Województwie 

Zachodniopomorskim w latach 2004–2005 wynika, że również Wojewódzki Inspektorat 

Ochrony Środowiska nie podejmuje badań w kierunku analizy wód małych jeziorek 

śródmiejskich. W Raporcie tym wymienia się badania jedynie 10 jezior, o powierzchni 

od 10 do około 42 ha, z powodu procesu wdrażania Dyrektywy Azotanowej. Dyrektywa 

Azotanowa – Dyrektywa nr 91/676/EWG, wydana w 1991 r. przez Radę Komisji Europejskiej, 

ma na celu ograniczenie zanieczyszczenia wód azotem pochodzącym ze źródeł 

rolniczych. Nadmierne stężenia azotanów w wodzie pitnej zagrażają bezpośrednio 

zdrowiu ludzi i zwierząt, a w wodach powierzchniowych mogą zakłócić równowagę biologiczną 

powodując ich eutrofizację. Zanieczyszczenie azotanami jest często związane 

z zanieczyszczeniem innymi szkodliwymi substancjami, przez co sygnalizuje zagrożenie 

dla podstawowego naturalnego zasobu – wody. Do badań tych zostały wytypowane 

4 jeziora (jezioro Dołogie Mielęcińskie, Zaborsko I, Zaborsko II, Płonno), położone 

na obszarze zlewni rzeki Płoni, która została uznana za zagrożoną zanieczyszczeniem 

związkami azotu pochodzącymi ze źródeł rolniczych oraz 6 jezior (Psarskie, Byszkowo, 

Machliny Małe, Baczyno, Baczynko oraz jezioro Czarnówek) potencjalnie zagrożonych 

przez spływ zanieczyszczeń z obszarów nawożonych gnojowicą z przemysłowych 

ferm trzody chlewnej [Raport o stanie środowiska w województwie zachodniopomorskim 

w latach 2004–2005]. Raport ten podaje, że stan sanitarny tych zbiorników był dobry, 

a wody ich na podstawie miana Coli typu kałowego, odpowiadały I bądź II klasie czystości 

wody. Również przez naszą jednostkę prowadzone były od roku 1993 badania mikrobiologiczne 

dotyczące małych śródmiejskich jeziorek miasta Szczecina, takich jak: 

Rusałka o powierzchni 3,7 ha [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz 

i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2007, Nahurska i in. 2004a, Nahurska 

i Deptuła 2006, Nahurska i Deptuła 2004, Nahurska i Deptuła 2003, Nahurska i Deptuła 

2003b, Sawicka i in. 2006, Stapf i Deptuła 1994], Syrenie Stawy o powierzchni 4,92 ha 

[Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 

1997, Nahurska i in. 2003, Nahurska i Deptuła 2003, Stapf i Deptuła 1994], Słoneczne 

o powierzchni 2,0 ha [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 

1997, Nahurska i in.2004] oraz jezioro Głębokie o powierzchni 31,3 ha [Markiewicz i in. 

1997, Markiewicz i Deptuła 1996]. Badania te dotyczyły takich wskaźników jak: bakterie 

stopnia zanieczyszczenia TVC 20°C i TVC 37°C, bakterie grupy coli, bakterie grupy 

coli typu kałowego oraz paciorkowców kałowych, a także bakterii grup fizjologicznych, 

tj. bakterii denitryfikacyjnych, amonifikacyjnych, redukujących siarczyny i redukujących 

siarczany i wynika z nich, że wody tych śródmiejskich zbiorników są dość istotnie zanie- 

73


Tabela 1. Badania mikrobiologiczne z zakresu bakterii wskaźnikowych stanu sanitarnego prób wody w małych jeziorach na terenie Polski 

Table 1. The sanitary state bacteria in water from lakes situated on the area of Poland 

Nazwa 

jeziora 

Powierzchnia 

(ha) 

Rok 

badań 

TVC 20°C TVC 37° C 

Miano 

NPL bakterii 

bakterii 

z grupy coli 

z grupy 

MPN · 100 ml -1 coli 

NPL bakterii 

z grupy coli 

typu fekalnego 

MPN · 100 ml -1 Miano bakterii 

z grupy 

coli typu 

fekalnego 

NPL paciorkowców 

kałowych 

MPN · 100 ml -1 

Słoneczne 2,0 1993–2006 123–1210 40–680000 >5– 24000000 0,000004–>20 >5–2400000 0,00004–>20 0–476500 

Skrzynka 2,24 1974 60–100 3–19 – 1–10 – – – 

Rusałka 3,7 1993–2006 26–4200 000 0–300 000 6–240 000000 0,0000004–17 0–240 000000 

0,0000004– 

>20 

Kociołek 4,32 1974 63–660 8–240 – 10 – – – 

Syrenie 

Stawy 

Mutek 7,0 

0–520000 

4,92 1993–2006 0–3600 000 6–1 486 000 20 0–50 000 000 0,00002–>20 0–750 000 

6,7 1986–1988 0–3 100 2–3 050 0–1 400 – – – – 

1993 

1994 

75–24 500 

80–2 440 

15–2 000 

13–230 

4–11 000 

4–460 

– 

– 


czyszczone i wydają się stanowić zagrożenie ekologiczno-epidemiologiczne. Badania 

te [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996, Markiewicz i in. 1996, Matusiak 

i in. 1997, Nahurska i in. 2007, Nahurska i in. 2003, Nahurska i Deptuła 2006, Nahurska 

i Deptuła 2004, Nahurska i Deptuła 2003, Nahurska i Deptuła 2003a, Nahurska i Deptuła 

2003b, Nahurska i in.2004, Nahurska i in. 2004a, Sawicka i in. 2006, Stapf i Deptuła 

1994], a także niewielka liczba badań innych autorów odnoszących się do małych jezior 

w Polsce (tab. 1) dokumentują wyraźnie celowość prowadzenia systematycznych badań 

wód małych jeziorek Szczecina w zakresie parametrów mikrobiologicznych, które określiłyby 

stan sanitarny tych zbiorników wodnych. 

2. Cel pracy 

Celem pracy była ocena mikrobiologiczna prób wody pochodzących z małego śródmiejskiego 

jeziora Rusałka pod względem bakterii wskaźnikowych stopnia zanieczyszczenia 

TVC 20°C i TVC 37°C, bakterii grupy coli, bakterii grupy coli typu fekalnego oraz paciorkowców 

kałowych wykonywana przez 12 miesięcy roku 2006 w odstępach 4 tygodniowych. 

3. Materiał i metody 

Jezioro Rusałka (rys. 1) jest zbiornikiem znajdującym się w centrum miasta, wąskim 

(szerokość maksymalna 40 m) i dość płytkim (2 m głębokości), a jego całkowita powierzchnia 

wynosi 3,7 ha [Nahurska i in. 2007, Stapf i Deptuła 1994]. Zlewnia Rusałki zasilana jest 

przez wody cieku Osówka, zaś nadmiar wody odprowadzany podziemnym rurociągiem do 

rzeki Odry przez Nieckę Niebuszewską i teren Stoczni Szczecińskiej [Nahurska i in. 2007, 

Stapf i Deptuła 1994]. Materiałem do badań były próby wody jeziora Rusałka, pobierane 

z dwóch różnych stanowisk – A i B przez cały rok, w odstępach miesięcznych. Punkty pobierania 

próbek wyznaczone zostały na podstawie wywiadu środowiskowego i analizy rzeźby 

terenu. Punkt A położony jest przy dopływie do Rusałki cieku wodnego, zaś punkt B po 

przeciwnej stronie jeziora przy jego odpływie. Badane wskaźniki to TVC 20°C, TVC 37°C, 

bakterie grupy coli (TC), bakterie grupy coli typu kałowego (FC) i paciorkowce kałowe (FS), 

oznaczono w oparciu o model badań środowiska wodnego opracowany w Katedrze Mikrobiologii 

i Immunologii WNP US [Deptuła i in. 1993, Deptuła i in. 1998, Deptuła i in. 1998a, 

Hłyńczak in. 1993, Nahurska i in. 2004, Nahurska i in. 2004a], który obecnie prowadzony 

był jedynie w zakresie wybranych parametrów mikrobiologicznych (bakterie stopnia zanieczyszczenia 

TVC 20°C i TVC 37°C, bakterie grupy coli, bakterie grupy coli typu kałowego 

oraz paciorkowce kałowe) według procedur opisanych wcześniej [Deptuła i in. 1998, Nahurska 

2006]. 

75


Rys. 1. Usytuowanie punktów poboru prób wody (A i B) w jeziorze Rusałka 

Fig 1. Location of sampling site (A and B) in Rusalka lake 

A 

Rys. 1. Usytuowanie punktów poboru prób wody (A i B) w jeziorze Rusałka 

Fig 1. Location of sampling site (A and B) in Rusalka lake 

B 

76


4. Wyniki 

Wyniki badań mikrobiologicznych wód z jeziora Rusałka z 12 poszczególnych miesięcy, 

dla punktu poboru prób A i B przedstawiono w tabeli 2, natomiast średnie wartości roczne 

tych wskaźników w tych dwóch punktach w tabeli 3. 

Analizując otrzymane wyniki badań wykonanych w ciągu roku należy stwierdzić, że w zakresie 

bakterii wskaźnikowych stopnia zanieczyszczenia TVC 20°C wartości tego parametru 

wahały się w punkcie poboru A od 353 (październik) do 9730 bakterii w 1 ml wody (wrzesień), 

natomiast w punkcie B od 153 (lipiec) do 19 600 bakterii w 1 ml wody (marzec). Wartości średnie 

roczne tego parametru kształtowały się następująco: w punkcie A, liczba bakterii w 1 ml 

wyhodowanych w temperaturze 20°C wynosiła 4921, zaś w punkcie B – 6971. Natomiast bakterie 

wskaźnikowe stopnia zanieczyszczenia TVC 37°C, w punkcie poboru A, wynosiły od 223 

(lipiec) do 335 500 (marzec), zaś w punkcie poboru B wynosiły od 123 (kwiecień) do 6060 

(grudzień). Wartości średnie roczne wskaźnikowych bakterii stopnia zanieczyszczenia TVC 

37°C na stanowisku A wynosiły 31 905, zaś na stanowisku B 1057 bakterii . 

Analizując NPL oraz miano bakterii grupy coli w badanym okresie wykazano, że wartości 

tych parametrów wynosiły w punkcie A od – NPL 2400 komórek w 100 ml, miano 0,04 (październik) 

do NPL 700 000 komórek w 100 ml, miano 0,0001 (grudzień), natomiast w punkcie 

poboru B – od NPL 620 komórek w 100 ml, miano 0,2 (lipiec, wrzesień) do NPL 62 000 

w 100 ml, miano 0,002 (luty). W przypadku NPL bakterii grupy coli, w próbie wody pochodzącej 

z punktu A zarejestrowano średni roczny wynik równy 189 691, natomiast z punktu B 10 395. 

Oceniając otrzymane wartości w zakresie NPL i miana bakterii grupy coli typu fekalnego, 

wykazano, że w punkcie poboru A wyniki wahały się od – NPL 620 w 100 ml, miano 

0,2 (listopad) do NPL 700 000 komórek w 100 ml, miano 0,0001 (grudzień), zaś w punkcie 

poboru B od – NPL 240 komórek w 100 ml, miano 0,4 (sierpień, wrzesień) do NPL 24 000 

w 100 ml, miano 0,004 (luty). Średnia roczna wartość NPL bakterii grupy coli typu fekalnego 

wyniosła na stanowisku A 153 365, zaś na stanowisku B 492. 

Tabela 3. Średnie roczne wartości wyników badań z zakresu bakterii wskaźnikowych stanu sanitarnego 

w próbach wody jeziora Rusałka na stanowisku A i B 

Table 3. The average annual values of microbiological parameters within the range of sanitary 

state of Rusalka lake. 

Miano 

Miano bakterii 

Miejsce poboru 

prób 

100 ml -1 100 ml 

MPN · 

MPN · 

MPN · 

TVC 20°C TVC 37°C 

bakterii 

grupy coli typu 

grupy coli 

100 ml 

fekalnego 

A 4921 32 000 189 691 0,006 153 365 0,023 5392 

B 6971 966 10 395 0,061 4736 0,115 493 

Objaśnienia: TVC – bakterie wskaźnikowe stopnia zanieczyszczenia, NPL – najbardziej prawdopodobna 

liczba. 

77


Wartości NPL paciorkowców kałowych zarejestrowane w badanym okresie wahały się 

w punkcie poboru A od 120 komórek w 100 ml (lipiec) do 31 000 komórek w 100 ml (maj), 

natomiast w punkcie B – od 120 (lipiec) do 2300 komórek w 100 ml (maj). Średnie roczne 

wartości odnotowane w badanym zbiorniku w punkcie A równe były 5392 komórek bakteryjnych 

w 100 ml wody, zaś w punkcie B – 493. 

5. Omówienie wyników 

Niewielka liczba badań (tab. 1), oprócz badań własnych [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz 

i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2007, 

Nahurska i in.2004, Nahurska i in. 2004a, Nahurska i in. 2003, Nahurska i Deptuła 2006, 

Nahurska i Deptuła 2004, Nahurska i Deptuła 2003, Nahurska i Deptuła 2003a, Nahurska 

i Deptuła 2003b, Sawicka i in. 2006, Stapf i Deptuła 1994], dotyczących analizy mikrobiologicznej 

wód małych jezior w Polsce jest przyczyną trudności w porównaniu uzyskanych rezultatów 

badań, tym bardziej, że badania zaprezentowane w tabeli 1 nie dotyczą wszystkich 

ocenianych obecnie w badaniach własnych. Wprawdzie wykonane są badania o zbliżonym 

zakresie ocenianych wskaźników mikrobiologicznych, jak w badaniach obecnych, ale dotyczą 

jezior większych, będących poza obrębem miasta [cyt. Nahurska 2006], charakteryzujących 

się zupełnie innymi właściwościami fizycznymi, chemicznymi oraz biologicznymi, 

które bezwzględnie rzutują na obraz mikrobiologiczny wody danego akwenu. 

Porównując rezultaty uzyskane w badaniach własnych w zakresie wartości bakterii 

wskaźnikowych TVC 20°C z badaniami przedstawionymi w piśmiennictwie wykazano, że 

wartości badań własnych mieszczące się w zakresie od 153 do 19 600 są zbliżone tylko do 

wartości otrzymanych przez Niewolaka [Niewolak i in. 2003, Niewolak 1972] w małym jeziorze 

pozamiejskim Mutek w 1993 r. oraz w o wiele większym, ale śródmiejskim jeziorze 

Jeziorak Mały, a także przez Donderskiego [Donderski i Strzelczyk 1977] w jeziorze Jasne, 

zlokalizowanym poza granicami miasta. Natomiast niższe są one od wartości odnotowanych 

w jeziorze Rusałka [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 

1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i Deptuła 2006, Nahurska i Deptuła 2004, Nahurska 

i Deptuła 2003, Nahurska i Deptuła 2003b Nahurska i in. 2007, Nahurska i in. 2003, Nahurska 

i in. 2004a, Sawicka i in. 2006, Stapf i Deptuła 1994], Syrenie Stawy [Markiewicz i in. 

1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 

2003, Nahurska i Deptuła 2003, Stapf i Deptuła 1994] oraz w jeziorze Głębokim [Markiewicz 

i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996] w badaniach z lat 1993 - 2006, Jeziorak Mały [Donderski 

i in.1998] oraz jeziorze Długim k. Olsztyna [Zmysłowska i Sobierajska 1980], a wyższe 

od rezultatów odnotowanych w badaniach jeziora Słoneczne [Markiewicz i in. 1997, 

Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2004] w latach 1993–2006, 

Skrzynka [Dąbska i in. 1981a], Kociołek [Dąbska i in. 1981a], Starodworskim [Niewolak 

78


1997], Mutek [Niewolak i in. 2003] w 1994 roku, Lipno [Dąbska i in.1981], Rosnowskie Małe 

[Dąbska i in.1981], Jasne [Donderski i Nowacka 1992, Strzelczyk i in. 1976], Budzyńskie 

[Dąbska i in. 1981a] i Jezioraku Małym [Donderski i in. 1998, Niewolak 1971]. 

Natomiast uzyskane w badaniach własnych wartości bakterii wskaźnikowych TVC 37°C, 

sięgające od 176 do 335 500 zostały potwierdzone jedynie w rezultatach zanotowanych we 

wcześniejszych badaniach z lat 1993–2006 wód jeziora Rusałka [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz 

i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2007, Nahurska 

i in. 2004a, Nahurska i in. 2003, Nahurska i Deptuła 2006, Nahurska i Deptuła 2004, 

Nahurska i Deptuła 2003, Nahurska i Deptuła 2003b, Sawicka i in. 2006, Stapf i Deptuła 

1994]. Były one niższe od wartości odnotowanych w badaniach innych jezior śródmiejskich 

Szczecina – Słoneczne [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 

1997, Nahurska i in.2004] oraz Syrenie Stawy [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, 

Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2003, Nahurska i Deptuła 

2003, Stapf i Deptuła 1994], zaś wyższe od rezultatów zarejestrowanych w jeziorach Skrzynka, 

Kociołek, Lipno, Rosnowskie Małe i w jeziorze Budzyńskie [Dąbska i in. 1981, Dąbska 

i in. 1981a], w jeziorze Starodworskim, Mutek oraz Jezioraku Małym [Niewolak i in. 2003, 

Niewolak 1997, Niewolak 1972], a także w jeziorze Długim k. Olsztyna [Zmysłowska i Sobierajska 

1980] i w jeziorze Głębokim [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996]. 

Również NPL bakterii grupy coli w jeziorze Rusałka wynosząca od 620 do 700 000 komórek 

w 100 ml wody, nie znajduje potwierdzenia w żadnym z badanych jezior o powierzchni 

nie przekraczającej około 30 ha (tab. 1), a znajdujących się na terenie Szczecina [Markiewicz 

i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, 

Nahurska i in. 2007, Nahurska i in.2004, Nahurska i in. 2004a, Nahurska i in. 2003, Nahurska 


2003a, Nahurska i Deptuła 2003b, Sawicka i in. 2006, Stapf i Deptuła 1994] oraz na terenie 

Polski [Dąbska i in. 1981, Dąbska i in. 1981a, Donderski i in. 1998, Donderski i Strzelczyk 

1997, Donderski i Nowacka 1992, Niewolak i in. 2003, Niewolak 1997, Niewolak 1972, Niewolak 

1971, Niewolak 1966, Strzelczyk i in. 1976]. Odnotowano natomiast, że wartości te 

były niższe od rezultatów zarejestrowanych w jeziorach Słoneczne [Markiewicz i in. 1997, 

Markiewicz i Deptuła, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2004] oraz Syrenie Stawy [Markiewicz 

i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, 

Nahurska i in. 2003, Nahurska i Deptuła 2003, Stapf i Deptuła 1994] w latach 1993–2006, 

a także we wcześniejszych badaniach jeziora Rusałka, wykonanych w latach 1996–2006 

[Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, 

Nahurska i Deptuła 2006, Nahurska i Deptuła 2004, Nahurska i Deptuła 2003, Nahurska 

i Deptuła 2003b, Nahurska i in. 2007, Nahurska i in.2004, Nahurska i in. 2004a, Sawicka i in. 

2006, Stapf i Deptuła 1994], zaś wyższe od wartości zarejestrowanych w jeziorze Głębokim 

[Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996] oraz w jeziorze Starodworskim [Niewolak 

1997] i Mutek [Niewolak i in. 2003]. 

79


Miano bakterii grupy coli w badaniach obecnych sięgało od 0,001 do 0,2, co zgodne 

było z wynikami zarejestrowanymi przez Zmysłowską [Zmysłowska i Sobierajska 1980] 

w jeziorze Długim k. Olsztyna. Wartości tego wskaźnika badane w innych zbiornikach wodnych 

(tab. 1) zawierały się w o wiele większej rozpiętości – zarówno w jeziorze Słoneczne 

[Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2004], 

jak i w jeziorze Syrenie Stawy [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz 

i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2003, Nahurska i Deptuła 2003, Stapf 

i Deptuła 1994] i wahały się od 0,000004 do >20. W jeziorze Głębokie [Markiewicz i in. 1997, 

Markiewicz i Deptuła 1996] ta wartość wahała się od 0,002 do >20. Duże rozpiętości wartości 

tego wskaźnika odnotowano również w jeziorze Lipno [Dąbska i in. 1981] i Rosnowskie- 

Małe [Dąbska i in. 1981], gdzie wartość ta wynosiła od 0,1 do 10, a także w jeziorze Budzyńskie 

[Dąbska i in. 1981a], gdzie wartość miana wahała się od 0,01 do 1. 

Także rezultaty NPL bakterii grupy coli typu fekalnego w jeziorze Rusałka wynoszące 

od 240 do 700 000 komórek w 100 ml wody były niższe od wartości zarejestrowanych w jeziorze 

Słonecznym [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, 

Nahurska i in. 2004] i Syrenich Stawach, a także we wcześniejszych badaniach jeziora Rusałka 

[Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak 

i in. 1997, Nahurska i Deptuła 2006, Nahurska i Deptuła 2004, Nahurska i Deptuła 2003, 

Nahurska i Deptuła 2003b, Nahurska i in. 2007, Nahurska i in. 2004, Nahurska i in. 2004a, 

Sawicka i in. 2006, Stapf i Deptuła 1994] oraz wyższe od wartości odnotowanych w jeziorze 

Mutek [Niewolak i in. 2003] oraz w jeziorze Głębokie [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz 

i Deptuła 1996]. 

Miano bakterii grupy coli typu fekalnego w badaniach własnych wahało się od 0,001 do 

0,2 i podobnie jak w przypadku wartości miana bakterii grupy coli, wartości tego wskaźnika 

badane w innych zbiornikach wodnych również zawierały się w o wiele większej rozpiętości 

(tab. 1). 

Oznaczane w badaniach obecnych NPL paciorkowców kałowych wynosiło od 120 do 

3100 komórek w 100 ml wody, co potwierdzone zostało przez Niewolaka [2003] w badaniach 

jeziora Mutek w 1993 r. Chociaż wartości te były niższe od rezultatów zarejestrowanych 

w jeziorach: Słoneczne [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak 

i in. 1997, Nahurska i in.2004], Syrenie Stawy [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, 

Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska i in. 2003, Nahurska i Deptuła 

2003, Stapf i Deptuła 1994], Głębokim [Markiewicz i in. 1997, Markiewicz i Deptuła 1996] 

oraz w badaniach jeziora Mutek [Niewolak i in. 2003] z lat 1994, ale wyższe od wartości 

otrzymanych w badaniach własnych nie zarejestrowano w żadnym z innych małych, badanych 

zbiorników (tab. 1). 

Analizując średnie roczne wartości bakterii wskaźnikowych stanu sanitarnego uzyskane 

w badanym zbiorniku wodnym należy zauważyć, że przy większości parametrów są one 

wyższe w punkcie poboru A, który wyznaczony został w bezpośrednim obszarze dopływu 

80


Tabela 2. Wyniki badań mikrobiologicznych z zakresu bakterii wskaźnikowych stanu sanitarnego prób wody pochodzących z jeziora Rusałka 

w roku 2006 

Table 2. Results of microbiological analysis within the range of sanitary state of sampling sites A and B in Rusalka lake in 2006 

NPL bakterii 

Miesiąc Miejsce 

Miano bakterii 

NPL bakterii grupy coli Miano bakterii grupy coli typu 

badań poboru TVC 20°C TVC 37°C 

grupy coli typu 

MPN · 100 ml 

prób 

-1 grupy coli fekalnego 

fekalnego 

MPN · 100 ml -1 

Styczeń Badań nie przeprowadzono ze względu na zamarznięcie zbiornika 

Luty 

Marzec 

Kwiecień 

Maj 

Czerwiec 

Lipiec 

Sierpień 

Wrzesień 

Październik 

Listopad 

Grudzień 

NPL paciorkowców 

kałowych 

MPN · 100 ml -1 

A 9600 1950 240 000 0,0004 62 000 0,002 2200 

B 14450 720 62 000 0,002 24 000 0,004 980 

A 950 335 500 24 000 0,004 24000 0,004 210 

B 19600 1190 1300 0,08 1300 0,08 250 

A 3500 553 240 000 0,0004 240 000 0,0004 6600 

B 620 123 24 000 0,004 2400 0,04 260 

A 1150 3660 240 000 0,0004 240 000 0,0004 31 000 

B 8 230 750 6200 0,02 6200 0,02 2300 

A 7160 1960 130 000 0,0008 130 000 0,0008 1000 

B 1580 260 2400 0,04 2300 0,04 180 

A 8800 223 24 000 0,004 24 000 0,004 120 

B 153 176 620 0,2 620 0,2 120 

A 2200 246 240 000 0,0004 240 000 0,0004 5500 

B 19300 396 2400 0,04 240 0,4 160 

A 9730 1360 240 000 0,0004 24 000 0,004 3400 

B 1043 320 620 0,2 240 0,4 320 

A 353 263 2400 0,04 2400 0,04 280 

B 4030 353 6200 0,02 6200 0,02 310 

A 2360 353 6200 0,02 620 0,2 500 

B 216 273 6200 0,02 6200 0,02 180 

A 8330 5930 700 000 0,0001 700 000 0,0001 8500 

B 7460 6060 2400 0,04 2400 0,04 360 

Objaśnienia: TVC – bakterie wskaźnikowe stopnia zanieczyszczenia, NPL – najbardziej prawdopodobna liczba. 

81


strumienia Osówka. Przy odpływie, gdzie wyznaczono punkt poboru B, liczba bakterii jest 

już znacznie niższa. Wartości te wykazały, że w obszarze punktu B liczba badanych bakterii 

malała, najprawdopodobniej na skutek ich wymierania, wyżerania przez zooplankton, a także 

na skutek działalności w tym środowisku bakteriofagów. 


Reasumując wartości wskaźników mikrobiologicznych prób wody jeziora Rusałka 

(tab. 2), bakterii stopnia zanieczyszczenia TVC 20°C i TVC 37°C, bakterii grupy coli, bakterii 

grupy coli typu fekalnego oraz paciorkowców kałowych w dwóch punktach poboru wody 

jeziora Rusałka, należy stwierdzić, że uzyskane rezultaty tych parametrów były wyższe 

w porównaniu z wartościami otrzymanymi w badaniach innych zbiorników znajdujących się 

na terenie Polski, takich jak jezioro Skrzynka [Dąbska i in. 1981a], Kociołek [Dąbska i in. 

1981a], Starodworskie [Niewolak 1997], Mutek [Niewolak i in. 2003], Jeziorak Mały [Donderski 

i in. 1998, Niewolak i in. 1989, Niewolak 1971] czy Budzyńskie [Dąbska i in. 1981a], 

natomiast niższe w porównaniu z rezultatami uzyskanymi w badaniach jezior śródmiejskich 

zlokalizowanych przede wszystkim na terenie Szczecina – Słoneczne, Syrenie Stawy [Markiewicz 

i in. 1997, Markiewicz i in. 1996, Markiewicz i Deptuła 1996, Matusiak i in. 1997, Nahurska 


2003a, Nahurska i Deptuła 2003b, Nahurska i in. 2007, Nahurska i in. 2004, Nahurska 

i in. 2004a, Nahurska i in. 2003, Sawicka i in. 2006, Stapf i Deptuła 1994]. 

Wyniki te wskazują na wysokie zanieczyszczenie badanego zbiornika i powodują, że 

stanowiące miejsce wypoczynku i relaksu jezioro, może stanowić zagrożenie epidemiologiczne 

dla ludzi i zwierząt. Stąd istnieje konieczność natychmiastowego ograniczenia dopływu 

zanieczyszczeń oraz konieczność systematycznego monitorowania jakości badanych 

jezior miasta Szczecina. 


Dąbska I., Burchardt L., Hładka M., Niedzielska E., Pańczakowa J. 1981. Hydrobiologiczne 

badania jezior Wielkopolskiego Parku Narodowego, część II Jeziora rynny 

Witobelsko-Dymaczewskiej oraz jezioro Lipno, część III Jeziora Rynny Rosnowsko-Jarosławieckiej. 

Poznańskie Towarzystwo Przyjaciół Nauk, Wydział Matematyczno-Przyrodniczy, 

Prace Komisji Biologicznej, tom 60, Wyd Nauk. PWN, Warszawa–Poznań. 

Dąbska I., Hładka M., Niedzielska E., Pańczakowa J., Szyszka T. 1978. Hydrobiologiczne 

badania jezior Wielkopolskiego Parku Narodowego, część I Jeziora Rynny 

Górecko-Budzyńskiej. Poznańskie Towarzystwo Przyjaciół Nauk, Wydział Matematycz- 

82


no-Przyrodniczy, Prace Komisji Biologicznej, tom 60, Wyd Nauk. PWN, Warszawa–Poznań. 

Deptuła W., Hłyńczak A., Poleszczuk G., Stosik M., Zieliński R. 1993. Własny 

model oceny środowiska wodnego. Aura. 9: 16–17. 

Deptuła W., Stosik M., Hłyńczak A., Markiewicz D., Poleszczuk G., Zieliński 

R., Wesołowska A. 1998. Nowy model badań środowiska wodnego. Chemia 

i Inżynieria Ekologiczna. 5: 1113–1120. 

Deptuła W., Stosik M., Poleszczuk G., Hłyńczak A., Zieliński R. 1998. Próba 

opracowania nowego modelu oceny wód powierzchniowych. Mat. I Krajowej Konf. „Biomarkery 

stanu środowiska wodnego. Zielona Góra: s.6–15. 

Donderski W., Nowacka B. 1992. Production of B-vitamins by planctonic bacteria isolated 

from the mesotrophic lake Jasne. J. Islamic Acad. Sci. 5: 32–38. 

Donderski W., Strzelczyk E. 1977. Bacteriological studies of the mesotrophic lake 

Jasne. Acta Universitatis Nicolai Copernici, Nauki matematyczno-przyrodnicze zeszyt 

40, Prace Limnologiczne. 10: 15–27. 

Donderski W., Walczak M., Mudry Z., Kobyliński M. 1998. Neustonic bacteria of 

lake Jeziorak Mały. Pol. J. Env. Stud. 7: 125–129. 

Donderski W., Walczak M., Mudry Z., Kobyliński M. 1999. Neustonic bacteria 

number, biomass and taxonomy. Pol. J. Env. Stud. 8: 137–141. 

Hłyńczak A., Deptuła W., Brzezińska M., Zieliński R., Stosik M., Poleszczuk 

G. 1993 Nowy model. EkoBałtyk 5, 8. 

Markiewicz D., Deptuła W., Stosik M. 1997. Wybrane parametry mikrobiologiczne 

w próbach wody pochodzących z jezior miasta Szczecina. Materiały XVII Zjazdu Hydrobiologów 

Polskich. Poznań: 75. 

Markiewicz D., Deptuła W. 1996. Badania mikrobiologiczne prób wody pochodzących 

z wybranych jezior miasta Szczecin. Mat. Nauk. XXIII Zjazdu Pol. Tow. Mikrobiol. 

Łódź: 119. 

Markiewicz D.,Deptuła W., Bączkowski M. 1996. Wyniki badań mikrobiologicznych 

prób wody z wybranych jezior na terenie miasta Szczecina. Mat. II Konf. Naukowo-Technicznej 

pt. „Ochrona i rekultywacja jezior i zbiorników wodnych”. Międzyzdroje: 87–98. 

Matusiak M., Deptuła W., Stosik M., Markiewicz D. 1997. Ocena mikrobiologiczna 

prób wody pochodzących z Jeziora Słonecznego. Mat. XVII Zjazdu Hydrobiologów 

Polskich, Poznań: 76. 

Nahurska A, Deptuła W. 2004. Sanitary studies on water of selected lakes in Szczecin. 

Pol.J. Env. Stud. 13: 693–702. 

Nahurska A., Deptuła W., Stosik M. 2003. Bakterie „sanitarne” w próbach wody pochodzącej 

z jeziora Syrenie Stawy. Chemia i Inżynieria Ekologiczna. 10: 110–114. 

Nahurska A., Deptuła W., Stosik M. 2007. Sanitary and ecological characteristics of 

water in the municipal lake of Rusałka in Szczecin. Pol. J. Stud. Env. 16: 853–859. 

83


Nahurska A., Deptuła W. 2003. Analiza mikrobiologiczna prób wody jeziora Syrenie 

Stawy – W.: „Człowiek i środowisko przyrodnicze Pomorza Zachodniego” I środowisko 

biotyczne. Red. Rogalska S., Domagała J., Wyd. In Plus Oficyna: 193–198. 

Nahurska A., Deptuła W. 2003. Badania mikrobiologiczne zgodnie z modelem własnym 

wód małego jeziorka śródmiejskiego. Księga konferencyjna Proceed. ECOpole`03: 

251–255. 

Nahurska A., Deptuła W. 2006. Microbiological evaluation of water samples from municipal 

lake of Rusałka in Szczecin town,Trudy VII Mieżdunarod. Naucznoj-prakticzeskoj 

konf. mołodych uczenych studentow i aspirantow, Sanct-Petersburg: 117–125. 

Nahurska A., Deptuła W. 2003. Microbiological tests of water samples from Rusałka Lake. 

Acta Universitatis Nicolai Copernici. Prace Limnologiczne XIII. Zeszyt 110: 257–265. 

Nahurska A., Sawicka J., Deptuła W. 2004. Ocena sanitarna wód dwóch małych jeziorek 

śródmiejskich. Mat. Konf. III Ogólnopolskiej Konferencji Hydromikrobiologicznej 

Metody biologii molekularnej w badaniach hydromikrobiologicznych. Zielona Góra /Łagów: 

47. 

Nahurska A., Sawicka J., Deptuła W. 2004. Our own model for microbiological evaluation 

of water in small municipal lakes exemplified by Rusałka Lake. UFZ-Bericht. 18: 

267–268. 

Nahurska A. 2006: Analiza mikrobiologiczna wód wybranych jezior śródmiejskich miasta 

Szczecina. Praca doktorska. WNP US Szczecin. 

Niewolak S., Filipkowska Z., Nowak A., Powązka E. 2003. Evaluation of the sanitarny 

and bacteriological state of a polytrophic lake ten years after discounting its recultivation 

by the aeration method. Acta Universitsis Nicolai Copernici. 110: 207–221. 

Niewolak S. 1972. Ocena sanitarna niektórych jezior śródmiejskich na Pojezierzu Mazurskim 

w latach 1967-1971. Gaz, woda i technika sanitarna. 46:10–15. 

Niewolak S. 1966. Ocena sanitarna wód powierzchniowych jezior iławskich w latach 

1960–1963. Z.N. WSR Olsztyn. 21: 91–110. 

Niewolak S. 1997. Sanitary and bacteriological survey of an artifficaly aerated eutrophic 

lake Starodworskie, Poland. Pol. J. Env. Stud. 6: 33–45. 

Niewolak S. 1971. Studium mikrobiologiczne hyponeustonu jezior iławskich w okresie 

letnim. Acta Hydrobiol. 13: 295–311. 

Niewolak W. 1989. Sanitarny and bacterial analysis of water and bottom sediments of 

a heavily polluted, hypertrophic lake. Ekologia Polska. 37: 3–30. 

Program Państwowego Monitoringu Środowiska na lata 2007–2009. 2006. Główny Inspektor 

Ochrony Środowiska, Warszawa. 

Raport o stanie środowiska w województwie zachodniopomorskim w latach 2004–2005. 

2006. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Szczecin. 

Sawicka J. Nahurska A., Deptuła W. 2006. Bacteriological analysis of the waters of 

small municipal lake. Pol. J. Nat. Sci. 21: 917–935. 

84


Stapf D., Deptuła W. 1994. Dynamika zmian ilości bakterii w wodach Jeziora Rusałka 

i Syrenich Stawów /część I/. Mat. Symp. pt. „Dziedzictwo miejskich ogrodów i krajobrazu 

historycznego”, Wyd. SGGW W-wa, Ursynów: 76–82. 

Strzelczyk E., Donderski W., Stopiński M. 1976. Studies of phisiological properties 

of heterotrophic bacteria isolated from water and mud of three lakes. Acta Universitatis 

Nicolai Copernici, zeszyt 38, Prace Limnologiczne. 9: 27–38. 

Zmysłowska I., Sobierajska M. 1980. Mikrobiologiczna charakterystyka zanieczyszczonego 

ściekami bytowo-gospodarczymi Jeziora Długiego w Olsztynie. Z.N. ART. 

Olsztyn, Ochrona Wód i Rybactwo Śródlądowe. 10: 39–58. 

85


Zdzisław Małecki 

WPŁYW ZBIORNIKA RETENCYJNEGO GOŁUCHÓW 

NA OBIEG SUBSTANCJI BIOGENICZNYCH W SYSTEMIE 

RZECZNO-ZBIORNIKOWYM 

GOŁUCHÓW RETENTION RESERVOIR’S IMPACT UPON CIRCULATION 

OF BIOGENIC MATTER IN THE RIVER & RESERVOIR SYSTEM 

Słowa kluczowe: zbiornik retencyjny, rzeka, zlewnia, wody powierzchniowe, substancje 

biogeniczne, eutrofizacja. 

Key words: reservoir, river, river-basin, surface waters, biogenic matter, eutrophication. 

A small retention reservoir in Gołuchów fits the biogenic matter circulation in the river 

& reservoir system on a diverse basis. It plays a role of sedimentation tanks thus reducing 

to a limited extent a charge of nutrients found in the runoff against the total delivered to the 

reservoir. Examinations and on-site observations conducted in 2004–2006 revealed that 

the critical load for Gołuchów reservoir water, according to Vollenweider’s criteria, was exceeded 

on minimum ten times on average (1,33 g·m -2·year-1 ) for the total phosphorous and 

16–21 times (32,33–42,10 g·m -2·year-1 ) for the total nitrogen. The growing demand for water 

noted in the recent years necessitates preservation of its resources not only in terms of 

quantity but quality as well. 


Zagadnieniem obiegu substancji biogenicznych w zlewniach zasilających niewielkie 

zbiorniki retencyjne i wpływu tych akwenów na ten proces zaczęto się interesować dopiero 

niedawno. Badania realizowane są sporadycznie, a problem daleki do rozwiązania. 

Dr inż. Zdzisław Małecki – Polskie Towarzystwo Inżynierii Ekologicznej, Oddział Ziemi 

Kaliskiej w Kaliszu. 

86

Wpływ zbiornika retencyjnego Gołuchów na obieg substancji biogenicznych w systemie... 

Zużyta woda zawierająca różnorodne substancje, także toksyczne, po oczyszczeniu ścieków 

najczęściej odprowadzana jest do wód powierzchniowych oraz podziemnych. Obieg 

wody w ekosystemie jest uzależniony od czynników naturalnych: warunków klimatycznych, 

ukształtowania terenu, pokrywy glebowej oraz układu (sieci) cieków naturalnych i antropogenicznych 

ingerencji w istniejący (naturalny) obieg wody poprzez zabiegi techniczne 

oraz sposób użytkowania. Woda zawiera liczne domieszki pochodzenia naturalnego 

i antropogenicznego. W procesie samooczyszczania wód płynących (cieki) zawierających 

związki biogenne, może jedynie następować zmiana form związków azotu i fosforu z organicznych 

na nieorganiczne – lepiej przyswajalne przez organizmy planktonowe zbiorników 

wodnych. Na pierwszym miejscu wśród przyczyn powodujących zanieczyszczenie 

wód, wymieniane jest rolnictwo [Bartosiewicz 1990, Gardner i in. 2002]. Przy określaniu 

ilości zanieczyszczeń pochodzących z rolnictwa nie zawsze uwzględnia się naturalny odpływ 

zanieczyszczeń ze zlewni (nieuporządkowana gospodarka wodno-ściekowa na terenach 

wiejskich). Podstawową zasadą przy eliminacji zanieczyszczeń obszarowych jest 

spowolnienie i zamykanie obiegu wody oraz materii w różnych częściach zlewni. Znacznie 

trudniej ograniczyć zanieczyszczenia dopływające do wód powierzchniowych i podziemnych 

ze źródeł „rozproszonych”. Zlewnię rolniczą pozbawioną punktowych zanieczyszczeń 

z gospodarstw wiejskich w przypadku zlewni zalesionej, charakteryzują niskie 

stężenia biogenów. Obieg biogenów kształtowany jest głównie przez: wielkość obszaru 

zlewni, rzeźbę terenu, rodzaj gleby, występowanie i rodzaj punktowych źródeł zanieczyszczeń, 

poziom zawartości azotu i fosforu w opadzie atmosferycznym, sposób użytkowania 

i zabiegi agrotechniczne oraz charakter roku hydrologicznego [Mosiej 1998]. Pozostałości 

nawozów, ścieki bytowe spływające do wód powierzchniowych powodują przyspieszony 

proces eutrofizacji zbiorników wodnych naturalnych i sztucznych. Najwyższe stężenie 

związków biogennych zlewni mają cieki, które są obciążone ściekami bytowymi. Istotne 

znaczenie wpływające na jakość wód w zlewni i akwenie ma również skład opadów atmosferycznych 

[Thornton, Dise 1998]. Wraz z opadem atmosferycznym na 1 ha zlewni 

może być wnoszone od 6,0 do 14,4 kg azotu i od 0,2 do 4,28 fosforu [Krzemień i in. 

1990]. Substancji zanieczyszczających wodę wprowadzanych do obiegu wciąż przybywa. 

Pełna identyfikacja zanieczyszczeń jest niemożliwa (w Stanach Zjednoczonych i w Niemczech 

oznaczono około 1200 związków chemicznych zanieczyszczających wody). Mierzy 

się zatem tylko najważniejsze stężenia niektórych substancji chemicznych oraz wielkości 

niektórych wskaźników jakości wód, a mianowicie: według Petersa i Kandell [1999]: biochemiczne 

zapotrzebowanie na tlen BZT 5 

, stężenie tlenu rozpuszczonego, miano Coli, 

- 

stężenie amoniaku (NH 3+ 

), stężenia azotanów i azotynów (NO 3 

i NO 2- 

), stężenie fosforanów 

(P-PO 4 

-3 

), przewodność właściwą, całkowitą zawartość fosforu, całkowitą zawartość 

-3 

węgla. Wśród związków biogennych największe zmiany stężeń w sezonie wykazują PO 4 

- 

oraz NO 3 

[Clark i in. 2004]. Zmiany stężeń związków biogennych w ciągu roku, a szczególnie 

PO 4 

-3 - 

i NO 3 

wskazują na niewielkie znaczenie sezonu wegetacyjnego w kształtowaniu 

87


tych zmian. Najczęściej zauważa się spadek stężenia związków biogennych (szczególnie 

NO 3- 

) latem na skutek intensywnego poboru przez rośliny, a wzrost zimą. W zlewniach, 

w których poszczególne związki biogenne pochodzą głównie z zanieczyszczeń powierzchniowych 

wraz ze wzrostem przepływu w ciekach wzrastały ich stężenia (np. NO 2 

- 

NO 3- 

), 

natomiast, jeżeli pochodzą z ognisk punktowych przy wzrastających natężeniach przepływu 

w następstwie rozcieńczania są coraz niższe stężenia jonów, np. NO 2- 

- -3 

, NO 3 

i PO 4 

, 

[Miler, Hirst 1998, Clark i in. 2004]. 

Przedostawanie się związków biogennych do wód ze źródeł przestrzennych odbywa 

się w wyniku procesów: infiltracji, spływu powierzchniowego, erozji wodnej i wietrznej. Wody 

opadowe odpływające z dróg zawierają substancje organiczne, biogeniczne oraz znaczne 

ilości metali. Produktem spalania benzyny są również związki azotu i fosforu (te ostatnie 

dodawane są celem zapobiegania przedwczesnemu zapłonowi i zanieczyszczeniu świec). 

Jakość retencjonowanej w zbiornikach wody jest również uzależniona od: czasu wymiany 

wody w zbiorniku, podatności na zanieczyszczenia wynikające z rozwoju oraz obumierania 

i rozkładu biomasy. 

Zagadnienia dotyczące wpływu transformacji ładunku substancji biogenicznych prześledzono 

na przykładzie wybranego akwenu w zlewni Prosny, a mianowicie: zbiornika retencyjnego 

Gołuchów zlokalizowanego na rzece Ciemnej. Poziom biogenów w zbiorniku 

Gołuchów jest interesujący nie tylko ze względów poznawczych, ale także praktycznych. 

Wiąże się to z koniecznością redukcji ładunku fosforu i azotu docierającego do Bałtyku. 

Z naszego kraju odprowadza się bowiem około 40% całego ładunku fosforu i 30% ładunku 

azotu z całego zlewiska Bałtyku. Z tego około połowa jest pochodzenia obszarowego, głównie 

z terenów użytkowanych rolniczo [Taylor i in. 1997]. 

Ważność kwestii dotyczących jakości wód wynika ze wzrostu ilości zanieczyszczeń, 

głównie ściekowych odprowadzanych do wód powierzchniowych, co jest jednym z najważniejszych 

celów, jaki nasz kraj musi osiągnąć w gospodarowaniu wodami zgodnie z wymaganiami 

Ramowej Dyrektywy Wodnej (RDW). 

2. ZAKRES I METODYKA BADAŃ PROWADZONYCH W ZLEWNI CIEMNEJ 

Badania wpływu niewielkiego zbiornika retencyjnego na transformację ładunku substancji 

biogenicznych prowadzono na obiekcie położonym w zlewni Ciemnej dla: zbiornika 

Gołuchów w latach 2004–2006 (mapa 1, fot. 1, 2, 3). 

Zakres badań obejmował: charakterystykę zlewni zbiornika i jakość wód w odniesieniu 

do zawartości substancji biogenicznych. Przeprowadzono analizę corocznych wyników badań 

składu fizykochemicznego (wybrane parametry) z uwzględnieniem: azotu amonowego, 

azotu azotanowego, azotu Kjeldalha, azotanów, azotynów, azotu ogólnego, fosforanów, 

fosforu ogólnego w punktach pomiarowych (przekrojach) dla rzeki Ciemna dopływającej 

88


Pleszew 

Rzeka Ciemna 

punkt 8 

Gouchów km. 4.0 

Instalacja aeracyjna 

Kalisz 

Zapora 

Legenda 

PUNKTY POMIAROWE 

7,8 – jakoci wody 

Zatoka Czerminek 

Zatoka Jedlec 

Osadnik ekologiczny 

Rzeka Ciemna 

punkt 7 

Szkuda km. 9.5 

Las Jedlec 

Rów Jedlec 

Mapa 1. Wycinek mapy zbiornika Gołuchów 

Map 1. Fragment of the Gołuchów Mapa 1 Wycinek reservoir mapy zbiornika Gouchów 

Map 1 Fragment of the Gouchów reservoir 

(zasilającej) i odpływającej ze zbiornika oraz ocenę obliczonych wytrąconych, z wód dopływających, 

wielkości rocznych ładunków azotu i fosforu całkowitego w zbiorniku z uwzględ- 

13 

nieniem także wpływu zlewni bezpośredniej. Badania rzeki (mapa 1) wykonano w przekrojach: 

Szkudła (km 9,5) i Gołuchów (km 4,0) – fotografia 4. 

Badania i ocena jakości wód powierzchniowych w latach 2004–2006, prowadzone były 

w oparciu o kryteria zawarte w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r., 

w sprawie klasyfikacji stanu wód powierzchniowych i podziemnych. Powyższe rozporządzenie 

straciło moc z dniem 1 stycznia 2005 r., ale z powodu braku nowego, badania i ocena 

jakości wód powierzchniowych w latach 2005–2006 wykonano według rozporządzenia 

„anulowanego”. Stężenia zanieczyszczeń w wodzie mają podstawowe znaczenie przede 

wszystkim przy ocenie jej przydatności, np. zaopatrzenia ludności i zwierząt domowych 

w wodę pitną. Natomiast ocena dotycząca zanieczyszczenia wód w następstwie ukształtowania 

zlewni, sposobu jej zagospodarowania, działalności gospodarczej człowieka itp. 

w odniesieniu do stężenia składników chemicznych – stężenie może być wskaźnikiem 

niewystarczającym. Wobec powyższego do oceny wielkości zanieczyszczeń w zbiorniku, 

znacznie lepszym parametrem jest ładunek zanieczyszczeń pozostających w zbiorniku. 

Sposób oceny zawartości azotu i fosforu całkowitego, w wodach zbiornika z uwzględnie- 

89


niem także wpływu zlewni bezpośrednich, wykonano według metodyki zbliżonej do zastosowanej 

przy obliczeniach bilansu azotu i fosforu w zbiorniku Jeziorsko [Galicka W. i in. 2003 

– Uniwersytet Łódzki – Bory Tucholskie cz. II oraz 2007 – Akademia Rolnicza Poznań – Nauka, 

Przyroda, Technologie – Melioracje i Inżynieria Środowiska]. Do obliczeń ładunków zanieczyszczeń 

w zbiorniku uwzględniono wyniki badań z lat 2004–2006, a mianowicie wielkości 

średnie w roku dotyczące zbiornika: powierzchnię zwierciadła wody, objętość wody, 

przepływ roczny, wymianę wody w roku. Dane fizykochemiczne wód uzyskano z raportów 

WIOŚ, natomiast dane morfometryczne i hydrologiczne otrzymano w WZMiUW Delegatura 

Kalisz (dziennik obsługi urządzeń spustowych zbiornika Gołuchów). Ocenę obliczonych 

wielkości rocznych ładunków azotu całkowitego i fosforu całkowitego z uwzględnieniem 

wpływu zlewni bezpośredniej (użytkowanie rolnicze, tereny zalesione, tereny zabudowane, 

kąpiący się, opady atmosferyczne) wykonano metodą obliczeń szacunkowych zalecaną 

przez Organizację do Spraw Ekonomicznych Współpracy i Rozwoju (OECD) z uwzględnieniem 

współczynników spływu biogenów na podstawie badań krajowych [Gołowin S. i in. 

1979; Florczyk H. 1982; Taylor R. i in. 1997]. 

3. OBIEKT BADAŃ W ZLEWNI CIEMNEJ 

Wielkopolska należy do regionów o najmniejszych zasobach wody w kraju i Europie. 

Wyróżnia ją najniższa ilość opadów w kraju wynosząca średnio rocznie około 450 do 

650 mm, w latach suchych nawet poniżej 350 mm. 

Obszar gminy Gołuchów, w powiecie pleszewskim, zgodnie z regionalizacją fizycznogospodarczą 

według J. Kondrackiego 1998 r., umiejscowiony jest w obrębie makroregionu 

Niziny Południowo-Wielkopolskiej oraz mezoregionu Wysoczyzny Kaliskiej. Teren charakteryzuje 

się rzeźbą związaną ze zlodowaceniem środkowopolskim i stanowi bezjezierny 

obszar, a zasoby wód płynących tego regionu ocenia się jako najniższe w kraju. Rzeźba ta 

została ukształtowana w wyniku złożonych procesów geomorfologicznych. Pod względem 

geologicznym znaczną część gminy pokrywają osady czwartorzędowe (średnio przepuszczalne 

gleby piaszczyste różnych typów genetycznych, głównie gleby pseudobielicowe, brunatne 

właściwe i czarnoziemy). Pod warstwą utworów czwartorzędowych zalegają utwory 

trzeciorzędowe. 

Największą rzeką przepływającą przez teren powiatu pleszewskiego jest Prosna – lewy 

dopływ Warty. Rzeka Ciemna jest lewobrzeżnym dopływem Prosny. Wszystkie rzeki rozpatrywanego 

obszaru (zlewni) zasilane są wodą opadową: bezpośrednio z opadów i topniejącej 

pokrywy śnieżnej. Topniejący śnieg i intensywne deszcze wpływają na krótkotrwałe 

wysokie stany wody w rzekach. Przepływy charakteryzują się szybkim przejściem od kulminacji 

do stanów niżówkowych, które na ogół rozpoczynają się w czerwcu i utrzymują się do 

października (końca roku hydrologicznego). 

90


Zlewnia Prosny, największej rzeki południowej Wielkopolski, należy do dorzecza II rzędu 

Warty i stanowi dorzecze III rzędu Odry. O niskich zasobach wód świadczą współczynniki: 

nieregularności przepływów średniomiesięcznych Prosny (3,50÷4,50) i średnich rocznych 

(1,5÷2,5) a także niska wartość średniego spływu jednostkowego dla rzeki Prosny w Kaliszu 

4,1 dm 3·s-1·km-2 , przy odpływie rocznym całkowitym wynoszącym od 402–550 mln m 3 . 

Podstawowe parametry morfometryczne zlewni rzeki Prosny oraz lewobrzeżnego dopływu 

Prosny rzeki Ciemnej przedstawiono w tabeli 1. W okresie suszy występują w Prośnie 

przepływy rzędu 0,59 dm 3·s-1 , przy stwierdzonym zapotrzebowaniu minimalnym, tzw. przepływie 

biologicznym rzędu 1,2–1,67 dm 3·s-1 . Jednocześnie Prosnę charakteryzują znaczne 

przybory wód w okresie wiosny, wskutek topnienia śniegu, oraz w okresie lata – wskutek 

deszczy tzw. nawalnych (np. powodzie w 1985 r. i 1997 r.). Obszar zlewni Prosny zalicza 

się pod względem gospodarczym do przemysłowo-rolniczego. Środowisko naturalne posiada 

średnie warunki do rozwoju społeczno-gospodarczego z uwagi na brak bogactw naturalnych 

i na ogół niskie klasy gleby oraz ich zróżnicowanie. Struktura użytkowania zlewni 

przedstawia się następująco: grunty orne – 69,7%, lasy – 20,6%, łąki – 7,2%, zabudowa 

luźna i zwarta – 2,5%. 

Część terenu zlewni rzeki Ciemnej, lewobrzeżnego dopływu Prosny, stanowi obszar 

krajobrazu chronionego Dolina Rzeki Ciemnej o łącznej powierzchni 3,5 tys. ha w tym: 

1,26 tys. ha lasów, 2,03 tys. ha użytków rolnych i 70 ha wód. 

Teren zlewni Ciemnej znajduje się w strefie klimatu umiarkowanego ze znacznym wpływem 

klimatu atlantyckiego. Napływają tu przede wszystkim masy powietrza polarnomorskiego 

o zróżnicowanej temperaturze co powoduje niestałość pogody. Rzadziej występują 

suche masy powietrza polarnokontynentalnego, napływające ze wschodu i południa. Region 

ponadto wyróżnia względnie duża liczba dni bez opadów oraz bardzo mała z opadem. 

Lata 1985 –2004 należały do suchszych na obszarze południowej Wielkopolski. Średnia 

roczna suma wysokości opadów z okresu wielolecia wynosiła: w latach 1985–1989 średnio 

485 mm, w latach 1989–1990 średnio 479 mm, w latach 1991–2000 średnio 505 mm oraz 

w latach 2004–2006 średnio 450 mm. Ilość wody, jaka w postaci opadów zasila co roku region 

południowej Wielkopolski jest niewystarczająca do zaspokojenia aktualnych potrzeb 

ludności, rolnictwa i przemysłu. Natomiast średnioroczne temperatury w Kaliszu wahały się 

od 6,9 ºC w 1987 r. do 10,0 ºC w 2000 r., co dało średnią roczną temperaturę z okresu 

wielolecia 8,7 ºC (Delegatura IMGW w Kaliszu). 

Powierzchnia zlewni rzeki Ciemnej w charakterystycznych przekrojach wynosi dla: 

− zbiornika retencyjnego Gołuchów 106, 8 km 2 , 

− kompleksu stawów poniżej zbiornika 125,0 km 2 . 

Rzeka Ciemna stanowi główne źródło zasilania zbiornika w wodę o średnim rocznym 

przepływie z wielolecia, równym 0,4 m 3·s-1 (średnia wielka woda osiąga przepływ 5,21 m 3·s-1 ). 

Średni spadek zlewni wynosi 4 ‰, zlewnia jest zalesiona w 19,5%, użytki zielone zajmują 

4%, zabudowa luźna i zwarta 1,5%, a grunty orne stanowią 75% powierzchni. 

91


Liczba ludności na terenie zlewni wynosi około 10 000 osób (z uwzględnieniem ruchu 

turystycznego). Zlewnia jest użytkowana głównie rolniczo. Gospodarka wodno-ściekowa 

w zlewni oraz gospodarka odpadami jest niezadowalająca. Większość gospodarstw indywidualnych 

zrzuca ścieki bezpośrednio do wód podziemnych. Ścieki z zakładów przemysłu 

rolno-spożywczego są odprowadzane do oczyszczalni ścieków w Gołuchowie, znajdującej 

się poniżej zbiornika. 

Zbiornik wodny Gołuchów został wybudowany w 1970 r. na rzece Ciemnej, znajduje 

się, w gminie Gołuchów w odległości 15 km od Kalisza. Północna część zbiornika leży na 

terenie wsi Gołuchów, południowa na terenie wsi Czerminek. Od strony zachodniej i połu- 

Tabela 1. Podstawowe parametry morfometryczne zlewni rzek: Prosny, Ciemnej 

Table 1. Basic morphometric parameters of the rivers: Prosna, Ciemna 

Nazwa 

rzeki 

Ponadnormatywnie 

zanieczyszczone 

Ciemna 

Uwagi 

Lewy 

dopływ 

Warty 

Lewy 

dopływ 

Prosny 

Długość 

[km] 

Łączna 

217,0 

– 

Przepływy 

[m 3 /s] 

Przekrój 

Kalisz 

(Kalisz) 

SNQ=3,18 

SSQ=11,5 

Gołuchów 

SNQ=0,4 

SSQ=5,21 

Pow. 

zlewni 

[km 2 ] 

4924,7 

106,8 

zbiornik 

125,0 

Stawy 

Charakter 

użytkowania 

Zanieczyszczenia 

Punktowe 

zlewni oczyszczanie 

obszarowe 

ścieków 

Rolniczy, 

przemysł 

rolno-spożywczy 

Kuchary 

k/Kalisza 

Punktowe 

– rolnicze 

– nieoczyszczone 

komunalne 

– ponawozowe 

– środki ochrony 

roślin 

– gnojowica 

– ścieki komunalne 

Jakość 

wód 

[2004 r.] 

Prosna 

Rolniczoprzemysłowy 

Tabela 2. Podstawowe dane morfometryczne i hydrologiczne zbiornika Gołuchów. 

Table 2. Basic morphometric and hydrologic data of the Gołuchów reservoir. 

Podstawowe parametry zlewni Dane morfometryczne Charakterystyczne dane 

dotyczy jedn. wielkość dotyczy jedn. wielkość przepływy, jedn. wielkość 

piętrzenie 

Powierzchnia 

całkowita w tym: 

– powierzchnia 

zalesiona 

– powierzchnia 

użytków zielonych 

km 2 106,8 powierzchnia ha 51,5 przepływ 

średni 

% 7,0 – pojemność mln m 3 1,385 roczny Q 

% 4,0 – max. głębokość m 7,0 normalny 

poziom 

Grunty orne % 79,0 – śr. głębokość m 2,7 piętrzenia 

m 3 /s 0,37 

m 

n.p.m 110,00 

Ludność osób 10000 – śr. szerokość m 200 

Zlewnia użytkowana 

rolniczo 

Na terenie zlewni 

brak oczyszczalni 

– max. szerokość m 300 

– długość km 2,80 

odpływ 

średni 

roczny 

mln m 3 11,67 

92


dniowej zbiornika znajdują się pola uprawne, od wschodniej lasy (bór mieszany). Zapora 

zbiornika usytuowana jest w 5,6 km biegu rzeki Ciemnej (fot. 4), kilkaset metrów powyżej 

wsi Gołuchów. 

Zbiornik zaporowy w Gołuchowie, najstarszy w południowej Wielkopolsce został 

wybudowany na zanieczyszczonej rzece Ciemnej. Drugim dopływem do akwenu jest 

Rów Jedlec, ze znacznie mniejszymi przepływami, oraz wodami zanieczyszczonymi. 

W zlewni występują średnio przepuszczalne gleby piaszczyste (piaski gliniaste lekkie 

i mocne, piaski średnie), głównie gleby pseudo-bielicowe, brunatne i czarnoziemy. Na 

terenie przyległym do zbiornika wodnego zaporowego nie zauważa się zjawisk nasilonej 

erozji wodnej. 

Zbiornik Gołuchów wybudowano w celu: magazynowania wody dla rolnictwa, hodowli 

ryb, wyrównania najniższych przepływów, w nieznacznym stopniu łagodzenia fali powodziowej 

oraz wykorzystania do celów sportowych i rekreacyjnych. Dane morfometryczne zbiornika 

i charakterystyczne przepływy zaprezentowano w tabeli 2. 

W 1994 r. w głównej części zbiornika zainstalowano urządzenia napowietrzające (rekultywacyjne) 

tzw. difloksy (typ D-Flox 600). Od strony zasilania zbiornika na rzece Ciemnej 

wybudowano we wsi Szkudła osadnik ekologiczny (Szkudła) oraz biostruktury na ciekach 

zasilających (Ciemna i Rów Jedlec). 

4. WYNIKI BADAŃ 

Teren powierzchni całkowitej zlewni „zamyka się” na wysokości zapory zbiornika Gołuchów. 

Znaczący wpływ na jakość wód mają spływające po powierzchni gleby nawozy mineralne, 

środki ochrony roślin, zrzucane punktowo ścieki bytowe pochodzące z szamb, wywożone 

bezpośrednio na tereny położone blisko rzeki oraz bytowo-gospodarcze pochodzące 

z gospodarstw rolnych indywidualnych, które w sposób nielegalny kierowane były (częściowo 

prawdopodobnie są nadal) do wód otwartych. Istotne znaczenie dla jakości wód w zbiorniku 

mają także zanieczyszczenia wnoszone sezonowo bezpośrednio do zbiornika przez 

rekreację i wędkarstwo. 

Stężenia biogenów (tab. 3) w odpływie wód rzeką Ciemną ze zbiornika Gołuchów 

w okresie badanym, zwiększyły się średnio; azotu amonowego (mg N-NH 4 

) o 270,7% 

(2004–2005 r.) i o 22,2% (2006 r.), azotu Kjeldahla (mg N·l -1 ) o 94,4% (2004–2005 r.) 

i o 5,8% (2006 r.), azotanów (mg NO 3·l -1 ) o 142,1% (2005 r.) oraz o 2,3% (2006 r.), azotu 

ogólnego (mg N·l -1 ) o 19,6% (2005 r.), fosforanów (mg PO 4·l -1 ) o 64,1% (2004 r.), fosforu 

ogólnego (mg P·l -1 ) o 69,2% (2004 r.). Natomiast na odpływie wód rzeką Ciemną ze zbiornika 

stężenia biogenów (tab. 3) zmniejszyły się średnio dla: azotu azotanowego (mg N-NO 3·l -1 ) 

o 14,9% (2005–2006 r.), azotanów (mg NO 3·l -1 ) o 20,9% (2004–2006 r.), azotynów (mg NO 2·l -1 ) 

o 27,3% (2004 r.), azotu ogólnego (mg N·l -1 ) o 16,2% (2004 r.) i o 20,3% (2005 r.), fosforany 

93


Tabela 3. Skład fizykochemiczny wody rzeki Ciemnej (wybrane parametry), punkty pomiarowe: Szkudła, km 9,5 (powyżej zbiornika), Gołuchów, 

km 4,0 (poniżej zbiornika) w latach 2004–2006 (WIOŚ 2007) 

Table 3. Physical & chemical composition of the Ciemna River (selected parameters) measuring point: Szkudła, km 9,5 (aboce reservoir), Gołuchów, 

km 4,0 (downstream reservoir) in the year 2004–2006 (WIOŚ 2007) 

Składnik jakości 

wody 

Jednostka 

(7) Szkudła 

km,9,5 

(dopływ) 

Stężenia średnie oraz zmniejszenie (-), zwiększenie (+), wód odpływających 

Rzeka Ciemna – punkty pomiarowe 

2004 r. 2005 r. 2006 r. 

(8) Gołuchów 

km 4,0 

(odpływ) 

zwiększ. 

zmniejsz. 

(+) (-) [%] 

(7) Szkudła 

km, 9,5 

(dopływ) 


km 4,0 

(odpływ) 

zwiększ. 

zmniejsz. 

(+) (-) [%] 

(7) Szkudła 

km, 9,5 

(dopływ) 


km 4,0 

(odpływ) 

zwiększ. 

zmniejsz. 

(+) (-) [%] 

Azot amonowy mgN-NH 4 

/l 0,32 1,49 (+) 365,6 0,33 0,91 (+) 175,8 0,45 0,55 (+) 22,2 

Azot azotanowy mgN-NO 3 

/l – – – 7,09 6,82 (-) 3,8 9,26 6,86 (-) 25,9 

Azot Kjeldahla mgN/l 1,73 3,25 (+) 87,9 1,95 3,92 (+) 101,0 1,91 2,02 (+) 5,8 

Azotany mgN-NO 3 

/l 22,47 15,02 (-) 33,2 31,41 30,22 (-) 3,8 41,04 30,38 (-) 25,9 

Azotyny mgN-NO 2 

/l 0,22 0,16 (-) 27,3 0,19 0,46 (+) 142,1 0,44 0,45 (+) 2,3 

Azot ogólny mgN/l 7,98 6,69 (-) 16,2 9,10 10,88 (+) 19,6 11,31 9,01 (-) 20,3 

Fosforany mgP-PO 4 

/l 0,64 1,05 (+) 64,1 0,78 0,61 (-) 21,8 0,71 0,64 (-) 9,9 

Fosfor ogólny mgP/l 0,39 0,66 (+) 69,2 0,42 0,65 (+) 54,8 0,38 0,33 (-) 13,2 

Źródło: WIOŚ 2007. 

94


Tabela 4. Bilans azotu całkowitego (N) i fosforu całkowitego (P) w zbiorniku Gołuchów w latach 2004–2006, kumulacja (dopływ, km 9,5 – odpływ, 

km 4,0) (Wyniki własne) 

Table 4. Bilance of Total nitrogen (N) and total phosphorus (P) for the Gołuchów reservoir in the years 2004–2006. Cumulation (inflow, km 9,5 

– outflow, km 4,0) (Own results) 

Wielkość 2004 r. 2005 r. 2006 r. 

Azot (N) Fosfor (P) Azot (N) Fosfor (P) Azot (N) Fosfor (P) 

Nazwa Jednostka 

2004 2005 2006 

Stęż. Kumul. Stęż. Kumul. Stęż. Kumul. Stęż. Kumul. Stęż. Kumul. Stęż. Kumul. 

Różnica stężeń 

(dopływ-odpływ) 

Średnia objętość 

zbiornika 

Kumulacja przy 1 

wymianie wody 

Ilość wymian wody 

w zbiorniku w roku 

Kumulacja w roku 

Krytyczne 

obciążenie wg 

Vollenweidera 

(norma niebezpieczna 

azot 2,0, 

fosfor 0,13) 

mg/l – – – (+) 1,29 – (–) 0,27 – (–)1,78 – (–)0,23 – (+) 2,3 – (+) 0,05 – 

mln m 3 1,25 1,20 1,15 – – – – – – – – – – – – 

– – – – – 1,61 – – – – – – 2,64 – 0,06 

w/rok 9,2 9,7 9,8 – – – – – – – – – – – – 

t – – – – 14,84 – – – – – – – 25,92 – 0,56 

g·m –2·rok –1 – – – – 32,33 – – – – – – – 42,10 – 1,33 

razy – – – – 16 – – – – – – – 21 – 10 

Źródło: Wyniki własne. 

95


(mg PO 4·l -1 ) o 15,9%, fosfor ogólny (mg P·l -1 ) o 13,2% (2006 r.). W latach 2004–2005 istniało 

duże prawdopodobieństwo znacznego zasilania zbiornika Gołuchów biogenami ze zlewni 

bezpośredniej (tab. 5) oraz „prawdopodobnie” zrzucanie „niedoczyszczonych” ścieków 

z osiedla domów mieszkalnych do niecki wypadowej poniżej zapory rzeki Ciemnej (fot. 4). 

Szacunkowa ilość biogenów dostarczonych do zbiornika ze zlewni bezpośredniej (tab. 5) 

wynosiła w ciągu roku dla: azotu całkowitego około 4,19 t (9,52 g·m -2·rok-1 ) i fosforu całkowitego 

0,24 t (0,54 g·m -2·rok-1 ). 

Tabela 5. Ilość azotu całkowitego (N) i fosforu całkowitego (P), dopływającego ze zlewni bezpośredniej 

do zbiornika Gołuchów (wyniki własne) w latach 2004–2006 

Table 5. Quantity of Total nitro gen (N) and Total phosphorus (P) flowing from the direct catchment 

in the Gołuchów Reservoir in the years 2004–2006 

Nazwa 

Użytkowanie 

rolnicze 

Tereny zalesione 

Tereny 

zabudowane 

Kąpiący się 

Opady 

atmosferyczne 

Razem 

Wartości jednostkowe 

azotu (N), fosforu (P) 

Dane Rok: 2004, 2005, 2006 

Wielkość Jednostka Powierzchnia Ilość osób 

(ha) 

Azot (N) Fosfor (P) 

N = 8,4 kg·ha -1·rok-1 100 - 0,84 - 

P = 0,31 kg·ha -1·rok-1 100 - - 0,04 

N = 4,8 kg·ha -1·rok-1 400 - 1,92 - 

P = 0,20 kg·ha -1·rok-1 400 - - 0,08 

N = 6,0 kg·ha -1·rok-1 35 - 0,21 - 

P = 0,9 kg·ha -1·rok-1 35 - - 0,03 

N = 0,0183 kg·os -1·rok-1 - 150 0,01 - 

P = 0,365 kg·os -1·rok-1 - 150 - 0,06 

P = 27,5 kg·ha -1·rok-1 44 - 1,21 - 

N = 0,68 kg·ha -1·rok-1 44 - - 0,03 

- t - - 4,19 0,24 

- g·m -2·rok-1 - - 9,52 0,54 

Zewnętrzne obciążenie zbiornika związkami biogennymi na jednostkę powierzchni zretencjonowanej 

wody w zbiorniku jest ważną wskazówką określającą trofię zbiornika. Według 

kryteriów Vollenweidera dopuszczalne i niebezpieczne obciążenie nie powinno przekraczać 

odpowiednio: azotem całkowitym 1,0 i 2,0 g·m -2·rok-1 , a fosforem całkowitym 0,07 

i 0,13 g·m -2·rok-1 [Giercuszkiewicz–Bajtlik 1990]. Obliczona minimalna kumulacja biogenów 

(dopływ-odpływ) w wodach zbiornika Gołuchów wynosiła: azotu całkowitego w 2004 r.: 

14,84 t (32,33 g·m -2·rok-1 ), 2006 r. – 25,92 t (42,10 g·m -2·rok-1 ), fosforu całkowitego w 2006 r. 

– 0,56 t (1,33 g·m -2·rok-1 ). Niebezpieczne obciążenie tymi biogenami według kryteriów Vollenweidera 

zostało przekroczone co najmniej 16 razy (2004 r.), 21 razy (2006 r.) azotu oraz 

10 razy (2006 r.) fosforu (tab. 4). Natomiast wielkości ujemne różnicy stężeń (dopływ–odpływ) 

azotu całkowitego (2005 r.) i fosforu całkowitego (2004 i 2005 r.) wskazują na znaczny 

96


dopływ biogenów ze zlewni bezpośredniej (użytkowanie rolnicze, tereny zalesione i zabudowane, 

kąpiący się, opady atmosferyczne) oraz z kolektora sanitarnego transportującego 

„niedoczyszczone” ścieki i zrzucane do niecki wypadowej poniżej zapory. 

5. DYSKUSJA WYNIKÓW 

Przeprowadzone analizy w oparciu o wyniki badań pod kątem ich komplementarności 

i wzajemnych powiązań pozwalają na dyskusję wyników uzyskanych w badaniach poprzez 

zastosowanie optymalnych metod monitoringu wielkości rozpatrywanych. Przegrodzenie 

rzek stopniem wodnym przyczynia się do zmniejszenia prędkości (siły „nośnej”) wód, i w 

następstwie wystąpienia nasilenia procesów sendymentacji materii i retencjonowania dużej 

ilości ładunków. W zbiorniku zatrzymywana jest również część biogenów w postaci związków 

rozpuszczonych, głównie na drodze ich biologicznej konwersji w biomasę fitoplanktonu. 

Rzeka Ciemna jest ekosystemem otwartym, będąc zarazem w stanie równowagi dynamicznej. 

Przerwanie równowagi (kontinum) stopniem wodnym zmieniło warunki hydrologiczne, 

które w zauważalny sposób wpłynęły na procesy fizykochemiczne, biologiczne i mikrobiologiczne 

kształtujące jakość wód zarówno na odcinkach rzeki i rowu przed zbiornikiem, jak 

i w samym zbiorniku i poniżej akwenu. 

Analizując wyniki badań stwierdzono, że spadek stężeń związków biogennych w zbiorniku 

występuje na skutek „wytrącenia” azotu i fosforu całkowitego do osadów dennych akwenu, 

co powoduje wzrost trofii zbiornika (eutrofizacja). Obieg biogenów w zlewni kształtowany jest 

głównie przez: wielkość obszaru zlewni, rzeźbę terenu, rodzaj gleby, występowanie i rodzaj 

punktowych źródeł zanieczyszczeń, poziom zawartości azotu i fosforu w opadach atmosferycznych, 

sposób użytkowania i zabiegi agrotechniczne oraz charakter roku hydrologicznego 

[Mosiej 1998]. Dość znaczącym czynnikiem mającym wpływ na jakość wód w małej zlewni 

i w niewielkim zbiorniku retencyjnym (Gołuchów) jest nieuporządkowana gospodarka wodno-ściekowa 

(istniejące podczyszczalnie ścieków wymagają dalszej modernizacji). Nieuporządkowana 

gospodarka wodno-ściekowa w zlewni oraz z dużą dozą „prawdopodobieństwa” 

występujące zasilanie wód gruntowych (zbiornika) ściekami bytowymi pochodzącymi z ośrodków 

rekreacyjnych zlokalizowanych na obrzeżu wschodnim zbiornika itp. powodują wzrost 

zanieczyszczeń wód dopływających do zbiornika Gołuchów substancjami organicznymi oraz 

zwiększenie stężeń azotu ogólnego i fosforu, co potwierdzają inni badacze [Pijanowski i in. 

1997]. Najskuteczniejszą metodą powodującą zmniejszenie procesów eutrofizacji zbiornika 

(Gołuchów) jest ograniczenie antropogenicznego dopływu pierwiastków biogennych do 

akwenów [Żbikowski, Żelazo 1994]. W badanym okresie zauważono niebezpieczne obciążenie 

azotem i fosforem całkowitym w badanym zbiorniku i stwierdzono znaczne przekroczenie 

w odniesieniu do kryteriów Vollenweidera, szczególnie dotyczy to fosforu przekroczenie minimum 

10 razy (2006 r.) oraz azotu minimum 16–21 razy (2004, 2006 r.) w akwenie. 

97


Analizując wyniki badań stwierdzono, że przyczynami zmniejszenia średnich stężeń 

związków biogennych w zbiorniku (w wodach odpływających) w latach badanych, a mianowicie: 

azotu azotanowego (2005–2006 r.) o 14,9% (o 1,34 mg N-NO 3·l -1 ), azotanów (2004– 

2006) o 20,9% (o 6,44 mg NO 3·l -1 ), azotu ogólnego (2004, 2006) o 16,2% (o 1,80 mg N·l -1 ), 

fosforanów (2005, 2006) o 15,9% (o 0,12 mg PO 4·l -1 ), fosforu ogólnego (2006 r.) o 13,2% 

(o 0,05 mg P·l -1 ) są „wytrącenia” związków biogennych do osadów dennych akwenu, co 

powoduje wzrost trofii zbiornika (eutrofizacji). Obieg biogenów w zlewni kształtowany jest 

głównie przez: wielkość obszaru zlewni, rzeźbę terenu, rodzaj gleby, występowanie i rodzaj 

punktowych źródeł zanieczyszczeń, poziom zawartości azotu i fosforu w opadach atmosferycznych, 

sposób użytkowania i zabiegi agrotechniczne oraz charakter roku hydrologicznego 

[Mosiej 1998]. 

W latach badanych (2004–2006 r.) stwierdzono także wzrost średnich stężeń związków 

biogennych w wodach odpływających (Gołuchów, km 4,0) w stosunku do wód dopływających 

do zbiornika, a mianowicie: azotynów (2005, 2006 r.) o 72,2% (o 0,14 mg NO 2·l -1 ), 

azotu amonowego (2004–2006 r.) o 97,63% (o 0,61 mg N-NH 4·l -1 ), azotu Kjeldahla (2004– 

2006 r.) o 64,9% (o 1,2 mg N·l -1 ), azotu ogólnego (2005 r.) o 19,6% (o 1,78 mg N·l -1 ), fosforanów 

(2004 r.) o 64,1% (o 0,41 mg PO 4·l -1 ) i fosforu ogólnego (2004, 2005 r.) o 62% 

(o 0,25 mg P·l -1 ), co wskazuje na zrzut „niedoczyszczonych” ścieków bytowych (lub częściowo 

oczyszczonych) kolektorem sanitarnym z osiedla domów mieszkalnych do niecki 

wypadowej poniżej zbiornika wodnego oraz zrzut częściowy z istniejących ośrodków rekreacyjnych. 

Na terenie zlewni rzeki Ciemnej występują użytki rolne, na których stosowane jest 

nawożenie gnojowicą, co ma niewątpliwie wpływ na zagrożenie związane ze zwiększeniem 

zanieczyszczeń wód [Mosiej 1999]. Za naturalne źródło zanieczyszczeń dostarczanych 

na teren zlewni zbiornika Gołuchów można uznać opady atmosferyczne. Na skład 

opadów atmosferycznych ma również wpływ działalność człowieka. Wraz z opadem na 

1 ha zlewni może być wnoszone od 6,0 do 14,4 kg azotu i od 0,2 do 4,28 kg fosforu 

[Krzemień E. i in. 1990]. 

Znacznie bardziej złożonym procesem jest wpływająca do zbiorników zawiesina mineralna, 

jako główny sorbonit rozpuszczonych w wodzie jonów. O zasilaniu (doprowadzeniu) 

zawiesiny decydują w dużym stopniu krótkie okresy wezbraniowe. Źródłem zawiesiny transportowanej 

z wodami rzeki Ciemnej są głównie brzegi i dno koryta rzecznego (rozmywanie 

dna, erozja boczna brzegów) oraz boczne dopływy wód z cieków wodnych (rowów melioracyjnych), 

dróg i ścieżek gruntowych. Rzeczywiste dostawy są zróżnicowane i najczęściej 

lokalne oraz zmieniają się w ciągu roku w zależności od cech opadu, stanu użytkowania 

gleb, rzeźby terenu, wielkości zlewni. Powyższe spostrzeżenia mają odniesienia do wniosków 

sformułowanych przez innych badaczy [Banach M. 1994]. 

Stosunkowo znaczna pojemność adsorpcyjna minerałów ilastych dopływających do 

zbiornika (Gołuchów) z rumowiskiem (iły pstre, tzw. poznańskie) oraz wnoszonych substan- 

98


cji humusowych do akwenów (szczególnie w przypadku wystąpienia fali powodziowej) – 

wpływa na zmniejszenie stężeń wielu substancji transportowanych w wodzie (m.in. fosforu, 

zanieczyszczeń organicznych), ale równocześnie zwiększa stężenie w osadach dennych 

(sedymentacja). Skumulowanie substancji biogennych (ładunków) w osadach dennych stanowi 

szczególnie niebezpieczne źródło wtórnego zanieczyszczenia wód zbiorników (zasilanie 

„wewnętrzne”) w przypadku wystąpienia falowania hydrodynamicznego zwierciadła 

wody (płytki zbiornik). 

Na „ogólną” ilość wody, człowiek ma stosunkowo niewielki wpływ. Może tylko na niektórych 

obszarach zlewni próbować w pewnym stopniu sterować jej obiegiem. 

W oparciu o fizykochemiczne, biologiczne wyniki badań wód w zbiorniku Gołuchów 

oraz w rzece Ciemnej zasilającej zbiornik, w badanych przekrojach zlokalizowanych powyżej 

(Szkudła km 9,5) i poniżej (Gołuchów, km 4,0) zbiornika, uznano wody za ponadnormatywnie 

zanieczyszczone. 

6. PODSUMOWANIE I WNIOSKI 

Badany niewielki zbiornik retencyjny (Gołuchów) pełni w nieznacznym stopniu 

funkcję naturalnej oczyszczalni biologicznej, o czym świadczy wzrost trofii i spadek 

stężenia substancji biogennych w wodach odpływających z akwenów w porównaniu 

do wód wpływających. W oparciu o uzyskane wyniki badań zauważono, że aby 

ograniczyć ilości biogenów „wnoszonych” z wodami powierzchniowymi, należy dążyć 

do racjonalnego kształtowania struktury użytkowania zlewni oraz rozbudować przybrzeżne 

pasy roślinności trawiastej wzbogaconej krzewami i drzewami (np. wikliną, 

olchą). Stwierdzono także, że nadmierne obciążenie turystyczne zbiornika powoduje 

potencjalne zagrożenie wód w akwenach i wobec powyższego należy określić jego 

pojemność rekreacyjną i sposób zagospodarowania obrzeży. Dużym zagrożeniem jakości 

wód w badanym zbiorniku jest nieuporządkowana gospodarka wodno-ściekowa 

w zlewni (np. ścieki pochodzące z szamb wywożone bezpośrednio na tereny położone 

blisko rzek) i „niezupełne” oczyszczone ścieki w istniejących podczyszczalniach ścieków 

(nie są poddawane procesom wytrącenia fosforu). Za naturalne źródła zanieczyszczeń 

dostarczanych na teren zlewni bezpośredniej zbiornika Gołuchów można uznać 

opady atmosferyczne. 

Na podstawie przeprowadzonych badań i obserwacji wyciągnięto następujące wnioski: 

1. Zbiornik retencyjny (Gołuchów) jest włączony w obieg substancji biogenicznych 

w systemie rzeczno-zbiornikowym. Ze względu na stosunkowo niedużą pojemność 

akwenu, tylko w niewielkim stopniu pełni on rolę osadnika, redukując częściowo ładunek 

nutrientów notowany w badanych przekrojach pomiarowych rzek na odpływie 

w stosunku do dostarczonego do zbiornika. 

99


2. Antropogeniczny dopływ pierwiastków biogennych do zbiornika (Gołuchów) obejmuje 

przede wszystkim wzrost obciążenia dopływającymi ściekami, nawożeniem w rolnictwie 

oraz zwiększeniem erozji w zlewniach. 

3. W badanym akwenie w okresach letnich, z powodu dużej trofii wystąpił rozwój sinic, 

tworzących w powierzchniowej warstwie wody masowe zakwity. 

4. Prawdopodobnie w najbliższej przyszłości, o ile nie zostanie zmniejszona żyzność zbiornika 

Gołuchów, fitoplankton zostanie zdominowany przez sinice, które będą znacznie 

trudniejsze do wyeliminowania. Przede wszystkim jednak należy szybko i radykalnie 

zmniejszyć dopływ związków fosforu do zbiornika, jeżeli się tego nie uczyni, akwenowi 

będzie grozić w przyszłości degradacja. 

5. W następstwie sedymentacji osadów wystąpiła kumulacja biogenów w osadach dennych, 

zwłaszcza fosforu. Krytyczne obciążenie zbiornika Gołuchów według kryteriów 

Vollenweidera zostało przekroczone co najmniej 10 razy dla fosforu oraz 6–21 razy 

dla azotu. 

6. Stosunkowo znaczna pojemność adsorpcyjna minerałów ilastych dopływających do 

zbiornika z rumowiskiem (iły pstre, tzw. poznańskie) oraz wnoszonych substancji humusowych 

do akwenu (szczególnie w przypadku wystąpienia fali powodziowej) – wpływa 

na zmniejszenie stężeń wielu substancji transportowanych w wodzie (m.in. fosforu, zanieczyszczeń 

organicznych), ale równocześnie zwiększa stężenie w osadach dennych 

(sedymentacja). Skumulowanie substancji biogenicznych (ładunków) w osadach dennych 

stanowi szczególnie niebezpieczne źródło wtórnego zanieczyszczenia wód zbiornika 

w przypadku wystąpienia falowania hydrodynamicznego zwierciadła wody (dotyczy 

to szczególnie płytkich zbiorników). 

7. W okresie letnim do odprowadzenia wody ze zbiornika powinno się używać wyłącznie 

upustów dolnych. Korzystanie z upustów górnych zwiększa możliwość wystąpienia deficytów 

tlenu nad dnem, co aktywuje zasilanie wewnętrzne. 

8. Poszukując wytłumaczenia zmiennej roli zbiornika retencyjnego w transformacji biogenów, 

być może należy w przyszłości bliżej przyjrzeć się zależności pomiędzy masą ładunku 

nutrientu a możliwością zbiornika w zakresie jego adaptacji. Badania należy dalej 

kontynuować, co umożliwi wypracowanie nowych kryteriów, bardziej przydatnych do 

oceny wpływu zbiorników retencyjnych na zmiany ładunków substancji biogenicznych 

w systemie rzeczno–zbiornikowym. 

100



Banach M. 1994. Morfodynamika strefy brzegowej zbiornika. Włocławek, Pr. Geogr. Inst. 

Geogr. Przestrzenne zagospodarowanie, PAN 161. 

Bartosiewicz A. 1990. Chemizm wód gruntowych w zlewni użytkowej rolniczo w warunkach 

glebowo–klimatycznych Równiny Kościańskiej. [W:] Obieg wody i bariery biogeochemiczne 

w krajobrazie rolniczym. Wydaw. Nauk. UAM w Poznaniu: 127–142. 

Clark MJ., Cresser M.S, Smart R., Chapman P.J., Edwards A.C. 2004. 

The influence of catchment charactenstics on the seansonality of carbon and nitrogen species 

concentrations in upland rivers of Northern Scotland, Biogeochemistry: 68. 

Florczyk H. 1982. Współczynniki jednostkowego odpływu fosforu i azotu z wybranych 

zlewni obszaru Polski – Ochrona Środowiska [NOT PZITS Wrocław] 1 (11): 21–28. 

Gardner C.M.K., Cooper D.M., Hughess. 2002. Phosphorus in soils and field drainage water 

in the Thame catchment, UK. The Science of the Total Environment”, 282/283: 253–262. 

Galicka W, Kruk A., Zięba G. 2003. Dopływ związków biogennych do zbiornika zaporowego 

Jeziorsko [W]: Bory Tucholskie II. Zasoby i ich ochrona. Red. K. Gwoździński, 

wyd. Uniw. Łódzki: 153–163. 

Giercuszkiewicz-Bajtlik M. 1990. Prognozowanie zmian jakości wód stojących, IOŚ, 

Warszawa. 

Gołowin S., Forczyk H. 1979. Badania nad określeniem stopnia eutrofizacji i metod jej kontroli 

w zbiornikach wodnych. Inst. Meteo. i Gosp. Wod., Warszawa–Wrocław: 90 (maszynopis). 

Krzemień E., Kurzbauer A., Pawli-Dobrowolski J. 2003. Znaczenie badań składu 

chemicznego opadów w problematyce rolniczych zanieczyszczeń obszarowych. 

Mat. Sem. IMUZ, Falenty: 26, 45–52. 

Małecki Z. 2008. Wpływ zbiornika wodnego i stawów w Gołuchowie na środowisko zlewni 

rzeki Ciemnej. Wydawnictwo Naukowe Gabriel Borowski, Lublin. 

Miller J.D., Hirst D. 1998. Trends in concentrations of solutes in an upland catchment 

in Scotland, The Science of the Total Environment: 216. 

Mosiej J. 1999. Przyrodniczo-techniczne uwarunkowania gospodarowania wodą w dolinie 

rzeki Ner. Rozp. Nauk. i Monogr. nr 222, Wydaw. SGGW w Warszawie. 

Peters N.E., Kandell S. J. 1999. Evaluation of stream water quality in Atlanta, Georgia and 

the surrounding region (USA). W: Ellis J.B (red.). Impact of Urban Growth on Surface Water 

and Ground Water Quality. JAHS Publ No. 259, JAHS Press, Wallingford: 279–290. 

Pijanowski Z., Kanownik W. 1997. Zmienność stężeń wybranych substancji chemicznych 

w wodach powierzchniowych przepływających przez tereny wiejskie o różnym zagospodarowaniu. 

Rocz. AR Poznań, CCXCIV, Melior. Inż. Środ. 19, cz. 2: 347–358. 

Taylor A.W, Edwards W.M., Simpson E.C. 1997. Nutrients in streams draining woodland 

and farmland near Coshoton, Ohio, Water Resour, Res. 7,1. 

101


Thornton G. J. P., Dise N. B. 1998. The influence of catchments characteristics, agricultural 

activities and atmospheric deposition on the chemistry of small stream the English 

Lake District. The Science on the Total Environment: 63–75, 216. 

Żbikowski A., Żelazo J. 1994. Ochrona środowiska w budownictwie wodnym. Materiały informacyjne 

MOŚZNiL: 156. 

102

11 


Fot. 1. Zbiornik Gouchów od strony zapory 

Photo 1. The Gołuchów resevoir – view from the dam side 

Fot. 1. Zbiornik Gołuchów od strony zapory 


Fot. 1. Zbiornik Gouchów od strony zapory 


 

Fot. 2. Zbiornik Gołuchów – wschodni brzeg zbiornika 

11 

Photo 2. Gołuchów reservoir – the eastern reservoir bank 

103


Fot. 3. Zbiornik Gouchów – niecka wypadowa 

Photo 3. Gołuchów reservoir – trough 

Fot. 3. Zbiornik Gouchów – niecka wypadowa 

Photo 3. Gołuchów reservoir – trough 

Fot. 3. Zbiornik Gołuchów – niecka poniżej zbiornika 

Photo 3. Gołuchów reservoir – trough down reservoir 

Fot. 4. Rzeka Ciemna poniżej zbiornika Gołuchów 

104 

Fot. 4. Rzeka Ciemna poniej zbiornika Gouchów 

Photo 4. Ciemna river down the Gołuchów reservoir 

Fot. 4. Rzeka Ciemna poniej zbiornika Gouchów 

Photo 4. Ciemna river down the Gołuchów reservoir 

Photo 4. Ciemna river down the Gołuchów reservoir


Magdalena Solan, Antoni Polonis 


The legal regulations of water protection in Poland 

Słowa kluczowe: woda, prawo, ochrona wód, ekologia, ekosystem. 

Key words: water, law, water protection, ecology, ecosystem. 

The article presents the legal regulations of water protection, which are in force currently 

in Poland. The principles of procedure of protection of surface and underground water 

resources against impurities caused by developing industry and agriculture were expanded 

on. In this paper the relatively extensive presentation of rules of law resulted from bill – The 

Water Law were made, their observance is required on Polish territory. However, not only 

the bans and warrants obliged in this issue guarantee the proper waters protection, as well 

the possibilities of formation of protective zones of water intakes and inland water reservoirs 

were indicated in this article. Therefore all this aspects form the whole of waters protection 

which are the essential part of ecosystem. 


Woda stanowi jeden z najbardziej podstawowych związków występujących na Ziemi. Jest 

jednym z najważniejszych elementów ekologii i podstawą właściwego funkcjonowania środowiska 

naturalnego. Bez wody trudno sobie przecież wyobrazić życie wszelkich organizmów 

– ludzi, zwierząt czy roślin. Stąd też doceniając jej istotną rolę w ekosystemie, w wielu krajach 

na świecie wprowadzono regulacje prawne chroniące zasoby wodne przed zanieczyszczeniem. 

W Polsce zasadnicze znaczenie w tym względzie mają przepisy ustawy z dnia 18 lipca 

2001 r. - Prawo wodne (DzU nr 115, poz. 1229, ze zm., zwanej dalej ustawą) oraz rozwiązania 

przewidziane w ważniejszych aktach wykonawczych wydanych na podstawie tej ustawy. 

Mgr inż. Magdalena Solan, dr hab. prof. Antoni Polonis – Katedra Higieny Zwierząt 

i Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie. 

105


2. Zasady ochrony wód w świetle ustawy - Prawo wodne i niektórych 

rozporządzeń wydanych na mocy tej ustawy 

Zgodnie z art. 1 ust. 2 ustawy, gospodarowanie wodami jest prowadzone przy zachowaniu 

zasady racjonalnego i całościowego traktowania zasobów wód powierzchniowych 

i podziemnych, z uwzględnieniem ich ilości i jakości. Przedmiotem ochrony są zatem wody 

powierzchniowe i podziemne. Te pierwsze obejmują wody występujące na powierzchni ziemi, 

a więc oceany, morza, wody płynące w rzekach, kanałach, jeziorach, strumykach, potokach, 

ruczajach oraz wody stojące w studniach, rowach, stawach i oczkach wodnych, 

a także wieczne śniegi i lodowce występujące na terenach arktycznych i obszarach wysokogórskich. 

Natomiast wody podziemne, to wody występujące pod powierzchnią ziemi 

w skałach na różnych poziomach. Przemysł, rolnictwo oraz stosowane zabiegi sanitarne 

wymagają dużej ilości wody. Zanieczyszczanie gleby, wód powierzchniowych i powietrza 

powoduje przenikanie zanieczyszczeń do wód podziemnych. Dlatego też ochronie podlegają 

wody znajdujące się na różnych poziomach gruntowych [Szachułowicz 203]. 

Artykuł 38 ustawy wyznacza pojęcie i cele ochrony wód. Ustawodawca uznał, że wody 

bez względu na to, czyją stanowią własność, podlegają prawnej ochronie. Tak więc, ochronie 

podlegają zarówno wody należące do państwa, jak i wody stanowiące własność podmiotów 

prywatnych. Na mocy rozważanego przepisu, ochrona wód polega w szczególności 

na unikaniu, eliminacji i ograniczaniu zanieczyszczenia wód, zwłaszcza zanieczyszczenia 

substancjami szczególnie szkodliwymi dla środowiska wodnego oraz na zapobieganiu niekorzystnym 

zmianom naturalnych przepływów wody albo naturalnych poziomów zwierciadła 

wody [Solan, Gągoł 2007]. Unikanie zanieczyszczenia wód polegać będzie w głównej 

mierze na umiejscowieniu ścieków we właściwej odległości od źródeł wody. Eliminacja ścieków 

wiązać się będzie natomiast przede wszystkim z powstawaniem systemu oczyszczalni 

ścieków. W przypadku zaś ograniczania zanieczyszczenia wód istotnym elementem będzie 

z pewnością tworzenie parków narodowych i rezerwatów (obszarów chronionych), chroniących 

żywe organizmy przed negatywnym oddziaływaniem gospodarowania wodami. Nie 

bez znaczenia przy ograniczaniu zanieczyszczenia wód będzie również zmniejszanie ilości 

stosowanych w produkcji rolniczej nawozów mineralnych (zwłaszcza azotowych), wymuszone 

w szczególności wejściem w życie tzw. dyrektywy azotanowej [Dyrektywa 91/676 

EEC z dnia 12.12.1991 r.]. Warto wspomnieć w tym miejscu, że każda aktywność ludzka, 

której efekty przyczyniają się do zwiększenia zawartości azotanów w wodzie pitnej powyżej 

10 mg azotu azotanowego (N-NO 3 

) w 1 litrze wody pociąga za sobą ograniczenie jej przydatności, 

powiększając jednocześnie koszty jej uzdatniania do celów pitnych i technologicznych 

[Duer 2005]. Zanieczyszczeniu wód azotanami towarzyszą najczęściej inne substancje 

szkodliwe, które również stanowią zagrożenie dla zdrowia i zwierząt [Pulikowski, 

Paluch, Paruch, Kostrzewa 2005]. 

106


Należy również dodać, że zbyt duże dawki azotu wykorzystywane w produkcji rolnej 

powodują degradację gleby i ujemnie wpływają na ekosystem. Co prawda otrzymuje 

się wówczas wyższe plony, lecz produkty są gorszej jakości, o mniejszej wartości odżywczej 

i w tej kwestii problematyka ta wkracza w sferę zdrowia społecznego [Hawelka, 

Brandyk 1996]. 

Istotnym czynnikiem, wpływającym na jakość wód podziemnych jest wykorzystywanie 

w rolnictwie ścieków komunalnych i przemysłowych oraz różnego rodzaju odpadów jako domieszki 

do kompostów. Niewłaściwe wykorzystanie rolnicze ścieków, osadów ściekowych 

i niektórych kompostów w przypadku nadmiernego wzbogacenia ich w substancje toksyczne, 

np. metale ciężkie może stanowić poważne zagrożenie dla jakości wód [ Biernacka, Macioszyk 

2005, Biernacka, Pajnowska 2001]. 

Ważną rolę w zakresie ochrony wód podziemnych spełnia rozporządzenie Ministra Środowiska 

z dnia 23 lipca 2008 r. w sprawie kryteriów i sposobu oceny stanu wód podziemnych 

(DzU nr 143, poz. 896), wydane na podstawie art. 38a ustawy. Rozporządzenie to 

normuje kryteria i sposób oceny stanu wód podziemnych, w tym: 

1) klasyfikację elementów fizykochemicznych i ilościowych stanu wód podziemnych; 

2) definicje klasyfikacji stanu ilościowego oraz stanu chemicznego wód podziemnych; 

3) sposób interpretacji wyników badań elementów fizykochemicznych i ilościowych stanu 

wód podziemnych; 

4) sposób prezentacji stanu wód podziemnych; 

5) częstotliwość dokonywania ocen jakości poszczególnych elementów oraz stanu wód. 

W trosce o należytą jakość wód ustawodawca wprowadził istotną regulację zawartą 

w art. 39 ustawy. Zgodnie z tym przepisem, zabronione jest wprowadzanie ścieków bezpośrednio 

do poziomów wodonośnych wód podziemnych, a także do wód: 

1) powierzchniowych, jeżeli byłoby to sprzeczne z warunkami wynikającymi z istniejących 

form ochrony przyrody, utworzonych stref ochrony zwierząt łownych albo ostoi na podstawie 

ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody (DzU nr 92, poz. 880, ze 

zm.), a także stref ochronnych oraz obszarów ochronnych ustanowionych na podstawie 

art. 58 i 60 ustawy; 

2) powierzchniowych w obrębie kąpielisk, plaż publicznych nad wodami oraz w odległości 

mniejszej niż 1 km od ich granic; 

3) stojących; 

4) jezior oraz do ich dopływów, jeżeli czas dopływu ścieków do jeziora byłby krótszy niż 

24 godziny. 

Ponadto niedopuszczalne jest wprowadzanie ścieków do ziemi: 

1) jeżeli byłoby to sprzeczne z warunkami wynikającymi z istniejących form ochrony przyrody, 

utworzonych stref ochrony zwierząt łownych albo ostoi na podstawie ustawy 

o ochronie przyrody, a także stref ochronnych oraz obszarów ochronnych ustanowionych 

na podstawie art. 58 i 60 ustawy; 

107


2) zawierających substancje szczególnie szkodliwe dla środowiska wodnego, określone 

w przepisach wydanych na podstawie art. 45 ust. 1 pkt 1 ustawy, jeżeli byłoby to niezgodne 

z warunkami określonymi w przepisach wydanych na podstawie art. 45 ust. 1 

pkt 3 ustawy; 

3) w pasie technicznym, przez który należy rozumieć część pasa nadmorskiego, będącego 

strefą wzajemnego bezpośredniego oddziaływania morza i lądu. Jest to obszar 

przeznaczony do utrzymania brzegu w stanie zgodnym z wymaganiami bezpieczeństwa 

i ochrony środowiska (art. 36 ust. 2 ustawy z dnia 21 marca 1991 r. o obszarach 

morskich Rzeczypospolitej Polskiej i administracji morskiej – DzU nr 32, poz. 131, ze 

zm.); 

4) jeżeli stopień oczyszczania ścieków lub miąższość utworów skalnych nad zwierciadłem 

wód podziemnych nie stanowi zabezpieczenia tych wód przed zanieczyszczeniem; 

5) w odległości mniejszej niż 1 km od granic kąpielisk oraz plaż publicznych nad wodami. 

Dopuszczalne jest natomiast – jeżeli organ właściwy do wydania pozwolenia wodnoprawnego 

ustali, że takie dopuszczenie nie koliduje z utrzymaniem dobrego stanu wód lub 

wymaganiami jakościowymi dla wód – wprowadzanie: 

1) wód opadowych lub roztopowych, wód z przelewów kanalizacji deszczowej oraz wód 

chłodniczych do wód powierzchniowych lub do ziemi, w odległości mniejszej niż 1 km 

od granic kąpielisk i plaż publicznych nad wodami; 

2) wód opadowych lub roztopowych do jezior oraz do ich dopływów, jeżeli czas dopływu 

ścieków do jeziora byłby krótszy niż 24 godziny; 

3) wód chłodniczych, których temperatura nie przekracza +26°C albo naturalnej temperatury 

wody, do jezior oraz do ich dopływów, jeżeli czas dopływu ścieków do jeziora byłby 

krótszy niż 24 godziny; 

4) ścieków, o których mowa w art. 39 ust. 1 pkt 3 lit. b ustawy, jeżeli jest to zgodne z warunkami 

określonymi w przepisach wydanych na postawie art. 45 ust. 1 pkt 3 ustawy. 

Równie kluczową rolę pełni art. 40 ustawy. W przepisie tym prawodawca ustanawia wiele 

zakazów mających chronić wody przed zanieczyszczeniem. I tak niedozwolone jest: 

1) wprowadzanie do wód odpadów, przez które należy rozumieć wszystkie substancje, 

które nie mogą spełniać należycie swoich funkcji, dla jakich zostały wytworzone (utraciły 

swoje właściwości i nie nadają się do użycia); 

2) spławiania do wód śniegu wywożonego z terenów zanieczyszczonych (np. z centrów 

miast czy terenów przemysłowych) oraz jego składowania na terenach położonych między 

wałem przeciwpowodziowym a linią brzegu wody lub w odległości mniejszej niż 

50 m od linii brzegu wody; 

3) lokalizacji na obszarach bezpośredniego zagrożenia powodzią inwestycji zaliczanych 

do przedsięwzięć mogących znacząco oddziaływać na środowisko (np. zakładów utylizacji 

odpadów zwierzęcych, magazynów nawozów mineralnych), gromadzenia ścieków, 

odchodów zwierzęcych, środków chemicznych, a także innych materiałów, które 

108


mogą spowodować zanieczyszczenie wód, prowadzenia odzysku lub unieszkodliwiania 

odpadów, w tym w szczególności ich składowania; 

4) mycia pojazdów w wodach powierzchniowych oraz nad brzegami tych wód (czynność 

ta może powodować zanieczyszczenie wód ściekami chemicznymi i istotnie pogarszać 

jej jakość); 

5) pobierania z wód powierzchniowych wody bezpośrednio do opryskiwaczy rolniczych 

oraz ich mycia w tych wodach; 

6) używania farb produkowanych na bazie związków organiczno-cynowych (TBT) do konserwacji 

technicznych konstrukcji podwodnych. 

Należy podkreślić, że możliwe jest odstępstwo od zakazu gromadzenia ścieków, 

a także innych materiałów, prowadzenia odzysku lub unieszkodliwiania odpadów, jeżeli 

wystąpią łącznie dwie przesłanki: istotna potrzeba ekonomiczna lub społeczna, oraz jeżeli 

gromadzenie nie pociągnie za sobą zagrożenia dla jakości wód w przypadku wystąpienia 

powodzi. 

Uprawnienie do wydania decyzji w tej mierze posiada dyrektor regionalnego zarządu gospodarki 

wodnej, na mocy upoważnienia ustawowego zawartego w art. 40 ust. 3 ustawy. 

Zaznaczyć należy, że ścieki wprowadzane do wód lub do ziemi w ramach zwykłego 

albo szczególnego korzystania z wód, oczyszczone w stopniu wymaganym przepisami 

ustawy, nie mogą zawierać: 

1) odpadów oraz zanieczyszczeń pływających, 

2) dwuchloro-dwufenylo-trójchloroetanu (DDT), wielopierścieniowych chlorowanych dwufenyli 

(PCB) oraz wielopierścieniowych chlorowanych trójfenyli (PCT), aldryny, dieldryny, 

endryny, izodryny, heksachlorocykloheksanu (HCH), 

3) chorobotwórczych drobnoustrojów pochodzących z obiektów, w których leczeni są chorzy 

na choroby zakaźne. 

Nie mogą one również powodować w tych wodach: 

1) zmian w naturalnej, charakterystycznej dla nich biocenozie (naturalnej harmonii żywych 

organizmów bytujących na określonym obszarze we wzajemnej współzależności); 

2) zmian naturalnej mętności, barwy, zapachu; 

3) formowania się osadów i piany. 

Ustawodawca zakazuje ponadto rozcieńczania ścieków wodą w celu uzyskania ich 

stanu oraz składu zgodnego z wymogami nałożonymi przez ustawę. Takie rozcieńczone 

ścieki w chwili ich odprowadzenia do wód nie przekraczają norm wynikających z przepisów, 

to jednak takie odprowadzanie jest niedozwolone ponieważ wiąże się to z zanieczyszczeniem 

wód powierzchniowych w sposób pośredni (analogicznie niebezpieczny). 

Z działalnością człowieka nieodłącznie wiąże się powstawanie ścieków, które ze względu 

na to, w jakim celu była użytkowana woda można podzielić na bytowe, komunalne, przemysłowe 

i przetwórcze, powstałe w obiektach gospodarki rybackiej [Szachułowicz 2003]. Te 

wszystkie wymienione rodzaje ścieków mogą być oczyszczane przez ich rolnicze wykorzy- 

109


stanie, przez które prawodawca rozumie zastosowanie ścieków do nawadniania oraz nawożenia 

użytków rolnych oraz stawów wykorzystywanych do chowu lub hodowli ryb (art. 44 

ust. 1 i 2 ustawy). Pamiętać jednak przy tym należy, że roczne i sezonowe dawki ścieków 

wykorzystywanych rolniczo nie mogą przekroczyć zapotrzebowania roślin na takie składniki 

pokarmowe jak azot, potas i wodę oraz utrudniać przebiegu procesów samooczyszczania 

się gleby. 

Ustawodawca przewidział pewne ograniczenia dla rolniczego wykorzystania ścieków. 

Zabronione jest ich wykorzystywanie w następujących przypadkach: 

1) jeżeli grunt jest zamarznięty do głębokości 30 cm lub przykryty śniegiem, z wyjątkiem 

dna stawów ziemnych wykorzystywanych do chowu i hodowli ryb (dna stawów posiadają 

właściwości izolacyjne, które zatrzymują ścieki i odpływ wody do niższych warstw 

ziemi); 

2) na gruntach wykorzystywanych do upraw roślin (np. w sadach czy w ogrodach), przeznaczonych 

do spożycia w stanie surowym; 

3) na gruntach, w których zwierciadło wód podziemnych znajduje się płycej niż 1,5 m od 

powierzchni ziemi lub od dna rowu rozprowadzającego ścieki (ma to zapobiegać przedostawaniu 

się ścieków do wód gruntowych i podziemnych); 

4) na obszarach o spadku terenu większym niż 10% dla gruntów ornych oraz 20% dla łąk, 

pastwisk oraz plantacji drzew leśnych. 

Wspomnieć należy w tym miejscu o rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 24 lipca 

2006 r. w sprawie warunków, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód 

lub do ziemi, oraz w sprawie substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego 

(DzU nr 137, poz. 984). Tenże akt prawny – wydany na podstawie upoważnienia zawartego 

w art. 45 ust. 1 pkt 1 i 3 ustawy - Prawo wodne – szczegółowo określa: 

1) substancje szczególnie szkodliwe dla środowiska wodnego, powodujące zanieczyszczenie 

wód, które powinno być eliminowane oraz substancje szczególnie szkodliwe dla 

środowiska wodnego, powodujące zanieczyszczenie wód, które powinno być ograniczane; 

2) miejsce i minimalną częstotliwość pobierania próbek ścieków, metodyki referencyjne 

analizy i sposób oceny, czy ścieki odpowiadają wymaganym warunkom; 

3) wymagania, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi, 

w tym najwyższe dopuszczalne wartości (stężenia) zanieczyszczeń, oraz warunki, jakie 

należy spełnić w celu rolniczego wykorzystania ścieków. 

Istotne znaczenie dla ochrony wód posiada ponadto rozporządzenie Ministra Środowiska 

z dnia 23 grudnia 2002 r. w sprawie kryteriów wyznaczania wód wrażliwych na 

zanieczyszczenie związkami azotu ze źródeł rolniczych (DzU nr 241, poz. 2093) wydane 

na mocy art. 47 ust. 8 pkt 1 ustawy-Prawo wodne. Zgodnie z § 1 tego rozporządzenia, 

za wody wrażliwe na zanieczyszczenie związkami azotu ze źródeł rolniczych uznaje 

się wody zanieczyszczone oraz wody zagrożone zanieczyszczeniem, jeżeli nie zosta- 

110


ną podjęte działania ograniczające bezpośredni lub pośredni zrzut do tych wód azotanów 

i innych związków azotowych mogących przekształcić się w azotany, pochodzących 

z działalności rolniczej. W świetle § 2 pkt 1 przedmiotowego rozporządzenia, za wody zanieczyszczone 

uznaje się: 

1) śródlądowe wody powierzchniowe, a w szczególności wody, które pobiera się lub zamierza 

się pobierać na potrzeby zaopatrzenia ludności w wodę przeznaczoną do spożycia 

i wody podziemne, w których zawartość azotanów wynosi powyżej 50 mg NO 3·dm -3 ; 

2) śródlądowe wody powierzchniowe, wody w estuariach oraz morskie wody wewnętrzne 

i morza terytorialnego, wykazujące eutrofizację, którą skutecznie można zwalczać 

przez zmniejszenie dawek dostarczanego azotu. 

Z kolei na podstawie § 2 pkt 2 tego aktu wykonawczego, za wody zagrożone zanieczyszczeniem 

uznaje się: 

1) śródlądowe wody powierzchniowe, a w szczególności wody, które pobiera się lub zamierza 

się pobierać na potrzeby zaopatrzenia ludności w wodę przeznaczoną do spożycia 

i wody podziemne, w których zawartość azotanów wynosi od 40 do 50 mg NO 3·dm -3 

i wykazuje tendencję wzrostową; 

2) śródlądowe wody powierzchniowe, wody w estuariach oraz morskie wody wewnętrzne 

i morza terytorialnego, wykazujące tendencję do eutrofizacji, którą skutecznie można 

zwalczać przez zmniejszenie dawek dostarczanego azotu. 

Należy podkreślić, że przy ocenie stopnia i rodzaju zanieczyszczenia wód podziemnych 

związkami azotu, poza wartością azotanów, uwzględnia się również wartości wskaźników: 

tlen rozpuszczony, azot amonowy i azot azotynowy. 

Bardzo ważny aspekt w zakresie ochrony wód stanowi możliwość tworzenia stref ochronnych 

ujęć wody oraz obszarów ochronnych zbiorników wód śródlądowych dopuszczona na 

podstawie art. 51–61 ustawy. Strefę ochronną ujęcia wody (bezpośrednią lub pośrednią) stanowi 

obszar, na którym obowiązują zakazy, nakazy i ograniczenia w zakresie użytkowania 

gruntów oraz korzystania z wody. Strefa ochrony bezpośredniej może być ustanowiona tylko 

na danym terenie po rozeznaniu sytuacji związanej z krążeniem wód podziemnych w warstwach 

wodonośnych i ustaleniu możliwości ich wykorzystania do celów bytowych i przemysłowych. 

Te ustalenia wchodzą w zakres hydrogeologii. Rozpoznanie wszystkich zasobów 

wód występujących na danym obszarze i określenie ich zasobów należy do zakresu badań 

hydrologicznych. Powyższe badania powinny być uzupełnione o ustalenia warunków geomorfologicznych. 

Zakres tej dziedziny nauki należy do geologii i obejmuje badania stanów 

związanych z ukształtowaniem powierzchni ziemi [Szachułowicz 2003]. 

Na terenie ochrony bezpośredniej ujęć wód podziemnych oraz powierzchniowych 

zabronione jest użytkowanie gruntów do celów niezwiązanych z eksploatacją 

ujęcia wody. Na takim terenie należy: 

1) odprowadzać wody opadowe w sposób uniemożliwiający przedostawanie się ich do 

urządzeń służących do poboru wody; 

111


2) zagospodarować teren zielenią; 

3) odprowadzać poza granicę terenu ochrony bezpośredniej ścieki z urządzeń sanitarnych, 

przeznaczonych do użytku osób zatrudnionych przy obsłudze urządzeń służących 

do poboru wody; 

4) ograniczyć do niezbędnych potrzeb przebywanie osób niezatrudnionych przy obsłudze 

urządzeń służących do poboru wody. 

Teren ochrony bezpośredniej musi posiadać ogrodzenie, a jego granice biegnące przez 

wody powierzchniowe powinny być oznaczone za pomocą rozmieszczonych w widocznych 

miejscach stałych znaków stojących lub pływających. Dodatkowo na ogrodzeniu oraz na 

znakach należy umieścić tablice informujące o ujęciu wody i zakazie wstępu osób nieupoważnionych. 

Na terenach ochrony pośredniej może być zabronione lub ograniczone dokonywanie 

określonych czynności. Wśród nich można wymienić w szczególności: 

1) wprowadzanie ścieków do wód lub do ziemi; 

2) rolnicze wykorzystanie ścieków; 

3) stosowanie nawozów oraz środków ochrony roślin; 

4) budowa autostrad, dróg oraz torów kolejowych; 

5) lokalizowanie zakładów przemysłowych oraz ferm chowu lub hodowli zwierząt; 

6) wydobywanie kopalin; 

7) używanie samolotów do przeprowadzania zabiegów rolniczych; 

8) pojenie oraz wypasanie zwierząt. 

Katalog wymienionych wyżej czynności nie ma charakteru zamkniętego i należy traktować 

go jako przykładowy. Ochrona zasobów wodnych w postaci zakazów, nakazów i ograniczeń 

nie może jednak opierać się na dowolności, lecz powinna być oceniana na podstawie 

badań hydrogeologicznych kontrolujących warunki przenikania zanieczyszczeń do 

poziomu wodonośnego, z którego pobierana jest woda. 

Granica obszaru ochrony pośredniej ujęcia wody powinna być oznaczona przez 

umieszczenie, w punktach przecięcia się granic ze szlakami komunikacyjnymi oraz w innych 

charakterystycznych punktach terenu, tablic zawierających informacje o ustanowieniu 

strefy. 

Oprócz stref ochronnych ważnym elementem ochrony wód są obszary ochronne zbiorników 

wód śródlądowych. Są to obszary, na których obowiązują zakazy, nakazy oraz ograniczenia 

w zakresie użytkowania gruntów lub korzystania z wody w celu zapewnienia 

ochrony zasobów tych wód przed degradacją. Na obszarach ochronnych można zabronić 

wznoszenia obiektów budowlanych oraz wykonywania robót lub innych czynności, które 

mogą spowodować trwałe zanieczyszczenie gruntów lub wód, a w szczególności lokalizowania 

inwestycji zaliczonych do przedsięwzięć mogących znacząco oddziaływać na środowisko. 

112



Hewelka P., Brandyk T. 1996. Zadania zrównoważonego rozwoju obszarów wiejskich. 

Ochrona i zrównoważony rozwój środowiska wiejskiego. Wyd. SGGW, Warszawa. 

Szachułowicz J. 2003. Nowe Prawo wodne z komentarzem, Warszawa. 

Biernacka E., Pajnowska H. 2001. Odnawialność a jakość płytkich wód podziemnych 

na przykładzie okolic Warszawy. Przegląd Naukowy Wydziału Inżynierii i Kształtowania 

Środowiska SGGW: 22. 

Biernacka E., Macioszczyk A. 2005. Jakość wód a rolnictwo, Post. Nauk Roln. 3. 

Duer I. 2005. Ochrona wód na obszarach wiejskich w świetle dobrej praktyki rolniczej. 

Post. Nauk Roln: 3:76. 

Pulikowski, J. Paluch, A. Paruch, S. Kostrzewa. 2005. Okres pojawiania się 

maksymalnych stężeń azotanów w wodach powierzchniowych, Zesz. Prob. Post. Nauk 

Roln. 505. 

Solan M., Gągoł M. 2007. Wpływ produkcji zwierzęcej na zanieczyszczenie środowiska, 

Raport Rolny.10. 

Akty prawne 

Ustawa z dnia 18 lipca 2001 r. - Prawo wodne (DzU nr 115, poz. 1229). 

Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody (DzU nr 92, poz. 880, ze zm.). 

Ustawa z dnia 21 marca 1991 r. o obszarach morskich Rzeczypospolitej Polskiej i administracji 

morskiej – DzU nr 32, poz. 131, ze zm.). 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 23 grudnia 2002 r. w sprawie kryteriów wyznaczania 

wód wrażliwych na zanieczyszczenie związkami azotu ze źródeł rolniczych 

(DzU nr 241, poz. 2093) 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 lipca 2006 r. w sprawie warunków, jakie należy 

spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi, oraz w sprawie substancji 

szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego (DzU nr 137, poz. 984). 

Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 23 lipca 2008 r. w sprawie kryteriów i sposobu 

oceny stanu wód podziemnych (DzU nr 143, poz. 896). 

Dyrektywa 91/676 EEC z dnia 12.12.1991 r. dotycząca ochrony wód przed zanieczyszczeniem 

powodowanym przez azotany pochodzące ze źródeł rolniczych. Dz.Urz. UE, L 

375, 31.12.1991. P. 0001–0008. 

113


Barbara Gworek, Katarzyna Tabak, Magdalena Pierścieniak, 

Danuta Maciaszek, Marlena Wilk 

Wybrane gatunki zwierząt jako wskaźniki zmian 

w środowisku 

Chosen the animals’ species as coefficients of changes 


Słowa kluczowe: bioindykatory, bioakumulacja, metale ciężkie. 

Key words: bioindicators, bioacumulation, heavy metals. 

The paper describes series animals’ species, both vertebrates and invertebrates, whit 

which help we can qualify the state of natural environment and the setting in him also changes. 

These organisms, called further bioindicators, have the ability of accumulation of harmful 

substances or their reaction on occurrence of given relationship is specific. It thanks what we 

can in expect way picture on alive organisms the influence of anthropogenical pollutions. 


Emisje przemysłowe i niewłaściwa gospodarka odpadami oraz ściekami przyczyniają 

się do ciągłego zanieczyszczenia środowiska naturalnego oraz negatywnie wpływają na 

wzrost i rozwój organizmów żywych. Szczególnie niebezpiecznym zjawiskiem jest proces 

nagromadzania kationowych pierwiastków śladowych z grupy metali ciężkich [Kabata- Pendias, 

Pendias 1999]. Jest to związane z rozwojem przemysłu, a także ze zwiększającym się 

zużyciem paliw, co ma zasadniczy wpływ na wzrost zawartości metali w środowisku. Nie- 

Prof. dr hab. Barbara Gworek – Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Katedra Nauk 

o Środowisku Glebowym; Instytut Ochrony Środowiska w Warszawie; 

inż. Katarzyna Tabak – Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Katedra Nauk o Środowisku 

Glebowym w Warszawie; mgr inż. Magdalena Pierścieniak – Instytut Ochrony Środowiska 

w Warszawie; mgr inż. Danuta Maciaszek – Instytut Ochrony Środowiska w Warszawie; 

mgr Marlena Wilk – Instytut Ochrony Środowiska w Warszawie; Szkoła Główna Gospodarstwa 

Wiejskiego, Katedra Nauk o Środowisku Glebowym w Warszawie. 

114

Wybrane gatunki zwierząt jako wskaźniki zmian w środowisku 

które metale, jak cynk czy miedź, są w określonych ilościach niezbędne do prawidłowego 

funkcjonowania organizmu. Inne metale mają w dużej mierze działanie toksyczne, należą 

do nich, m.in. kadm, ołów i rtęć [Seńczuk 2002]. 

Zarówno jakość gleb, które wykazują lokalne zanieczyszczenia, jak i wody oraz powietrza 

w znacznym stopniu oddziaływają na biocenozę. Na złą jakość wód w Polsce wpływa 

przede wszystkim ich zanieczyszczenie nieoczyszczonymi ściekami komunalnymi i spływami 

powierzchniowymi z nawożonych pól. 

Największa pula zanieczyszczeń występuje w powietrzu. Należą do nich m.in: tlenek 

węgla, tlenki azotu, amoniak, ozon, dwutlenek siarki oraz metale ciężkie [Stan Środowiska 

w Polsce – Raport wskaźnikowy 2004, 2006]. 

Obecność zanieczyszczeń wpływa nie tylko na stan biotopu, ale także na rośliny i zwierzęta 

w konsekwencji na organizm ludzki. Istnieje więc konieczność stałego monitorowania 

poziomu zanieczyszczeń i ich zmian w ekosystemie. 

W celu określenia wpływu szkodliwych substancji na organizmy żywe wykorzystuje się 

metody biologiczne z zastosowaniem bioindykatorów. Obserwując ich reakcje na pojawiające 

się zanieczyszczenia, tj. akumulacja w tkankach, choroba, ucieczka, śmierć, można 

w sposób precyzyjny ocenić stan środowiska naturalnego i jego ewentualny wpływ na organizm 

ludzki. 

Negatywne skutki działania zanieczyszczeń obserwuje się zarówno na poziomie fizjologicznym 

(np. zaburzenia osmoregulacji, odkładanie w tkankach, zaburzenia w rozrodzie, 

zaburzenia układu nerwowego i hormonalnego), jak i biochemicznym (np. zmiany w DNA, 

działanie mutagenne i kancerogenne, hamowanie syntezy białek i aktywności enzymów). 

Do najczęściej obserwowanych skutków działania zanieczyszczeń na organizm ludzki są: 

nowotwory, choroby układu oddechowego i krwionośnego oraz zatrucia [Walker i in. 2002]. 

Celem pracy jest przedstawienie przydatności wybranych gatunków zwierząt do oceny 

jakości środowiska i pojawiających się w nim zmian, ze szczególnym zwróceniem uwagi na 

zanieczyszczenia metalami ciężkimi. Ocenie poddano zarówno całe organizmy zwierzęce, 

jak i ich części anatomiczne. Wyniki porównano z wynikami uzyskanymi dla organizmów żyjących 

w niezanieczyszczonym środowisku naturalnym. 

2. KRYTERIA WYBORU BIOINDYKATORÓW 

Bioindykacja opiera się na określeniu zmian zachodzących w żywym organizmie lub też 

w populacji organizmów, narażonych na działanie czynnika szkodliwego. Zmiany behawioralne 

organizmów wykorzystywanych jako bioindykatory są przejawem stresu wynikającego 

z niekorzystnego lub szkodliwego działania czynników zewnętrznych. 

Kryteria doboru organizmów, które będą optymalnie funkcjonować w systemie biomonitoringu 

są ściśle określone. Należą do nich: 

115

Barbara Gworek, Katarzyna Tabak, Magdalena Pierścieniak, Danuta Maciaszek, Marlena Wilk 

1) wysoka tolerancja na fizyczne i chemiczne zmiany w środowisku, 

2) pospolite występowanie na danym terenie, 

3) specyficzna reakcja na zmiany w środowisku (składnik środowiska), 

4) łatwość identyfikacji, 

5) łatwość w hodowli laboratoryjnej, 

6) jednolitość pod względem genetycznym, 

7) możliwość łatwej obserwacji i monitorowania [Bożym 2005, Zimny 2006]. 

Bioindykatory mogą reagować na zmiany zachodzące w środowisku naturalnym w sposób 

widoczny (np. zmiana morfologiczna) i te nazywamy właściwymi, lub też w sposób niezauważalny 

(np. akumulacja związków). 

Organizmy wskaźnikowe możemy podzielić ze względu na: 

1) funkcje, jakie pełnią, np. kontrolny, akumulator, organizm testowy, 

2) obiekty, do których oceny jest wykorzystywany, np. termoindykatory, hydroindykatory, 

chemoindykatory, 

3) aktywność na zajmowanej przestrzeni np. lokalne, regionalne, strefowe [Zimny 2006]. 

3. BIOINDYKATORY ZWIERZĘCE – WYBRANE GATUNKI 

3.1. Bezkręgowce 

3.1.1. Dżdżownice (Lumbricidae) 

Dżdżownice (Lumbricidae) pobierają szkodliwe dla nich substancje wraz z pożywieniem, 

które stanowi materia organiczna znajdująca się w różnym stadium rozkładu oraz 

bakterie i pierwotniaki glebowe. Mają one zdolność do kumulowania metali ciężkich, mogących 

występować w ich organizmach, w wyraźnie podwyższonych stężeniach [Hempel-Zawitkowska 

2006, Bożym 2005]. 

Większą część ciała dżdżownicy stanowi układ pokarmowy, w związku z czym powierzchnia 

wchłaniania zanieczyszczeń jest bardzo duża. 

Największą zawartość metali ciężkich u dżdżownic odnotowuje się w zwojach głowowych, 

gonadach, mięśniach i gardzieli. Akumulacja w tym wypadku zależy od wielu czynników: 

zawartości danego metalu w glebie, zawartości substancji organicznej, pH, zmian 

sezonowych, a także od gatunku dżdżownic. Bezkręgowce te reagują na zwiększoną zawartość 

szkodliwych metali w środowisku spadkiem masy ciała i ograniczeniem rozrodczości. 

Wzrasta także śmiertelność populacji [Bożym 2005]. 

W celu określenia przydatności Lumbricidae jako bioindykatora przeprowadzono wiele 

testów biologicznych. W testach wazonowych sprawdzano wpływ na dżdżownice czterech 

substratów: osadów dennych z jeziora, osadów przemysłowo-komunalnych, ścieków 

gorzelniano-drożdżownianych i gleby z okolicy Huty Miedzi. Substraty dodawano w różnych 

dawkach do kolejnych wazów zawierających glebę średnio zwięzłą. Co 30 dni liczono 

116


znajdujące się w wazonach dżdżownice z gatunku Allolobophra caliginosa i usuwano martwe 

osobniki. Uzyskane wyniki potwierdziły słuszność stwierdzenia, że śmiertelność zależy 

w znacznym stopniu od dawki substancji szkodliwej oraz od czasu jej działania na organizm 

(rys. 1). Największą śmiertelność uzyskano w próbkach zawierających glebę z rejonów 

Huty Miedzi, czyli rejonu najbardziej zanieczyszczonego. Test pozwolił określić wpływ różnych 

substancji szkodliwych na środowisko glebowe [Miklaszewski 1983]. 

Przydatność dżdżownic jako bioindykatorów została potwierdzona w kolejnych badaniach 

nad zawartością metali ciężkich w ich organizmach. Testy przeprowadzano z zastosowaniem 

kadmu, ołowiu i miedzi. Wyniki zamieszczone w tabeli 1 obrazują kumulację metali 

ciężkich w organizmach dżdżownic, rosnącą wraz ze zwiększeniem ilości szkodliwych 

substancji w podłożu [Rościszowska i in. 2001]. 

Źródło: Miklaszewski 1983. 

Rys. 1. Porównanie wpływu badanych substratów na śmiertelność dżdżownic: 1 – osady denne; 

2 – osady przemysłowo-komunalne; 3 – ścieki gorzelniano-komunalne; 4 – gleba 

z okolic Huty Miedzi 

Fig. 1. The comparison of influence of studied substrata on the earthworms’ mortality: 1 – demersal 

settlings; 2 – settlings industry – municipal; 3 – sewages distillery – municipal; 

4 – the soil from neighbourhoods of Foundry of Copper 

Fakt negatywnego wpływu metali ciężkich na dany organizm wskaźnikowy został potwierdzony 

w badaniach Kalembasy. Badania te wskazują na wpływ kadmu, ołowiu i niklu 

na biomasę i rozrodczość dżdżownic. Przy wzrastających zawartościach metali następowało 

stopniowe obniżanie biomasy organizmów. Jednocześnie liczba powstających 

kokonów była także znacznie niższa już od 25 mg Cd·kg -1 s.m., 100 mg Ni·kg -1 s.m. oraz 

5000 mg Pb·kg -1 s.m. [Kalembasa 1998]. 

117


Tabela 1. Zawartość metali ciężkich w podłożu i ciele dżdżownic po 8 miesiącach badań [mg·kg -1 s.m.] 

Table 1. The content of heavy metals in background and the earthworms’ body after 8 months 

of investigations [mg·kg -1 s.m.] 

Metal 

Podłoże 

Dżdżownice 

kontrolne skażone kontrolne skażone 

Cynk 257,8 6260,0 387,7 408,1 

Ołów 16,3 4609,9 3,9 224,8 

Miedź 81,8 556,3 10,8 49,8 

Kadm 1,4 27,9 9,7 73,2 

Źródło: Rościszowska i in. 2001. 

3.1.2. Chrząszcze saproksyliczne (Coleoptera) 

Chrząszcze saproksyliczne są jednym z głównych bioindykatorów lasów ze względu na 

fakt odżywiania się martwym drewnem w różnych fazach rozkładu. Stanowią bardzo liczną 

grupę, różniącą się wymaganiami pokarmowymi (rodzaj drewna i stopień jego rozkładu), 

warunkami oświetlenia i wilgoci [Byk 2007, Gutowski i in. 2006]. 

Zespół pod kierownictwem Jerzego M. Gutowskiego wykonywał badania na chrząszczach 

saproksylicznych w latach 1997–2005. Badania prowadzono na 5 obszarach leśnych 

(Puszcza Białowieska, Biebrzański Park Narodowy, Bory Tucholskie, Puszcza Kozienicka 

i Nadleśnictwo Świerklaniec na Śląsku) charakteryzujących się różnym stopniem oddziaływań 

antropogenicznych: Przy czym każdy z obszarów podzielono na 3 powierzchnie badawcze. 

Zbierane w czasie okresu badawczego chrząszcze oznaczano i uzyskano łączną 

liczbę 877 gatunków. Analizując jedynie gatunki saproksyliczne stwierdzono największy 

udział tych organizmów w Puszczy Białowieskiej (293 gatunki), następnie w: Biebrzańskim 

Parku Narodowym 270 gatunków, Puszczy Kozienickiej 191 gatunków, Borach Tucholskich 

184 gatunki i w Nadleśnictwie Świerklaniec 162 gatunki. Dane te obrazują w sposób jednoznaczny, 

że udział gatunków chrząszczy saproksylicznych na danym obszarze przyrodniczym 

jest wprost proporcjonalny do zmian antropogenicznych [Gutowski i in. 2006]. 

Przydatność chrząszczy jako organizmów wskaźnikowych została potwierdzona w badaniach 

prowadzonych w Górach Świętokrzyskich. Wykryto dużą liczbę gatunków rzadkich 

i reliktowych, co świadczy o tym, że obszar ten w niewielkim stopniu został przekształcony 

przez człowieka [Byk 2007]. 

3.1.3. Chrząszcze z rodziny biegaczowatych (Carabidae) 

Chrząszcze z rodziny biegaczowatych (Carabidae) stanowią bardzo zróżnicowaną grupę 

organizmów, rozprzestrzenionych na znacznym obszarze. Ze względu na fakt szybkiej 

118


reakcji na szkodliwe czynniki zewnętrzne, stanowią one idealny bioindykator. W zależności 

od wieku i jakości drzewostanu zmienia się liczba gatunków chrząszczy i ich ogólna masa 

osobnicza. Wraz ze wzrostem wieku drzew liczba gatunków maleje, a ich masa ogólna rośnie 

[Leśniak 1997, Szyszko 1997]. 

Przydatność biegaczowatych jako bioindykatorów została potwierdzona już w latach 

70-tych, gdy przeprowadzano badania nad wpływem Zakładów Azotowych w Puławach na 

stan pobliskich lasów, a zwłaszcza zasiedlających je zwierząt. Obszar badań podzielono na 

trzy strefy. W I strefie, o najmniejszym wpływie związków azotu i siarki emitowanych z Zakładów 

Azotowych na środowisko, zmiany w stosunku ilościowym gatunków były niewielkie. 

W strefie o średnim zanieczyszczeniu (strefa II) dominacja między gatunkami zaczęła się 

zmieniać, co więcej zaczęły dominować inne grupy zwierząt. W konsekwencji w strefie III, 

najbardziej zanieczyszczonej, populacja chrząszczy biegaczowatych uległa praktycznie zanikowi. 

Uzyskane wyniki świadczą o dużej wrażliwości Carabidae na pojawiające się zmiany 

w środowisku naturalnym [Puszkar 1997]. 

Negatywny wpływ na populacje biegaczowatych ma również ilość środków chemicznych 

używanych w rolnictwie, a także substancje ropopochodne. Prowadzone w latach 

2002–2003 badania potwierdziły toksyczny wpływ tych substancji na rodzinę biegaczowatych. 

Ogólna liczba osobników zmniejszyła się dwukrotnie przy zanieczyszczeniu gleby 

benzyną, a sześciokrotnie przy wykorzystaniu do badań oleju napędowego [Jaworska, Gospodarek 

2004]. 

3.1.4. Larwy muchówek (Diptera) 

Larwy muchówek (Diptera) są bardzo wrażliwe na zmiany pochodzenia antropogenicznego 

w glebie, która stanowi główne miejsce ich żerowania. W zależności od nasilenia skażenia 

zmienia się ich zagęszczenie, skład gatunkowy i biomasa. 

Badania nad przydatnością larw Diptera jako bioindykatorów prowadzono jednocześnie 

na trzech obszarach (Ojcowski Park Narodowy, okolice lasu, okolice huty Sendzimira), różniących 

się stopniem zanieczyszczenia. W Ojcowskim Parku Narodowym biomasa, liczebność 

i różnorodność larw była największa, a im bliżej źródła zanieczyszczenia środowiska 

(huty) tym parametry te ulegały zmniejszeniu. 

Przeprowadzono także badania w celu potwierdzenia akumulacji metali ciężkich w organizmach 

larw muchówek. Okazało się, że wraz ze zwiększającą się zawartością metali 

w środowisku glebowym liczba larw a także ich biomasa ulegają znacznemu obniżeniu, 

zwłaszcza przy zanieczyszczeniu związkami chromu i ołowiu [Chrzan, Marko-Worłowska 

2006]. 

119


3.1.5. Pszczoły (Nadrodzina Apoidea) 

Pszczoły (Nadrodzina Apoidea) pokonują duże odległości (2–5 km) w lotach na pożytki 

i są wtedy narażone na wpływ wielu czynników szkodliwych. Często zbierają nektar 

i pyłek z roślin zanieczyszczonych środkami chemicznymi. Podczas przerabiania zanieczyszczonego 

nektaru środki te nie przechodzą do miodu tylko kumulują się w organizmie 

pszczół. 

W 2004 r. przeprowadzono badania wpływu metali ciężkich na organizm pszczół. W tym 

celu wybrano trzy tereny badawcze, o różnym stopniu zanieczyszczenia antropogenicznego, 

tj. rejon byłego lotniska wojskowego, okolice Wrocławia oraz rejon leśno-rolniczy (kontrola). 

Uzyskane w czasie testu wyniki zamieszczono w tabeli 2. 

Tabela 2. Zawartość pierwiastków śladowych w organizmach pszczół żyjących na różnych obszarach 

badawczych 

Table 2. Content of vestigial elements in the bees’ living on different investigative areas 

organisms 

Teren badań 

Średnia zawartość pierwiastków [mg·kg -1 s.m.] 

Nikiel Chrom Ołów Kadm Selen 

Wrocław 0,48 0,22 0,95 0,16 4,68 

Lotnisko 0,47 0,23 0,42 0,30 2,73 

Teren leśno-rolniczy 0,40 0,17 0,34 0,18 2,43 

Źródło: Roman 2004. 

Zawartość metali w ciałach pszczół była tym większa im większe było zanieczyszczenie 

terenu danym pierwiastkiem. W rejonie kontrolnym (leśno-rolniczym) poziom zanieczyszczeń 

skumulowanych w organizmach bioindykatorów był najniższy [Roman 2004]. 

3.1.6. Ślimaki (Gastropoda) 

Ślimaki (Gastropoda) pobierają substancje szkodliwe przez układ pokarmowy. Metale 

ciężkie kumulują się głównie w tkankach miękkich (nerki), a także w ich muszlach. Wzrastającą 

zawartość metali w tkankach powoduje zmiany fizjologiczne i genetyczne, a po 

przekroczeniu wartości krytycznej śmierć. Obserwowaną zmianą w czasie kontaktu osobnika 

z zanieczyszczeniem jest wciąganie ciała do muszli, bądź zamykanie wieczka, a także 

wzmożone wydzielanie śluzu [Jurkiewicz-Karnkowska 1998]. 

Badania nad przydatnością ślimaków jako bioindykatorów prowadził Rać z zespołem, 

określając zawartość fluoru w muszlach ślimaków z rodzaju Helix sp. karmianych paszą ze 

sproszkowanym fluorkiem sodu o znanej zawartości. Istotne zmiany w muszlach ślimaków 

120


zaobserwowano już przy najniższej zawartości badanej substancji w pokarmie (tab. 3). Akumulacja 

fluoru spowodowała upośledzenie metabolizmu, a także wpłynęła niekorzystnie na 

gospodarkę energetyczną [Rać 2003]. 

Tabela 3. Zawartość fluorków w muszlach ślimaka Helix sp. karmionego różnymi dawkami fluorku 

sodu 

Table 3. The content of fluorides in the snail’s shells the Helix sp. fed with different doses of fluoride 

of sodium 

Dawka fluorku 

sodu 

Liczebność próby 

Zawartość fluorków w muszlach ślimaków [mg·kg -1 s.m.] 

średnia minimum maksimum 

0,15 mg·kg -1 13 7,48 5,07 10,1 

1,5 mg·kg -1 12 9,46 6,03 14,57 

150 mg·kg -1 16 58,24 36,5 95,03 

Źródło: [Rać 2003]. 

3.1.7. Małże (Bivalvia) 

Małże pobierają zanieczyszczenia poprzez skrzela, następnie kumulują je w muszli 

i tkankach miękkich. Reakcją Bivalvia na obecność zanieczyszczeń jest zmniejszenie 

prędkości filtracji wody podczas żerowania, a także ruchy muszli – zmniejszenie rozwarcia, 

a nawet zamykanie przy większych stężeniach zanieczyszczeń [Jurkiewicz-Karnkowska 

1998]. 

Wykorzystanie małży jako organizmów wskaźnikowych zostało potwierdzone w badaniach 

w zakresie akumulacji metali ciężkich. Wykazano, że takie pierwiastki jak: cynk, 

miedź, mangan i żelazo są kumulowane silniej w tkankach miękkich, natomiast ołów i kadm 

w muszlach [Królak, Zdanowski 2001]. 

Wykorzystanie małży w biomonitoringu pozwala na szybkie wykrycie metali ciężkich 

w środowisku. Najczęściej stosuje się je do monitoringu zanieczyszczeń w zbiornikach 

wody pitnej, a także stopnia oczyszczenia ścieków. Przykładem takiego zastosowania tych 

organizmów jest system SYMBIO (system wczesnego ostrzegania). Bioindykatorem jest 

w tym przypadku skójka zaostrzona (Unio tumidus). Osobniki pozyskuje się z ich naturalnego 

środowiska, przy czym dany akwen wodny musi cechować minimalna presja antropogeniczna. 

Po dwutygodniowej aklimatyzacji (przystosowanie do wyższych temperatur niż 

w warunkach naturalnych) osiem osobników umieszcza się w zbiorniku na okres nie dłuższy 

niż 3 miesiące. Gdy w środowisku wzrośnie stężenie substancji szkodliwej małże reagują 

zamykaniem muszli. Jeżeli sześć z ośmiu umieszczonych w zbiorniku małży ma zamknięte 

muszle przez okres dłuższy niż 4 minuty, przepływ wody do odbiorców zostaje 

automatycznie zablokowany. Schemat ideowy działania systemu SYMBIO przedstawiono 

na rysunku 2 [www.prote.pl]. 

121


Rys 2. Schemat ideowy działania systemu SYMBIO 

Fig 2. Ideological patern of working of system SYMBIO 

3.2. Kręgowce 

3.2.1. Ryby (Pisces) 

Ryby (Pisces) stanowią liczną gromadę kręgowców, z których wiele może być użytych 

do kontroli jakości wody. Ze względu na fakt kumulowania w ich organizmach metali ciężkich 

idealnie nadają się do roli bioindykatorów, jako wskaźników zanieczyszczenia środowiska, 

w którym żyją. 

Duża liczba metali ulega akumulacji w ciele ryb, jednak szczególną uwagę należy zwrócić 

na zanieczyszczenia rtęcią. Jest to związane nie tylko z wysoką toksycznością tego pierwiastka, 

ale także z faktem jego łatwego i szybkiego gromadzenia w ciele Pisces. 

Badania przeprowadzone w latach 1997–2002 wykazały silną kumulację rtęci w mięśniach 

ryb, głównie drapieżnych. Wynika to z faktu wolnego rozkładania tego pierwiastka 

w tkance mięśniowej (okres półtrwania wynosi do kilkuset dni), co z kolei ma wpływ na 

zwiększanie się ilości rtęci w organizmie zwierzęcia wraz z jego wzrostem, ze względu na 

przyrost tkanki [Polechoński 2004]. Wyniki te zostały potwierdzone w przez zespół R. Września 

[1999]. 

Na szczególną uwagę zasługuje ichtiotest, wykorzystujący pstrągi (Oncorhynchus 

sp.)do oznaczenia zanieczyszczeń w wodzie. Ryby te już przy stężeniach substancji szkodliwych 

w wodzie rzędu 10 µg/l reagują ucieczką. Jest to związane ze znakomicie rozwiniętym 

u nich ośrodkiem węchowym. W celu określenia stężenia zanieczyszczeń w wodzie 

w opuszkach węchowych pstrągów umieszcza się elektrody, które połączone są z kompute- 

122


rem. Mierząc stan pobudzenia zmysłu węchu i porównując z wykresem kontrolnym, można 

określić stężenie substancji toksycznych. Test ten ma szczególne zastosowanie do wykrywania 

herbicydów i insektycydów w wodach. 

3.2.2. Ptaki (Aves) 

Przydatność ptaków jako wskaźnika zanieczyszczenia środowiska zależy od wrażliwości 

danego gatunku na zmiany antropogeniczne. Szkodliwe substancje kumulowane są 

w narządach wewnętrznych takich jak: wątroba, nerki, narządy rozrodcze, a także przedostają 

się do jaj [Zimny 2006]. 

Prowadzono badania nad stopniem kumulacji fluoru w kościach grzywacza (Columba 

palumbus). Wyniki wykazały, że w zależności od zawartości tego pierwiastka w pożywieniu 

grzywaczy, zmienia się jego zawartość w organizmie zwierzęcia (im większa zawartość 

w pożywieniu tym zawartość w organizmie większa). Ponadto stwierdzono ścisłą korelację 

między wiekiem osobnika a stopniem kumulacji fluoru w kościach. U młodych ptaków zawartość 

jest niemal dwukrotnie niższa [Salicki 2003]. 

Przeprowadzono także badania przydatności jaj ptaków jako bioindykatorów. Dobrzański 

i in. [2003] skontrolowali zawartość metali ciężkich w jajach kaczek i gęsi hodowlanych z terenów 

zanieczyszczonych w stosunku do kontroli (czysty ekologicznie rejon Dolnego Śląska). 

Stwierdzono wielokrotny wzrost zawartości takich metali jak: arsen, kadm, rtęć czy ołów. 

Wyniki te zostały potwierdzone przez tych samych autorów w 2004 r. Przebadano wówczas 

zawartość metali w jajach kurzych. Uzyskane wartości przedstawiono w tabeli 4. 

Tabela 4. Średnia zawartość metali ciężkich w jajach kurzych 

Table 4. The average the content of heavy metals in the hen’s eggs 

Metale ciężkie Region rolniczy Region przemysłowy 

Kadm [μg/kg] 5,4 5,0 

Ołów [mg/kg] 0,075 0,134 

Miedź [mg/kg] 0,46 0,64 

Cynk [mg/kg] 8,56 11,9 

Źródło: Dobrzański 2004. 

3.2.3. Ssaki 

3.2.3.1. Myszy (Muridae) 

Myszy (Muridae) wykazują wiele cech pozwalających wykorzystywać je w biomonitoringu. 

Należą do nich: powszechność występowania, krótki okres życia, niewielki obszar 

bytowania. 

Badania nad kumulacją metali ciężkich w ciałach gryzoni przeprowadzono w 2005 r. Oceniono 

zawartość ołowiu i kadmu w nerkach oraz wątrobie myszy. Okazało się, że zawartość 

123


tych pierwiastków w organizmie zwierzęcia koreluje ze stopniem zanieczyszczenia środowiska, 

w którym bytuje. Kadm i ołów powoduje u myszy szereg zmian histopatologicznych (np. 

martwicę wątroby), co świadczy o ich toksycznym działaniu [Gdula- Argasińska 2005]. 

3.2.3.2. Zające (Leporidae) 

Bioindykatorem często wykorzystywanym do badań jest zając szarak (Lepus europaeus), 

najliczniejszy gatunek łowny o ograniczonym terenie bytowania, zjadający rośliny 

o różnej czystości, w sposób niekontrolowany. Wraz z roślinami pochłania zanieczyszczenia 

i kumuluje je w swoim organizmie. Największą zawartość metali ciężkich obserwuje się 

w nerkach i wątrobie, dlatego właśnie te organy pobierane są do analiz [Wieczorek 2002]. 

Badania nad przydatnością zająca jako bioindykatora przeprowadzano wielokrotnie. 

Wrzesień [1999] określił zawartość ołowiu i kadmu w narządach wewnętrznych tych zwierząt. 

Stwierdził on silną akumulację tych metali w nerkach i wątrobie, proporcjonalną do 

stężenia pierwiastków w środowisku. Przydatność zająca jako bioindykatora do kontroli zanieczyszczenia 

środowiska ołowiem i kadmem została potwierdzona również w badaniach 

Wałkulskiej lata 1986–1989. Ponadto stwierdziła ona zmiany morfologiczne tj. zmiany w mitochondriach, 

u samic ciężarnych i ich płodów. 

3.2.3.3. Zwierzęta łowne 

Zwierzęta łowne przebywając stale w środowisku naturalnym kumulują związki szkodliwe 

w ilości wprost proporcjonalnej do ich zawartości w środowisku. Przeprowadzone [1998] 

badania w zakresie zawartości metali ciężkich w nerkach saren wykazały dużo wyższą akumulację 

pierwiastków na obszarach zanieczyszczonych antropogenicznie. Dużą zawartość 

metali ciężkich wykryto także u innych zwierząt łownych takich jak: dziki czy jelenie. Ponadto 

stwierdzono znacznie podwyższony poziom ołowiu w mięśniach tych zwierząt, co stanowi 

zagrożenie dla człowieka jako konsumenta [Zimny 2006]. 

4. PODSUMOWANIE 

Wykorzystywanie bioindykatorów zwierzęcych (bezkręgowców i kręgowców) umożliwia 

ocenę stanu środowiska naturalnego. Kontrola zmian zachodzących w tych organizmach 

umożliwia oszacowanie, w jaki sposób dane substancje (w tym metale ciężkie) wpływają 

na ich funkcjonowanie. Zwierzęta znajdujące się wyżej w łańcuchu pokarmowym akumulują 

znacznie większe ilości związków chemicznych. Jest to spowodowane pochłanianiem 

szkodliwych substancji nie tylko z otaczającego je środowiska, ale także z pokarmem pochodzącym 

z niższych poziomów troficznych. Ma to zasadniczy wpływ na ocenę oddziały- 

124


wania różnych związków na organizm ludzki, jako ostatniego ogniwa piramidy pokarmowej. 

Dodatkowo przez stały monitoring zwierząt dziko żyjących można określić zmiany zachodzące 

w środowisku naturalnym w perspektywie czasowej. 


Bożym M. 2005 Wpływ metali ciężkich na życie dżdżownic. W: Biul. Nauk. UWM, nr. 25, 

Wydawnictwo UWM, Olsztyn. 

Byk A. 2007. Waloryzacja lasów Gór Świętokrzyskich na podstawie struktury zgrupowań 

chrząszczy saproksylicznych. W: Borowski J. Mazur S. Waloryzacja ekosystemów leśnych 

Gór Świętokrzyskich metodą zooindykacyjną. Wydawnictwo SGGW, Warszawa: 57–113. 

Chrzan A., Marko-Worłowska M. 2006. Larwy Dietera jako bioindykatory stanu środowiska 

glebowego. W: Zesz. Probl. Nauk Roln. z. 501, PAN, Szczecin: 71–78. 

Chrzan A., Marko-Worłowska M. 2006. Impact of selected heavy metals content on 

Diptera larvae communities in the soil of protected land neat Sendzimir Steel Factory. 

W: Ecological chemistry and Engineering. Vol. 13, nr.7: 623–627. 

Dobrzański Z., Chojnacka K., Górecka H., Chojnacki A., Wiśniewski J. 2003. 

Jaja drobiu wodnego jako indykator skażenia środowiska wiejskiego. W: Acta Agrophysica, 

1(3): 395–401. 

Dobrzański Z., Opaliński S., Dobicki W., Usydus Z. 2004. Akumulacja metali ciężkich 

w treści jaj kur utrzymywanych w systemie przyzagrodowym w terenie rolniczym 

i uprzemysłowionym., W: Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu, 488, Wydawnictwo AR: 85–89. 

Gdula-Argasińska J., Dąbrowski Z., Witkowska-Pelc E., Sawicka-Kapusta 

K. 2005. Heavy metal content and histopathology of the tissues of the yellow-necked 

mice (Apodemus flavicollis) and bank voles (Clethrionomys glareolus) as an exposure 

indicator of environmental pollution in Małopolska province. W: Ecological Chemistry 

and Engineering. Vol 11, nr. 11: 1215–1220. 

Gutowski J.M, Buchholz L., Kubisz D., Ossowska M., Sućko K. 2006. Chrząszcze 

saproksyliczne jako wskaźnik odkształceń ekosystemów leśnych borów sosnowych. 

W: Leśne Prace Badawcze nr 4: 101–144. 

Hempel-Zawitkowska J. 2006. Zoologia dla uczelni rolniczych. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa. 

Jaworska M., Gospodarek J. 2004. Organizmy glebowe i ich aktywność jako wskaźnik 

stanu środowiska w warunkach zanieczyszczenia gleby substancjami ropopochodnymi. 

W: Zesz. Prob.. Nauk Roln. z. 501. PAN, Szczecin: 189–194. 

Jurkiewicz-Karnkowska E. 1998. Reakcje mięczaków na zanieczyszczenie środowisk 

wodnych metalami ciężkimi i możliwości ich wykorzystania w bioindykacji. Wiadomości 

Ekologiczne. t.44: 217–234. Wydawnictwo PAN. 

125


Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN 


Kalembasa D. 1998. Wpływ stężenia Cd, Pb i Ni w podłożu na biomasę i rozrodczość dżdżownicy 

Eisenia fetida. W: Zesz. Nauk. AR, nr. 334, z. 58. Wyd. AR, Kraków: 121–124. 

Królak E., Zdanowski B. 2001. The bioaccumulation of heavy metals by the mussels 

Anodonta Woodiana and Dreissena Polymorpha in the heated Konin lakes. W: Archives 

soil of Polish Fisheries. Vol.9: 229–237. 

Leśniak A. 1997. Metody analizy zgrupowań biegaczowatych (Carabidae, col) w zooindykacji 

procesów ekologicznych. W: Waloryzacja ekosystemów leśnych metodami 

zooindykacyjnymi: VI Sympozjum Ochrony Ekosystemów Leśnych. Fundacja „Rozwój 

SGGW”. Warszawa: 29–41. 

Miklaszewski S. 1983. Wykorzystanie reakcji dżdżownic do określania stopnia skażenia 

środowiska przyrodniczego. W: Bioindykacja skażeń przemysłowych i rolniczych, Wydawnictwo 

PAN, Wrocław. 

Polechoński R., Dobicki W., Pokorny P. 2004. Bioakumulacja rtęci w tkankach ryb 

z Jezior Wojnowskich. W: Zesz. Nauk. Akademii Rolniczej we Wrocławiu, nr 505. Wydawnictwo 

AR, Wrocław: 225–231. 

Puszkar T. 1997. Próby zastosowania bioindykatorów faunistycznych do oceny oddziaływania 

Zakładów Azotowych w Puławach na otaczające je lasy. W: Waloryzacja ekosystemów 

leśnych metodami zooindykacyjnymi: VI Sympozjum Ochrony Ekosystemów 

Leśnych. Fundacja „Rozwój SGGW”. Warszawa: 112–117. 

Rać M., Machoy Z., Chlubek D., Jakubowska K. 2003. Biomonitoring zagrożeń ekologicznych 

związkami fluoru z wykorzystaniem ślimaków z rodzaju Helix jako biomarkera. 

W: Journal of entomology t.8 (2): 97–106. 

Roman A. 2004. Kumulacja pierwiastków śladowych w organizmach pszczół w zależności 

od stopnia antropopresji środowiska ich życia. W: Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu. nr 

488, Wyd. AR. Wrocław: 361–366. 

Rościszewska M., Borowiec F., Łapiński S., Popek W. 2001. Zależność między 

zawartością niektórych metali ciężkich w podłożu i w dżdżownicy – Eisenia fetida (Sav). 

W: Zesz. Nauk. AR, nr 386 z.36, Wyd. AR, Kraków:121–127. 

Salicki W., Kalisińska E., Lisowski P. 2003. Próba wykorzystania grzywacza jako bioindykatora 

zanieczyszczenia fluorem okolic Szczecina. W: Gworek B. Obieg Pierwiastków 

w Przyrodzie. Monografia. Tom II., Wydawnictwo IOŚ, Warszawa: 400–403. 

Seńczuk W. 2002. Toksykologia: podręcznik dla studentów, lekarzy i farmaceutów. Wyd. 

Lekarskie PZWL, Warszawa. 

Stan Środowiska w Polsce – Raport wskaźnikowy 2004. 2006, BMŚ, Warszawa. 

Szyszko J. 1997. Próba waloryzacji środowisk leśnych przy pomocy biegaczowatych (Carabidae, 

col.). W: Waloryzacja ekosystemów leśnych metodami zooindykacyjnymi: VI Sympozjum 

Ochrony Ekosystemów Leśnych. Fundacja „Rozwój SGGW”, Warszawa: 42–57. 

126


Walker C.H., Hopkin S.P., Sibly R.M., Peakall D.B. 2002. Podstawy ekotoksykologii, 

Wyd. Nauk. PWN, Warszawa. 

Wieczorek J., Gambuś F. 2002. Zawartość metali ciężkich w wątrobie i nerkach zajęcy 

jako bioindykator zanieczyszczenia środowiska tymi metalami. W: Acta Scientiarum 

Polonorum, 1–2: 105–117. 

Wrzesień R., Budzińska-Wrzesień E., Chudzicka M. 1999. Problemy skażenia 

rtęcią ryb pochodzących z rzeki Bugo-Narew. W: Annals of Warsaw Agricultural Uniwersity: 

251–253. 

Wrzesień R., Budzińska-Wrzesień E., Chudzicka M. 1999. Problemy kumulacji 

wybranych metali ciężkich w organizmie bażanta i zająca związane z ich bazą żerową. 

W: Annals of Warsaw Agricultural Uniwersity: 247–250. 

Zimny H. 2006. Ekologiczna ocena stanu środowiska. Bioindykacja i biomonitoring. Agencja 

Reklamowo-Wydawnicza A. Grzegorczyk, Warszawa. www.prote.pl 

127


Anna Dećkowska, Magdalena Pierścieniak, Barbara Gworek, 

Danuta Maciaszek 

Wybrane gatunki roślin jako wskaźniki 

zmian w środowisku 

Chosen the plants’ species as coefficients 

of changes in environment 

Słowa kluczowe: bioindykatory, bioakumulacja, rośliny wskaźnikowe. 

Key wards: bioindicators, bioaccumulation, indicatory plants. 

The paper describes series plants’ species, with which help we can quality the state of 

natural environmental and the setting in him changes also. These organisms, called further 

bioindicators, are serving to opinion of quality of basic elements environment. The biological 

investigations in connected with physical and chemical methods give the full picture on 

influence of anthropogenical pollutions on health and life of alive organisms. 


Organizmy żywe od czasów prehistorycznych były wykorzystywane przez człowieka 

do szukania miejsca bytowania czy zasobów pokarmowych. Teoria na temat współzależności 

między roślinami a ich środowiskiem została wprowadzona już na przełomie 

III i IV w. p.n.e. Określano wówczas powiązania pomiędzy rozmieszczeniem roślin i ich 

wzrostem, a czynnikami środowiska, np.: wzniesieniem n.p.m., nasłonecznieniem, składem 

gleb. 

Mgr Anna Dećkowska – Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Katedra Nauk 

o Środowisku Glebowym w Warszawie; mgr inż. Magdalena Pierścieniak – Instytut Ochrony 

Środowiska w Warszawie; prof. dr hab. Barbara Gworek – Szkoła Główna Gospodarstwa 

Wiejskiego, Katedra Nauk o Środowisku Glebowym w Warszawie; Instytut Ochrony 

Środowiska w Warszawie; mgr inż. Danuta Maciaszek – Instytut Ochrony Środowiska 

w Warszawie. 

128


W XVI w. zaczęto wykorzystywać rośliny jako biowskaźniki, pozwalające ocenić żyzność 

gleb i stopień ich zakwaszenia. Obserwowano zależności między populacją określonego 

gatunku roślin a zmianami zachodzącymi w środowisku. 

Współcześnie dużą rolę odgrywają badania wpływu szkodliwych substancji na zdrowie 

i życie podstawowych grup organizmów. W roku 1968 odbył się Pierwszy Europejski 

Kongres na temat wpływu zanieczyszczenia powietrza na rośliny i zwierzęta. J.J.Barkman 

przedstawił wówczas nowatorską metodę badania porostów i mszaków, polegającą na poborze 

roślin z terenów niezanieczyszczonych i umieszczaniu na obszarach zanieczyszczonych 

w celu określenia stopnia ich defoliacji. W wielu placówkach naukowych na świecie, 

m.in. w Wielkiej Brytanii, Kanadzie, zaczęto wyodrębniać gatunki organizmów żywych mogących 

pełnić rolę biowskaźników. W 1987 r. Möbius stwierdził, że zespoły zbiorowisk organizmów 

i ich warunki egzystencji są ze sobą współzależne [Nałęcz-Jawecki 2000]. 

Metody biologiczne pozwalają w sposób obiektywny ocenić warunki środowiska. 

Wszystkie organizmy żywe wykazują swoistą wrażliwość na zanieczyszczenia występujące 

w środowisku naturalnym. Organizmy roślin i zwierząt reagują na stres będący sumą oddziaływania 

na nie wielu czynników. Dzięki czemu, możliwa jest ocena wpływu zanieczyszczeń 

na życie i funkcjonowanie biocenozy. 

Metody bioindykacyjne z zastosowaniem roślin wykorzystywane są obecnie na szeroką 

skalę. W tego typu badaniach niezbędne jest posiadanie specjalistycznej wiedzy, a wyniki 

analiz otrzymywane są niekiedy po sezonie wegetacyjnym roślin. Ze względu na ten fakt zaleca 

się stosowanie metod chemicznych i fizycznych przy jednoczesnej analizie biologicznej. 

Celem pracy jest przedstawienie przydatności wybranych gatunków roślin do oceny jakości 

środowiska i pojawiających się w nim zmian. Szczególną uwagę zwrócono na określenie 

wpływu zanieczyszczeń występujących w powietrzu atmosferycznym [Seńczuk 2002]. 

2. BIOINDYKACJA – KRYTERIA DOBORU ORGANIZMÓW WSKAŹNIKOWYCH 

Bioindykacja opiera się na określeniu zmian zachodzących w żywym organizmie lub też 

w populacji organizmów, narażonych na działanie czynnika szkodliwego. Gatunki wskaźnikowe 

powinny charakteryzować się wąskim zakresem tolerancji na zanieczyszczenia, a ich 

reakcja powinna być specyficzna i łatwa do zaobserwowania. 

Bioindykatory powinny spełniać następujące wymagania: 

1) powszechność występowania, 

2) czułość na zmiany środowiskowe, 

3) stałość i powtarzalność reakcji, 

4) adekwatność reakcji do poziomu zanieczyszczenia, 

5) jednolitość pod względem genetycznym, 

6) łatwość w hodowli laboratoryjnej. 

129

Anna Dećkowska, Magdalena Pierścieniak, Barbara Gworek, Danuta Maciaszek 

Bioindykatorami oprócz różnych gatunków roślin i zwierząt mogą być także wskaźniki 

ekologiczne i populacyjne, m.in.: skład gatunkowy, produkcja biomasy. Reakcja na zmiany 

w środowisku może zachodzić w sposób widoczny (np. zmiana morfologiczna) lub w sposób 

niezauważalny (np. akumulacja związku). 

Bioindykatory można podzielić: 

1) ze względu na sposób działania na: 

• bioindykatory akumulacyjne, 

• bioindykatory do oceny oddziaływania zanieczyszczeń na środowisko; 

2) ze względu na pochodzenie na: 

• bioindykatory aktywne – hodowane w laboratorium, 

• bioindykatory pasywne – pobierane z naturalnego środowiska; 

3) ze względu na rodzaj indykowanego obiektu na: 

• indykatory warunków glebowych, 

• hydroindykatory, 

• termoindykatory, 

• litoindykatory, 

• chemoindykatory, 

• sanoindykatory; 

4) ze względu na rodzaj zachowania bioindykatorów na: 

• reagujące, 

• akumulacyjne, 

• skale gatunkowe – zmiana składu gatunków, 

• skale krajobrazowe – zmiana powierzchni ekosystemów [Zimny 2006]. 

3. BIOINDYKATORY ROŚLINNE – WYBRANE GATUNKI 

3.1. Porosty (Lichenes) 

Porosty (Lichenes) są to organizmy plechowate utworzone przez symbiozę grzybów 

i glonów. Mogą przyjmować postać nitkowatą, krzaczkowatą, listkowatą oraz skorupiastą. 

Porosty ze względu na fakt posiadania specyficznych właściwości mogą występować 

w miejscach niedostępnych dla innych organizmów. Występują one jako: epility (naskalne), 

epifity (nadrzewne), epiksylity (zasiedlające drewno) oraz taksony epigeiczne (naziemne). 

Ze względu na to, że nie mają tkanki okrywającej, a ich plecha ma higroskopijny 

charakter, bardzo łatwo pobierają zanieczyszczenia. Cechuje je duża wrażliwość na zmiany 

w środowisku. Wszystkie te czynniki powodują, że porosty stanowią gatunek często 

wykorzystywany do wstępnej oceny stopnia skażenia środowiska naturalnego, a głównie 

powietrza. 

W monitoringu wykorzystuje się kilkanaście gatunków porostów. Należą do nich: 

130


1) liszajec zwyczajny (Lepraria incana) – porost skorupiasty, wyjątkowo odporny na zanieczyszczenia 

powietrza, 

2) misecznica proszkowata (Lecanora conizaeoides) – porost skorupiasty, odporny na zanieczyszczenia, 

3) pustułka pęcherzykowata (Hypogymnia physodes) – porost listkowaty, odporny na zanieczyszczenia, 

4) tarczownica bruzdkowana (Parmelia sulcata) – porost listkowaty, odporny na zanieczyszczenia, 

przy długotrwałym oddziaływaniu zanieczyszczeń na powierzchni plechy 

pojawiają się białe lub czarne przebarwienia, 

5) złotorost ścienny (Xanthoria parietina) – porost listkowaty, odporny na zanieczyszczenia, 

6) brodaczka zwyczajna (Usnea flipendula) – porost krzaczkowaty, bardzo czuły na zanieczyszczenia, 

7) mąklik otrębiasty (Pseudeverinia furfuracea) – porost krzaczkowaty, bardzo czuły na 

zanieczyszczenia, 

8) tarczownica kielichowata (Parmelia acetabulum) – porost krzaczkowaty, bardzo czuły 

na zanieczyszczenia, 

9) mąkla tarniowa (Evernia prunastri) – porost krzaczkowaty, jeden z najbardziej odpornych 

na zanieczyszczenia powietrza. 

Główną zaletą porostów jako bioindykatorów jest powtarzalność ich reakcji na zanieczyszczenia 

występujące w środowisku naturalnym. W warunkach szkodliwych fotosynteza 

ulega zaburzeniu, czego następstwem jest odbarwianie plechy. W niesprzyjających warunkach 

plechy osiągają mniejsze rozmiary o rozproszonej strukturze. 

Istnieje szereg metod monitoringowych z zastosowaniem porostów. Najprostsza z nich 

polega na obserwacji tzw. pustyń porostowych. Pojawienie się rozproszonej struktury plechy 

świadczy o występowaniu zanieczyszczenia, a całkowity brak porostów (pustynia porostowa) 

o silnym zanieczyszczeniu powietrza. 

Inną metoda jest tworzenie mapy porostowej. Stopień rozkładu plech jest zależny od 

poziomu zanieczyszczenia powietrza. Określono 7 stref zagrożenia, gdzie strefa 6 oznacza 

brak zanieczyszczenia (strefa najczystsza), a strefa 0 to pustynia porostowa o najwyższym 

zanieczyszczeniu. 

Porosty mają także zastosowanie w tworzeniu map lichenoindykacyjnych, które w sposób 

graficzny przedstawiają rozmieszczenie Lichenes na danym terenie. W celu opracowania 

mapy należy określić liczbę organizmów zasiedlających konkretny, wybrany przez 

badacza gatunek drzewa. Następnie należy wyliczyć indeks czystości atmosfery (IAP), będący 

iloczynem częstotliwości występowania każdego gatunku i liczby określającej strefę 

zanieczyszczenia. Tabela 1 przedstawia wyznaczoną za pomocą IAP czystość środowiska 

[zm. Dećkowska 2007]. 

131


Tabela 1. Czystość środowiska naturalnego wyznaczona na podstawie stref występowania 

porostów 

Table 1. Cleanness of natural environment appointed on basic of occurrence of lichen zones 

Liczba gatunków Strefa zagrożenia IAP 

Zanieczyszczenie 

środowiska 

0 0 0–12,5 bardzo wysokie 

1–4 1 12,5–25 wysokie 

5–8 2 25–37,5 umiarkowane 

9–12 3 37,5–50 niskie 

> 12 4 > 50 bardzo niskie 

Źródło: zm. Dećkowska 2007. 

3.2. Mchy (Bryopsida) 

Mchy (Bryopsida) są grupą organizmów używanych w biomonitoringu. Są one mniej 

wrażliwe na zanieczyszczenia środowiska, więc wolniej ustępują z terenów, w których są 

silne wpływy antropogeniczne. 

Mchy stanowią dobry organizm wskaźnikowy ze względu na swoje cechy morfologiczne 

i fizjologiczne. Należą do nich: brak kutykuli i epidermy, brak korzeni i tkanek przewodzących, 

wysoki zakres tolerancji na zanieczyszczenia przy wysokim poziomie akumulacji 

metali ciężkich. 

Monitoring środowiska z wykorzystaniem mchów jest możliwy, jeżeli wybierzemy odpowiednie 

organizmy testowe. Powinny być to gatunki o wysokiej zdolności do akumulacji 

zanieczyszczeń, o poduszkowym typie wzrostu. Okazy do oznaczeń powinno zbierać się 

późną jesienią. 

W badaniach zanieczyszczenia środowiska naturalnego w Polsce wykorzystuje się 

głównie rokietnika pospolitego. Jest to związane z faktem jego szerokiego rozpowszechnienia, 

można go spotkać zarówno w lasach iglastych, jak i mieszanych. 

Badania nad Plerozium schreberi prowadzono w Instytucie Botaniki im. Szafera 

w 1995 r. Na podstawie uzyskanych wyników badań (tab. 2) wykonano mapę rozmieszczenia 

poszczególnych pierwiastków na terenie Polski [Bargagli 2002, Buczkowska 1999, Grodzińska 

1997, Zimny 2006]. 

W biomonitoringu wykorzystuje się także torfowca odgiętego (Sphangum recurvum). Ze 

względu na swoją budowę mchy sfagnowe są bardzo dobrymi absorbentami zanieczyszczeń. 

Mogą bowiem pobierać duże ilość płynów i bardzo długo magazynować je w przestrzeniach 

międzykomórkowych. Obecnie torfowiec odgięty używany jest do określenia 

zawartości ołowiu w powietrzu atmosferycznym, zależnym od stopnia uprzemysłowienia 

a także nasilenia ruchu pojazdów. 

132


Tabela 2. Zawartość metali w mchu Plerozium schreberi w Polsce w 1995 r. 

Table 2. The content of metals in moss the Plerozium schreberi in Poland in 1995 year 

Wartości 

Zawartość metali [µg·g -1 ] 

Kadm Chrom Miedź Żelazo Rtęć Nikiel Ołów Wanad Cynk 

Minimalna 0,05 0,20 3,50 87,0 0,03 0,53 4,20 0,20 19,0 

Maksymalna 6,29 9,20 650 5170 2,00 4,75 270 17,20 208 

Średnia 0,54 1,80 10,70 450 0,28 1,72 17,30 4,74 48,0 

Źródło: Instytut Botaniki im. Szafera PAN. 

Dobrym wskaźnikiem określenia stanu środowiska naturalnego są także wątrobowce 

(Marchantiophyta). Organizmy te są bardzo wrażliwe na wszelkie zmiany w środowisku, 

jak choćby wahania wilgotności, temperatury czy nasłonecznienia. Wraz ze wzrastającym 

poziomem zanieczyszczenia pojawiają się zmiany w budowie ciała wątrobowca, a także 

w jego ubarwieniu. Dodatkowo Marchantiophyta mają bardzo cienkie ściany komórkowe, 

przez co są bardzo wrażliwe na zanieczyszczenia już przy ich niewielkim poziomie [Bargagli 

2002, Buczkowska 1999, Grodzińska 1997, Zimny 2006]. 

3.3. Tytoń szlachetny (Nicotiana tabacum) 

Tytoń szlachetny (Nicotiana tabacum) jest często używany jako czujnik w systemach 

ostrzegania przed ozonem. Ozon wnika do rośliny przez aparaty szparkowe powodując 

spowalnianie wzrostu, a także obniżenie odporności na choroby i pasożyty. Gaz ten powoduje 

u roślin zatrucia ostre (krótki kontakt z ozonem) lub zatrucia przewlekłe (kontakt długotrwały). 

Pierwszym obserwowanym negatywnym wpływem ozonu na rośliny jest zmiana 

barwy liści. 

W latach pięćdziesiątych prowadzono badania nad wrażliwością trzech odmian tytoniu 

na szkodliwe działanie ozonu. Okazało się, że reakcja roślin wynika nie tylko z wrodzonej 

wrażliwości, ale także wieku rośliny, warunków otoczenia, zaopatrzenia w wodę i składniki 

pokarmowe. Istnieje ścisła zależność między czasem ekspozycji organizmów na działanie 

gazu a stopniem ich uszkodzenia. Ze względu na fakt kumulacji zanieczyszczeń w tytoniu 

należy wymieniać okazy badawcze średnio z częstotliwością raz na tydzień [Kołodziejczak- 

Nieckuła 1998, Pieńkowski 2001]. 

3.4. Mieczyki (Gladiolus) 

Mieczyki (Gladiolus) są dobrymi wskaźnikami zanieczyszczenia środowiska, wykorzystywanymi 

głównie do kontroli poziomu związków fluoru w powietrzu. Fluor po wniknięciu 

133


do rośliny (przez aparaty szparkowe i układ korzeniowy) kumuluje się w jej wierzchołkowych 

i brzeżnych częściach liści. W wyniku działania tego związku na powierzchni mieczyka pojawiają 

się białopopielate plamy, które wraz ze wzrastającym poziomem zanieczyszczenia 

zmieniają barwę na rdzawobrunatną. Jednocześnie następuje spowolnienie procesu oddychania 

i transpiracji. 

Badania w zakresie wykorzystania mieczyków jako bioindykatorów prowadzono w latach 

1977–1995 w rejonie Zakładów Chemicznych Police. Każdego roku, po uprzedniej 

trzy- miesięcznej ekspozycji roślin na zanieczyszczenie, oznaczano w wierzchołkowych odcinkach 

liści zawartość fluoru. Na podstawie uzyskanych wyników wyodrębniono trzy strefy 

zanieczyszczenia środowiska fluorem – tabela 3 [Zabłocki 2003]. 

Tabela 3. Strefy zanieczyszczenia środowiska fluorem na podstawie jego depozycji i akumulacji 

w liściach mieczyków 

Table 3. The zone of pollution the fluorine of environment on basis his deposition and the accumulation 

in leaves of gladioli 

Strefa zanieczyszczenia 

Wysokiej depozycji i akumulacji 

w odległości do 1 km od emitora 

Średniej depozycji i akumulacji 

w odległości 1,3–6,3 km od 

emitora 

Niskiej depozycji i akumulacji 

w odległości 6,3–18,8 km od 

emitora 

Zawartość fluoru w opadzie 

w okresie 3 miesięcy [kg·km -2 ] 

Akumulacja fluoru w liściach 

mieczyka [mg·kg -1 s.m.] 

333 211 

76 32 

33 15 

Źródło: Dećkowska 2007. 

3.5. Mniszek lekarski (Taraxacum officinale) 

Mniszek lekarski (Taraxacum officinale) charakteryzuje duży stopień akumulacji metali 

ciężkich, dwutlenku siarki oraz WWA. Za jego przydatnością w biomonitoringu świadczy fakt 

powszechnego występowania na terenie kraju oraz szybki przyrost biomasy. 

Badania nad mniszkiem lekarskim jako bioindykatorem przeprowadzano na terenie Niziny 

Południowopolskiej. Wyniki uzyskane dla korzeni i liści mniszka a także dla gleby zamieszczono 

w tabeli 4. 

Na podstawie rzeczywistych danych można określić współczynnik kumulacji niezbędny 

do oceny stopnia zanieczyszczenia środowiska. Stanowi on iloraz zanieczyszczenia znajdującego 

się w roślinie do jego poziomu w glebie. Wynik tego ilorazu większy od jedności 

świadczy o intensywnym stopniu kumulacji metali. 

O zawartości poszczególnych metali w organizmie roślinnym decyduje pH gleby, a także 

interakcje między poszczególnymi pierwiastkami. Szczególne znaczenie ma tutaj obec- 

134


ność cynku w stosunku do miedzi i ołowiu. Metal ten ze względu na swoją dużą ruchliwość 

wpływa na mobilność innych pierwiastków w roślinie [Kabata-Pendias 1989, Królak 2004, 

Potarzycki 2005]. 

Tabela 4. Stężenia metali ciężkich w korzeniu, liściach mniszka oraz glebie na terenie Niziny Południowopolskiej 

Table 4. The content of heavy metals in the dandelion’s root and leaves as well as the soil of 

terrain of Southern Poland Lowland 

Miejsce 

Zawartość metali ciężkich [mg·kg -1 s.m.] 

pobrania 

prób 

Kadm Ołów Miedź Cynk Mangan Żelazo Nikiel 

W korzeniu mniszka 

Miasto 0,37 7,09 11,50 43,30 22,50 192,6 1,13 

Wieś 0,53 2,23 6,10 32,80 35,50 195,4 1,36 

W liściach mniszka 

Miasto 6,30 6,30 13,40 78,80 30,90 200,3 2,06 

Wieś 3,80 3,80 6,00 49,40 47,10 238,4 1,55 

W glebie 

Miasto 0,30 21,20 5,10 62,32 105,5 2715,0 3,31 

Wieś 0,19 15,22 3,25 32,47 143,2 1804,4 2,50 

Źródło: Królak 2004. 

3.6. Drzewa liściaste i iglaste 

Oddziaływanie różnych związków chemicznych na drzewa zależy od czynników wewnętrznych 

(np. odporność gatunkowa) i od czynników zewnętrznych (np. rozmieszczenie 

zanieczyszczeń). Na podstawie zmian w organach asymilacyjnych i przebarwień na liściach 

(igłach) można określić, jaki związek chemiczny oddziaływał na roślinę. W związku, z czym 

drzewa są dobrymi bioindykatorami do oceny szkodliwego wpływu wielu substancji na środowisko 

naturalne. 

Do kontroli zanieczyszczenia powietrza dwutlenkiem siarki wykorzystuje się sosnę zwyczajną, 

modrzew, jodłę i świerk. W miarę zwiększenia się SO 2 

powyżej wartości progowej 

(indywidualnej dla każdego gatunku) następuje zakłócenie gospodarki wodnej rośliny. Badania 

wykazały, że pierwsze widoczne uszkodzenia drzew pojawiają się, gdy stężenie SO 2 

wynosi 0,038–0,38 ppm. Przy czym drzewa liściaste pochłaniają znacznie większe ilości 

siarki niż drzewa iglaste. 

Fluor już przy niewielkim stężeniu oddziałuje na procesy fizjologiczne drzew. Związki 

fluoru dostają się do rośliny przez aparaty szparkowe, powodując początkowo pojawienie 

się przebarwień, a w konsekwencji doprowadzając do nekrozy. Ponadto wraz ze zwiększającym 

się poziomem fluoru proces oddychania zostaje zwolniony, a transpiracja ulega osła- 

135


bieniu. Jako biowskaźniki do oceny zanieczyszczenia powietrza związkami fluoru wykorzystuje 

się: jodłę pospolitą, klon pospolity, grab pospolity, dąb szypułkowy i lipę drobnolistną. 

Pierwsze objawy wskazujące na zanieczyszczenie powietrza tlenkami azotu pojawiają 

się przy stężeniach azotu 1,6–2,6 ppm, powodując zwiększenie koncentracji chlorofilu. Przy 

wysokim poziomie NO x 

następuje odbarwianie się blaszki liścia, jej marszczenie, a przy dalszym 

zwiększającym się zanieczyszczeniu obumieranie. Do biomonitoringu zanieczyszczenia 

powietrza związkami azotu wykorzystuje się wiele drzew iglastych o dużej wrażliwości. 

Drzewa iglaste wykorzystywane są także do określenia wpływu ozonu i kwaśnych deszczy 

na środowisko naturalne. Ozon wpływa negatywnie na procesy fotosyntezy, a także 

obniża poziom aminokwasów i enzymów niezbędnych do prawidłowego funkcjonowania 

organizmów. Następstwem tych procesów jest obumieranie igieł, głównie w partiach szczytowych, 

karłowacenie części nadziemnych i podziemnych, a w końcu obumarcie całej rośliny. 

Kwaśne deszcze natomiast jako opad atmosferyczny działają głównie na igły, pędy 

i korony drzew. Powodują one odbarwianie aparatów asymilacyjnych, a także chlorozy i nekrozy 

igieł [Gresza 1987, Siwecki 1996]. 

4. ZINTEGROWANY MONITORING ŚRODoWISKA PRZYRODNICZEGO 

W pracach zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego (ZMŚP) opracowano 

wiele metod wykorzystujących porosty, mchy i drzewa do określenia zawartości zanieczyszczeń 

antropogenicznych w środowisku naturalnym. 

Pokrycie pni drzew porostami stanowi podstawę do określenia stopnia zanieczyszczenia 

powietrza. Do badań zaleca się wykorzystywać jeden gatunek drzewa, będący dobrym 

siedliskiem dla porostów. Muszą być to drzewa nieuszkodzone, rosnące prawidłowo (prostopadle 

do podłoża), o zbliżonych wymiarach. Pomiary przeprowadza się w odstępach minimum 

rocznych, ale nie rzadziej niż raz na pięć lat. Pokrycie pni drzew porostami określa 

się jedną z trzech metod: 

1) Metoda liniowa – pomiar wykonywany jest na czterech wysokościach nad gruntem, tj. 

60, 90, 120, 150 cm. Pokrycie drzew porostem każdego gatunku, obliczane jest w stosunku 

do obwodu pnia na danym poziomie, natomiast wartość ostateczną stanowi 

średnia arytmetyczna ze wszystkich poziomów. 

2) Metoda punktowa – obecność każdego gatunku porostów rejestrowana jest w obrębie 

100 równo rozmieszczonych punktów pomiarowych, znajdujących się na wysokości 

120–160 cm. Pokrycie drzew każdym gatunkiem porostów podawane jest jako odsetek 

porośniętych nimi punktów. 

3) Metoda szacunkowa – polega na wizualnym oszacowaniu stopnia pokrycia drzewa 

danym gatunkiem porostów na wysokości 100–150 cm. 

136


W programie Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego zaleca się do określenia 

zawartości metali ciężkich w środowisku wykorzystywanie mchów jako bioindykatorów. 

Próbka do badań musi zawierać pędy jednego z dwóch zalecanych gatunków mchów: Plerozium 

schreberi i Hylocomium splendens. Organizmy te muszą zostać pobrane z otwartych 

przestrzeni, w odległości 5 m od pni drzew, aby uniknąć opadu podkorowego. Pomiary przeprowadza 

się raz na pięć lat w okresie wczesnoletnim. W analizie laboratoryjnej wykorzystuje 

się pędy zielone z trzech ostatnich lat, z pominięciem aktualnego okresu wegetacyjnego. 

Program pomiarowy Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego obejmuje 

także kontrole zdrowotności drzewostanów. Do badań wybiera się trzy siedliska leśne, 

z których wybiera się po 20 osobników dominujących na powierzchni nie większej niż 1 ha. 

Raz na pięć lat przeprowadza się pomiar średnicy pnia, wysokości drzewa, oraz wysokości 

i szerokości korony. Natomiast, co roku obserwuję się organy asymilacyjne drzew. Pozwala 

to określić w sposób kompleksowy zmiany zachodzące w ekosystemie leśnym, głównie pod 

kątem oddziaływań antropogenicznych. Daje także obraz rozmieszczenia i koncentracji poszczególnych 

substancji szkodliwych znajdujących się w środowisku naturalnym [Wardecki 

2004, www.gios.gov.pl]. 


Zróżnicowany charakter zanieczyszczeń uniemożliwia stosowanie jednej metody pozwalającej 

na pełne zobrazowanie stopnia zanieczyszczenia środowiska naturalnego. Stałe 

obserwacje kierunku i tempa zmian ilościowych i jakościowych w populacji poszczególnych 

gatunków roślin dostarczają informacji o naturalnych i antropogenicznych zmianach 

w środowisku. Reakcja organizmów żywych na obecność szkodliwych substancji jest specyficzna 

i zależy od gatunku. Ze względu na fakt, że organizmy roślinne pełnią istotną rolę 

w łańcuchu troficznym poprzez ich kontrolę możemy ocenić stopień oddziaływania różnych 

związków na organizm ludzki, jako ostatniego ogniwa piramidy pokarmowej. 


Bargagli R., Monaci F. 2002. Mosses and lichens as biomonitors of trace metals., Environmental 

Pollution 116: 279–287. 

Buczkowska K., Chudzińska E. 1999. Nieznani krewni mchów. Wiedza i Życie, 

3/1999: 54–57. 

Chmielewski W., Dmuchowski W. 2001. Wykorzystanie metod bioindykacji do oceny 

zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi i siarką. Obieg pierwiastków w przyrodzie. 

Monografia, pod red. B. Gworek i A. Mocka: 197–201, Warszawa. 

137


Dećkowska A. 2007. Zastosowanie bioindykacji w monitoringu środowiska, praca inżynierska 

na kierunku Rolnictwo SGGW pod kierunkiem prof. dr hab. B. Gworek. 

Gresza J. 1987. Wpływ przemysłowego zanieczyszczenia powietrza na lasy: 64, Warszawa. 

Gresza J. 1995. The effect of acid rain on the development of selected species of forest 

trees: 198–99, Kraków. 

Grodzińska K. 1997. Ocena skażenia środowiska Polski metalami ciężkimi przy użyciu 

mchów jako biowskaźników. Biblioteka Monitoringu Środowiska: 10–34, Warszawa. 

Jankowski J. 1994. Zastosowanie bioindykacji w praktyce monitoringu środowiska na 

przykładzie północno-wschodniej Polski. PiOŚ: 10, Warszawa. 

Kabata-Pendias A. 1989. Wybrane zagadnienia związane z chemicznym zanieczyszczeniem 

gleb, PAN: 11, Warszawa. 

Kołodziejak-Nieckuła E. 1998. Tytoń i ozon. Wiedza i Życie 6/1998. 

Królak E. 2004. Zależności pomiędzy zawartością metali ciężkich w opadzie całkowitym, 

glebie i roślinie wskaźnikowej Taraxacum sp. na Nizinie Południowopolskiej, Siedlce. 

Nałęcz-Jawecki G. 2000. Bioindykacja. Biologiczne metody badania toksyczności środowiska., 

Akademia Medyczna, Warszawa. 

Pieńkowski A. 2001. Ozon zabija rośliny. Wiedza i Życie 1/2001. 

Poporzycki J., Zawidzka E. 2005. Ocena zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi 

z wykorzystaniem mniszka., Journal of Elementology, 10(2): 379–384. 

Seńczuk W. 2002. Toksykologia: podręcznik dla studentów, lekarzy i farmaceutów., Wydawnictwo 

Lekarskie PZWL. Warszawa. 

Siwecki R. 1996. Reakcje biologiczne drzew na zanieczyszczenia przemysłowe., 

III Krajowe Sympozjum Kórnik, PAN, Instytut Dendrologii, Poznań. 

Staszewski T. 2004. Reakcja drzewostanów świerkowych na depozycję zanieczyszczeń 

powietrza., Wydawnictwo Uniwersytetu Śląskiego, Katowice. 

Wardecki W. 2004. Bioanalityka w ocenie zanieczyszczeń środowiska., Centrum Doskonałości 

Analityki i Monitoringu Środowiska, Gdańsk. 

Zabłocki Z., Podlasińska J. 2003. Wykorzystanie mieczyków w bioindykacji zmian zanieczyszczenia 

atmosfery fluorem w strefie oddziaływania emisji z Zakładów Chemicznych 

Police. Zesz. Prob.. Post. Nauk Roln. nr 492: 443–449. 

Zimny H. 2006. Ekologiczna ocena stanu środowiska. Bioindykacja i biomonitoring, Warszawa. 

www.gios.gov.pl 

138


Justyna Wrzosek, Stanisław Gawroński, Barbara Gworek 

Zastosowanie roślin energetycznych w technologii 

fitoremediacji 

Use of crop plant cultivate for energy and 

phytoremediation 

Słowa kluczowe: fitoremediacja, rośliny energetyczne, energia odnawialna. 

Key words: phytoremediation, energetic plants, renewable energy. 

Phytoremediation use of crop plants to remove pollutants from the environment or to 

render them harmless. The technology of phytoremediation is attractive as it offers site restoration, 

improve biological activity and physical structure of soils. Brassica napus, Sida hermaphrodita 

R., Salix sp. and grass with species of Misthantus to clean up soils contaminated 

with pollutants. These crops can be utilized in different purpose for example energetic and industrial 

ones. 


Fitoremediacja jest jedną z metod usuwania nadmiaru m.in. metali ze środowiska za 

pomocą wybranych gatunków roślin. Nazwa wywodzi się od greckiego słowa phyto – roślina 

oraz łacińskiego remediare – leczyć, usuwać. Dzięki zastosowaniu odpowiednich roślin 

usuwane są, bądź ulegają degradacji toksyczne związki chemiczne, bądź przekształcane 

są w formę mniej szkodliwą [Salt i in. 1998]. Jest to wykorzystywanie, od dawna, znanego 

zjawiska selektywnego pobierania pierwiastków przez określone rośliny, a zatem do ich 

akumulacji. Wyróżnia się następujące działy fitoremediacji: 

Inż. Justyna Wrzosek – Instytut Ochrony Środowiska w Warszawie; prof. dr hab. Stanisław 

Gawroński – Katedra Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa, Wydział Ogrodnictwa 

i Architektury Krajobrazu, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie; 

prof. dr hab. Barbara Gworek – Instytut Ochrony Środowiska w Warszawie, Katedra Nauk 

o Środowisku Glebowym, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. 

139


1) fitoekstrakcja – wykorzystywanie roślin akumulujących metale ciężkie do transportu 

tych metali, a także związków organicznych z gleby i ich bioakumulacji 

w nadziemnych częściach roślin [Kumar i in. 1995]; 

2) fitodegradacja – użycie roślin i mikroorganizmów do rozkładu substancji organicznych 

[Burken, Schnoor 1997]; 

3) rizofiltracja – wykorzystanie strefy korzeniowej roślin do usuwania zanieczyszczeń 

z wody i ścieków [Dushenkov i in. 1995]; 

4) fitostabilizacja – redukcja ryzyka związanego z prawdopodobieństwem przemieszczania 

się metali ciężkich do warstw głębszych gleby oraz obniżenie bioprzyswajalności 

obecnych w środowisku zanieczyszczeń [Smith, Bradshaw 1972]; 

5) fitoewaporacja – przeniesienie substancji toksycznych z formy stałej bądź płynnej w gazową 

do atmosfery [Burken, Schnoor 1999]. 

Bardzo ważnym aspektem przeprowadzania fitoremediacji jest pomysł na zagospodarowanie 

otrzymanej biomasy. Można ją wykorzystać jako źródło energii odnawialnej bądź 

też do wytworzenia określonych surowców, a także utylizacji w postaci składowania lub 

kompostowania. Jest to metoda znajdująca szerokie zastosowanie w oczyszczaniu nie tylko 

gleby, lecz także osadów ściekowych, wody oraz powietrza zanieczyszczonego substancjami 

organicznymi oraz nieorganicznymi (tab. 1). 

Tabela 1. Metody stosowane w fitoremediacji oraz mechanizmy służące oczyszczeniu środowiska 

Table 1. Methods for phytoremediation including mechanism of cleaning-up environment 

Proces Mechanizm Zanieczyszczenia 

Rizofiltracja akumulacja przez strefę korzeniową organiczne/nieorganiczne 

Fitostabilizacja złożony proces łączący wiele mechanizmów 

nieorganiczne 

Fitoekstrakcja hiperakumulacja nieorganiczne 

Fitoewaporacja ewaporacja poprzez liście organiczne/nieorganiczne 

Fitodegradacja degradacja związków toksycznych 

w roślinie 

organiczne 

Źródło: Ghosh, Singh 2005. 

Fitoremediacja jest metodą cieszącą się coraz większą popularnością. Szczególnie 

interesującym aspektem jej szerszego wykorzystania jest niski koszt nakładów inwestycyjnych. 

Jest, zatem technologią przyjazną środowisku, która odbudowując biologiczną 

strukturę terenów zdegradowanych, pozostawia obszar, nadający się pod uprawę innych 

roślin. 

Cenną zaletą jest minimalne zakłócenie istniejących warunków środowiskowych, co nie 

budzi kontrowersji społecznych. Fitoremediację można stosować na szeroką skalę zależnie 

od stopnia i rodzaju zanieczyszczenia, także równolegle z innymi metodami remediacji 

gleb, a wykorzystanie biomasy w celach energetycznych dodatkowo zwiększa ekonomiczną 

atrakcyjność tej metody. 

140

Zastosowanie roślin energetycznych w technologii fitoremediacji 

alternatywnych Perspektywy źródeł wyczerpania energii oraz się paliw możliwością kopalnych oraz zapoczątkowania obawy o stan środowiska produkcji naturalnego 

przyczyniają się do wzrostu zainteresowania odnawialnymi źródłami energii. Zapotrzebo- 

rolniczej 

niezwiązanej z wytwarzaniem żywności. 

wanie na alternatywną energię jest nieuchronną konsekwencją rozwoju gospodarczego oraz 

Wzrost potrzebą energochłonności ograniczenia emisji obserwowany gazów cieplarnianych. jest zarówno Oczekuje w produkcji się, że po rolniczej, 2020 r. następować jak i innych 

będzie zmniejszenie udziału paliw konwencjonalnych (ropy naftowej, gazu ziemnego i węgla) 

sektorach w pozyskaniu przemysłowych. energii. Miejsce Należy kopalnych również paliw zwrócić zajmować uwagę będą odnawialne fakt, źródła że około energii, 2/3 

spośród których największe oczekiwania dotyczą surowców produkowanych w sektorze rolniczym. 

Wykorzystanie środowiska biomasy przyrodniczego jest, zatem szansą wiąże rozwoju się alternatywnych pośrednio i źródeł bezpośrednio energii oraz z 

zanieczyszczeń 

możliwością zapoczątkowania produkcji rolniczej niezwiązanej z wytwarzaniem żywności. 

wydobyciem i spalaniem konwencjonalnych surowców energetycznych, przede wszystkim 

Wzrost energochłonności obserwowany jest zarówno w produkcji rolniczej, jak i innych 

węgla. sektorach Nie można przemysłowych. i nie należy bagatelizować Należy również niebezpieczeństwa zwrócić uwagę na fakt, ekologicznego że około 2/3 związanego zanieczyszczeń 

środowiska przyrodniczego wiąże się pośrednio i bezpośrednio z wydobyciem i spa- 

z 

uwalnianiem laniem konwencjonalnych dwutlenku węgla surowców do atmosfery energetycznych, w wyniku spalania. przede wszystkim Szczególnie, węgla. że Nie Polska można jest 

i nie należy bagatelizować niebezpieczeństwa ekologicznego związanego z uwalnianiem 

jednym dwutlenku z krajów węgla o najwyższym do atmosfery wskaźniku w wyniku zużycia spalania. węgla Szczególnie, kamiennego że Polska (rys. jest 1). jednym z krajów 

o najwyższym wskaźniku zużycia węgla kamiennego (rys. 1). 

100 

80 

0 

40 

20 

energia odnawialna 

gaz ziemny 

ropa naftowa 

wegiel kamienny 

0 

1950 1960 1970 1980 1990 2000 

Źródło: Bocheński 2007. 

Rys. 1. Zużycie podstawowych surowców energetycznych w Polsce [%]. 

Rys. Fig. 1. …………………………………………………………………… 

Zużycie podstawowych surowców energetycznych w Polsce [%] 

Fig. 1. Consumption of main power resources in Poland [%] 


Deficyt i wzrost cen surowców energetycznych oraz ciągły wzrost zużycia energii spowodował 

poszukiwanie nowych źródeł energii z zasobów odnawialnych [Bocheński 2007]. 

Deficyt i wzrost cen surowców energetycznych oraz ciągły wzrost zużycia energii 

spowodował Zagadnienie poszukiwanie dotyczące alternatywnych nowych źródeł źródeł energii energii z zasobów jest w ostatnich odnawialnych kilku latach [Bocheński szeroko 

rozpowszechnionym problemem nie tylko w aspekcie ochrony środowiska, lecz także 

2007]. w celu Zagadnienie osiągnięcia dotyczące bezpieczeństwa alternatywnych energetycznego źródeł oraz energii uniezależnienia jest w ostatnich się od kilku paliw kon- latach 

szeroko rozpowszechnionym problemem nie tylko w aspekcie ochrony środowiska, lecz także 

141 

w celu osiągnięcia bezpieczeństwa energetycznego oraz uniezależnienia się od paliw


konwencjonalnych. Udział biomasy w bilansie pierwotnym zużycia energii na świecie wynosi 

około wencjonalnych. 6 % (rys. 2). Udział biomasy w bilansie pierwotnym zużycia energii na świecie wynosi 

około 6% (rys. 2). 

wegiel 

kamienny 

26% 

ropa 

naftowa 37% 

gaz ziemny 

22% energia 

jadrowa 7% 

biomasa 6% 

energia 

wodna 2% 


Rys. 2. Zużycie surowców energetycznych na świecie [%]. 

Rys. 2. Zużycie surowców energetycznych na świecie [%] 

Fig. 2. …………………………………………………….. 

Fig. 2. Worldwide consumption of main power resources 


W Polsce szansą dla rozwoju energetyki opartej na alternatywnych zasobach energii 

W Polsce szansą dla rozwoju energetyki opartej na alternatywnych zasobach energii 

jest biomasa użyta przede wszystkim jako paliwo stałe do produkcji energii cieplnej i elektrycznej 

oraz użyta paliw przede płynnych wszystkim w transporcie jako paliwo (bioetanol, stałe biodiesel). do produkcji Jest to szansa energii dla cieplnej wyko- 

i 

jest biomasa 

rzystania potencjału obszarów rolniczych mogących zagospodarować również grunty odłogowane 

oraz zanieczyszczone. 

paliw płynnych w transporcie (bioetanol, biodiesel). Jest to szansa dla 

elektrycznej 

W Polsce występuje wiele gruntów odłogowanych nadających się pod zalesienie 

wykorzystania 

bądź założenie 

potencjału 

plantacji 

obszarów 

roślin energetycznych. 

rolniczych mogących 

Powierzchnia 

zagospodarować 

terenów odłogowych 

również 

wynosi 

grunty 

1,4 mln ha, co stanowi 11% powierzchni gruntów ornych [Jasiulewicz 2007]. 

odłogowane oraz zanieczyszczone. 

W Polsce występuje wiele gruntów odłogowanych nadających się pod zalesienie bądź 

2. Rzepak 

założenie plantacji roślin energetycznych. Powierzchnia terenów odłogowych wynosi 1,4 mln 

Rzepak dotychczas wykorzystywany był przede wszystkim jako surowiec do produkcji 

ha, co oleju stanowi jadalnego, 11% powierzchni może jednak gruntów również ornych zostać [Jasiulewicz przetworzony 2007]. i służyć jako potencjalne źródło 

energii odnawialnej. Szczególnie nadaje się do produkcji estrów kwasów tłuszczowych, 

2. RZEPAK 

z których wytwarza się biopaliwa. Biopaliwa rzepakowe znajdują szerokie zastosowanie 

Rzepak jako paliwa dotychczas samochodowe wykorzystywany oraz biokomponenty był przede paliwowe. wszystkim Wartość jako surowiec opałowa estrów do produkcji kwasów 

tłuszczowych wytworzonych z rzepaku wynosi 37 MJ·kg -1 , a zatem jest niewiele mniejsza 

jadalnego, od wartości może opałowej jednakrównież benzyny (43,5 zostać MJ·kg przetworzony -1 ) oraz oleju i napędowego służyć jako (42,4 potencjalne MJ·kg -1 ). źródło Nie 

oleju 

tylko nasiona rzepaku stanowią surowiec energetyczny, również słoma rzepakowa może 

energii być odnawialnej. wykorzystana Szczególnie jako źródło energii nadaje odnawialnej. się do produkcji Jej wartość estrów opałowa kwasów (12 MJ·kg tłuszczowych, 

-1 ) wynosi 

około 30–40 % wartości opałowej węgla kamiennego. Słoma może być rozdrobniona i for- 

z których wytwarza się biopaliwa. Biopaliwa rzepakowe znajdują szerokie zastosowanie jako 

paliwa 142 samochodowe oraz biokomoponenty paliwowe. Wartość opałowa estrów kwasów


mowana w postaci różnej wielkości bel oraz brykietów. Jest to surowiec zawierający niską 

ilość siarki (0,05–0,12 %) w porównaniu z węglem kamiennym (1–2%); [Tys i in. 2003]. 

Rzepak jest rośliną o dużych wymaganiach glebowych. Wyłącznie na glebach dobrych 

oraz bardzo dobrych można uzyskać wysokie plony. Są to gleby kompleksów pszennych 

bardzo dobrych i dobrych. Charakteryzuje je wysoka kultura rolna, żyzność, zasobność 

w próchnicę oraz wapń. Na glebach słabych rzepak daje proporcjonalnie niższe plony. Nie 

toleruje gleb piaszczystych o kwaśnym odczynie (zalecane pH gleby 

>6), zniszczonej strukturze, 

ubogich w próchnicę i składniki mineralne oraz zachwaszczonych [Tys i in. 2003]. 

Rzepak jest jednak uprawą obciążającą środowisko, wymagającą intensywnego nawożenia 

i stosowania środka ochrony roślin w celu uzyskania wysokich plonów z hektara. Na wytworzenie 

3,5 tony plonu rzepaku z hektara, na glebach o średniej zasobności, potrzebne jest 

odpowiednio 180 kg K 2 

O, 120 kg P 2 

O 5 

, 30 kg Mg oraz 70 kg S [Budzyński 2004]. 

Brassica napus, mimo, że zazwyczaj uprawiany jest ze względu na oleiste nasiona, wykazuje 

również potencjalną wartość w procesie fitoremediacji gleb zanieczyszczonych selenem 

[Baňuelos 1997]. Badano toksyczny wpływ selenu na wzrost, rozmnażanie i produkcję 

biomasy rzepaku. Tylko 60% z roślin uprawianych na glebie zanieczyszczonej selenem wykiełkowało. 

Brassica napus traktowany selenem osiąga niższy wzrost w porównaniu z kontrolą. 

Wykazano również zredukowane tempo powstawania kwiatów oraz nasion. Ilość wyprodukowanej 

suchej masy liści przez Brassica napus na glebie zanieczyszczonej selenem 

jest znacząco wyższa od uzyskanej z kontroli [Euliss, Carmichael 2004]. Brassica napus 

może również być zastosowany do fitoremediacji selenu z osadu ściekowego. Rzepak również 

wykorzystywany jest w metodzie fitodegradacji, wytwarzając peroksydazę niezbędną 

w procesie degradacji 2,4-dichlorofenolu (2,4-DCP). Wysoką zdolność rozkładu 2,4-dichlorofenolu 

(93–95 %) wykazano w szerokim zakresie pH od 3 do 9 [Agostini i in. 2003]. Zauważono 

istotną rolę korzeni roślin w mikrobiologicznej biodegradacji organicznych zanieczyszczeń, 

takich jak linearny alkilobenzenosulfonian (LAS). Bez okrywy roślinnej proces 

ten się wydłuża [Mortensen i in. 2001]. 

3. Wierzba energetyczna 

Wierzba energetyczna jest określana mianem „drzewa szybkiej rotacji”, dzięki szybkiemu 

wzrostowi w początkowej fazie rozwoju oraz możliwości rozmnażania się wegetatywnie 

przez sadzonki i pędy możliwy jest zbiór biomasy w kilku cyklach. Szacowany plon może 

osiągać nawet do 20 t/ha. Energetyczne wykorzystanie biomasy cieszy się zainteresowaniem 

wśród plantatorów oraz producentów energii pochodzącej ze źródeł odnawialnych. 

Pozyskana biomasa może być użyta do wytworzenia energii cieplnej dzięki zastosowaniu 

zrębków wierzbowych w lokalnych ciepłowniach bądź też ulec przetworzeniu do postaci 

granulatu drzewnego. Istnieje również możliwość współspalania biomasy wierzbowej 

143


z miałem węglowym. Biomasę wierzbową można również zastosować jako paliwo stałe. 

Zaobserwowano wyraźną korelację pomiędzy wzrostem wartości opałowej biomasy wraz 

ze spadkiem wilgotności drewna wierzbowego. Dosuszanie jest jednak procesem wysoce 

energochłonnym i kosztownym, jednak niezbędnym w celu uzyskania brykietów lub granulatów 

zł opałowych (wilgotność [Kościk 50–55 2003]. %) do Wykazano 170 zł za również, tonę (wilgotność że spalanie brykietów poniżej paliwowych 10%) [Jasiulewicz nie 

się od 70 

powoduje nadmiernego wzrostu emisji CO 2 

, SO 2 

, NO x 

, zanieczyszczeń organicznych i innych 

szkodliwych substancji do środowiska [Robak i in. 2005]. Wilgotność biomasy wpływa 

2007]. 

w konsekwencji na ostateczną cenę surowca, kształtując się od 70 zł (wilgotność 50–55 %) 

do 170 zł za tonę (wilgotność poniżej 10%); [Jasiulewicz 2007]. 

Warto Wartość opaowa opałowa GJ·tona GJ/ton 

-1 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

17,8 

15,5 

13,3 

11 

8,8 

6,53 

10 20 30 40 50 60 

Wilgotność biomasy wierzbowej w % 

Wilgotno biomasy wierzbowej w % 

wartość opałowa 

Źródło: The Centre for Biomass Technology 2001. 

Rys. 3. Wartość opałowa wierzby energetycznej z zależności od wilgotności [GJ/tonę] 

Fig. 3. Rys. ………………………………………………………………………………….. 

3. Wartość opałowa wierzby energetycznej z zależności od wilgotności [GJ·tona -1 ] 

Fig. 3. Power value of energy willow in relation to its moisture content [GJ·ton -1 ] 

Źródło: The Centre for Biomass Technology 2001. 

Zakładanie plantacji wierzby zaczyna się od wyboru i przygotowania stanowiska. Wierzba 

wymaga plantacji gleb od III wierzby do IV klasy zaczyna bonitacyjnej. się od Odczyn wyboru gleby i przeznaczonej przygotowania pod stanowiska. 

uprawę 

Zakładanie 

powinien mieścić się w zakresie pH 5,5–6,5. Nie powinien być zbyt niski, gdyż przy pH poniżej 

wymaga 5,5 dochodzi gleb od do zaburzeń III do IV we klasy wzroście bonitacyjnej. [Grabiński i Odczyn in. 2006]. gleby Wierzby przeznaczonej są roślinami pod 

Wierzba 

wodolubnymi i najefektywniej rozwijają się na obrzeżach cieków wodnych oraz na terenach 

uprawę powinien mieścić się w zakresie pH 5,5–6,5. Nie powinien być zbyt niski, gdyż przy 

podmokłych. Dostateczne uwilgotnienie gruntu, charakteryzuje dość wysoki i ustabilizowany 

poziom wód gruntowych (1–1,5 m) i stanowi główną podstawę sukcesu uprawy wierzby. 

pH poniżej 5,5 dochodzi do zaburzeń we wzroście [Grabiński i in. 2006]. Wierzby są 

Odpowiednio wysokie opady roczne, wynoszące około 600 mm oraz umiarkowana temperatura 

wodolubnymi w okresie intensywnego i najefektywniej wzrostu rozwijają (czerwiec–sierpień) się na obrzeżach pozwolą cieków na uzyskanie wodnych dużych oraz na 

roślinami 

przyrostów biomasy. Gleby zabagnione, ulegające okresowym zalewom (powyżej 10 dni), 

terenach podmokłych. Dostateczne uwilgotnienie gruntu, charakteryzuje dość wysoki i 

144 

ustabilizowany poziom wód gruntowych (1–1,5 m) i stanowi główną podstawę sukcesu


nie nadają się do zakładania plantacji wierzby. Zaburzone są wtedy procesy oddechowe 

rośliny i większość wierzb wypada z plantacji. Uprawa wierzby energetycznej prowadzi do 

osuszenia terenu, stanowi, zatem zagrożenie dla pogłębiającego się obecnie deficytu wody 

w Polsce. Istotny jest, zatem wybór odpowiedniego gruntu pod uprawę wierzby energetycznej, 

tak aby zminimalizować zagrożenia wynikające z drenażu takiego terenu. 

Wierzba jest gatunkiem zalecanym w procesie fitoremediacji. Przydatnym do usuwania 

metali ciężkich oraz innych toksycznych związków z obszarów chemicznie zdegradowanych. 

Dzięki ponadprzeciętnym zdolnościom do akumulacji substancji szkodliwych oraz 

ich degradacji, wierzba może być posadzona w formie pasów ochronnych wokół zakładów 

przemysłowych, składowisk odpadów oraz wzdłuż autostrad. Salix cinerea oraz Salix alba 

są bardzo tolerancyjne na długotrwały stres wywołany wysoką zawartością kadmu w glebie. 

Dzięki masywnym korzeniom sięgającym głęboko w strukturę gleby, wysoką i szybką 

zdolnością do regeneracji nadziemnych części oraz dużą ilością wyprodukowanej biomasy 

wierzby są wykorzystywane w fitoekstrakcji [Šottnĭkovă i in. 2003]. Tereny zanieczyszczone 

cyjankiem żelaza można zrekultywować używając takich odmian jak Salix babylonica L., 

Salix matsudana Koisz x Salix alba. Wszystkie wymienione klony wierzby były zdolne do 

pobrania cyjanku żelaza z roztworu glebowego, transportu wewnątrz rośliny oraz jego rozkładu 

[Ebbs i in. 2003, Xiao-Zhang Yu i in. 2006]. 

Istnieje możliwość nawożenia wierzby osadami ściekowymi. Wiele klonów wierzby wykazuje 

selektywność w pobieraniu metali ciężkich, takich jak Ni, Cu, Cd, Zn oraz kumulacji 

ich w biomasie. Procesy mineralizacji a następnie humifikacji osadu ściekowego zanieczyszczonego 

metalami ciężkimi zaczynają proces glebotwórczy. Utworzone agregaty glebowe 

polepszają właściwości fizykochemiczne podłoża. Wierzba energetyczna jest również stosowana 

do fitoremediacji gleb zanieczyszczonych 90 Sr oraz 137 Cs [Vandenhove i in. 2004]. 

4. Ślazowiec pensylwański 

Ślazowiec pensylwański (Sida hermaphrodita Rusby) jest rośliną dwuliścienną będącą 

potencjalnym źródłem biomasy wykorzystywanej w celach zwiększenia udziału energii odnawialnej 

w bilansie energii pierwotnej. Energetyczny sposób użytkowania dotyczy zdrewniałych 

łodyg oraz w mniejszym stopniu masy liściowej. Łodygi można przetworzyć na brykiety 

oraz palety, formy liściaste służą natomiast do produkcji biogazu [Gradziuk 2002]. 

Uzyskaną biomasę można spalać bezpośrednio przez sprasowanie masy bądź uzyskanie 

zrębków, a także współspalać oraz zgazować. Wartość opałową szacuje się na około 

15 MJ·kg -1 . Wilgotność biomasy ślazowca pensylwańskiego podczas zbioru wynosi około 

16–23% i może być regulowana terminem zbioru. Uzyskanie biomasy o niskiej zawartości 

wody wymaga zastosowania zimowego terminu zbioru. Pozwala to na ograniczenie kosztów 

transportu oraz nie wymaga energochłonnego procesu dosuszania surowca. Wielkość 

145


plonu suchej masy ślazowca pensylwańskiego jest zaledwie o 1,5 tony mniejsza od plonu 

wierzby [Borkowska, Styk 2006]. 

Ślazowiec pensylwański ma niewielkie wymagania glebowe. Można go uprawiać na 

wszystkich typach gleb, włączając grunty piaszczyste V klasy bonitacyjnej pod warunkiem 

dostatecznego uwilgotnienia. Głęboki system korzeniowy czyni go odpornym na okresowe 

susze. Uprawiany jest również na gruntach odłogowanych, słabych oraz zdegradowanych. 

Reprodukcja wegetatywna jest korzystniejsza niż wysiew nasion, ponieważ przyspiesza 

rozwój i wzrost roślin, zapobiega rozprzestrzenianiu się chwastów na plantacji w pierwszym 

roku jej założenia. Obserwowany jest również większy procent roślin ukorzeniających się 

w podłożu [Grabiński i in. 2006]. 

Sida hermaphrodita Rusby jest gatunkiem odpornym na wiele chemicznych zanieczyszczeń 

gruntu. Głęboki system korzeniowy zdolny jest do penetracji podłoża oraz akumulacji 

toksycznych związków. Dzięki tej właściwości ślazowiec może być uprawiany na terenach 

zdegradowanych, takich jak składowiska osadów ściekowych oraz komunalnych, a także 

na terenach w pobliżu zakładów przemysłowych. Możliwość wykorzystania biomasy ślazowca 

pensylwańskiego uzyskanej z terenów chemicznie zdegradowanych na cele energetyczne 

pokazuje znaczenie i wartość tej uprawy w Polsce. Charakteryzuje go zdolność 

gromadzenia w swych tkankach metali ciężkich. W warunkach ekstremalnych, nie wykazuje 

istotnych zaburzeń w rozwoju oraz akumuluje w swojej biomasie znaczne ilości Fe, Zn, Ni, 

Cu, Cr, Cd, Mn, Pb. Sposób rozmnażania ślazowca pensylwańskiego wpływa na różnorodność 

pobierania przez niego niektórych metali ciężkich. Większą zawartość żelaza, cynku, 

niklu, manganu, ołowiu i kobaltu wykazano w tkankach Sida hermaphrodita Rusby pochodzących 

z sadzonek korzeniowych [Borkowska, Styk 2006]. 

5. Trawy z rodzaju Miskanthus 

Trawy wieloletnie należące do typu C-4 fotosyntezy charakteryzuje intensywna produkcja 

biomasy oszacowana na 30 t·ha -1 dla miskanta olbrzymiego oraz nieco mniejsza dochodząca 

do 20 t·ha -1 dla miskanta cukrowego. Trawy te zyskują coraz większe uznanie wśród 

plantatorów, ponieważ są gatunkami oszczędnie gospodarującymi zasobami wodnymi. Ze 

względu na długość eksploatacji plantacji około 17 lat, wysokie plony z hektara oraz niskie 

koszty produkcji. Trawy z rodzaju Miscanthus są wyjątkowo cennymi gatunkami wykorzystywanymi 

w sektorze energetycznym. Użytkowanie traw wieloletnich z rodzaju Miscanthus 

na cele energetyczne stanowi interesujące zagadnienie nurtujące wielu naukowców. Kaloryczność 

surowca energetycznego z Miscanthus sacchariflorus jest porównywalna z wartością 

energetyczną drewna opałowego i wynosi ponad 19 MJ·kg -1 [Kościk 2003]. Podobną 

wartością opałową oszacowaną na poziomie 17 MJ·kg -1 charakteryzuje się miskant chiński 

– Miscanthus sinensis [Jeżowski 1999]. 

146


Miskant olbrzymi ma niewielkie wymagania, co do jakości i żyzności gleby. Może być 

uprawiany na piaskach z niskim poziomem wilgotności należących do IVa – IVb klasy bonitacyjnej. 

Do wysokiego plonowania potrzebuje około 700 mm opadów w trakcie sezonu 

wegetacyjnego, a także gleby bogatej w substancje próchniczne. Toleruje odczyn gleby 

od kwaśnego do zasadowego (pH 5,5–7,5). Żywotność plantacji mogą obniżyć zimowe 

przymrozki powodujące poważne uszkodzenia. Miskant cukrowy natomiast preferuje gleby 

lekkie, zasobne w próchnicę oraz składniki pokarmowe o umiarkowanej wilgotności. 

Na glebach suchych osiąga niski plon biomasy, charakteryzuje go jednak wysoka odporność 

na niskie temperatury [Kościk, Kalita 1999, Majtkowski 2007]. Optymalny termin 

zbioru przypada na luty lub marzec. Obserwujemy wówczas spadek wilgotności surowca, 

co w znaczny sposób ułatwia mechanizację, transport oraz przechowywanie biomasy. 

Dzięki temu, że grunt jest w okresie zimowym zamarznięty, zapobiega się uszkodzeniom 

pnączy podziemnych przez mechaniczny zbiór biomasy. Jest to jednak okres, w którym 

występują silne wiatry oraz duże dobowe temperatury. W wyniku częstego łamania łodyg 

oraz opadania liści dochodzi do znacznego spadku ilości wytworzonych plonów. Biorąc 

pod uwagę niesprzyjające czynniki klimatyczne w okresie zimowym, zbiór miskanta można 

przeprowadzić w październiku, uzyskując wówczas większą ilość biomasy [Kalembasa 

i in. 2004]. 

Zawartość metali ciężkich w popiele Miscanthus sinensis potwierdza, że może być wykorzystany 

w technologii fitoremediacji. W analizowanym popiele największy udział w bilansie 

metali ciężkich miał Zn (0,375 %), a najmniejszy Cr (0,006 %). Wykorzystywanie pewnych 

gatunków roślin do remediacji gleb zanieczyszczonych Cd oraz Cr można uważać za 

efektywność procesu bądź metody. Wyselekcjonowane hiperakumulatory powinny rosnąć 

na zdegradowanym chemicznie gruncie oraz wykazywać zdolność ekstrakcji metali ciężkich 

z podłoża. Zawartość Cd i Cr pobranego przez korzenie miskantusa zależy od ich zawartości 

w glebie, natomiast transport do łodyg i liści jest regulowany przez zawartość metali 

w korzeniu, tempo transpiracji oraz inne fizjologiczne bariery rośliny [Haag-Kerwer i in. 

1999; Varga i in. 1999]. Niekorzystne właściwości fizyczne i chemiczne, takie jak wysokie 

zasolenie lub obecność metali ciężkich uniemożliwiają rozwój życia biologicznego. Przykładem 

takich obszarów są tereny poeksploatacyjne siarki wydobywanej metodą otworową 

bądź też hałdy odpadów pogórniczych. Miscanthus sacchariflorus należy do traw, które 

można uprawiać na zwałowisku odpadów karbońskich, tj. zanieczyszczonym terenie o silnie 

kwaśnym podłożu. Potrafi przetrwać w tym ekstremalnym środowisku przez wiele lat, 

przy zastosowaniu wyłącznie niskiego i nieregularnego nawożenia. Pomimo, że obserwujemy 

spadek jego żywotności objawiający się zahamowanym wzrostem oraz obniżeniem 

zdolności do rozprzestrzeniania, zachowuje wszystkie cechy dekoracyjne i użytkowe [Łyszczarz 

2003]. Miskant cukrowy stosuje się do remediacji wapna poflotacyjnego. Osiąga wówczas 

wymiary od 77 do 136,9 cm i rozrasta się szybko aklimatyzując do nowych warunków 

[Klimont 2004]. 

147



Wprowadzenie szaty roślinnej na grunty zdegradowane pozwala na biologiczną rekultywację 

terenu. Zanieczyszczone bywają gleby o wysokiej wartości bonitacyjnej, na których 

nie powinno się uprawiać roślin przeznaczonych na cele konsumpcyjne. Gleby takie doskonale 

nadają się pod uprawę roślin energetycznych. Podczas wzrostu akumulują zanieczyszczenia, 

głównie w częściach wegetatywnych, a najmniej w nasionach stanowiących substrat 

do produkcji biopaliw. Zbiór tych roślin pozwala na usunięcie zanieczyszczeń z gleby w procesie 

zwanym fitoremediacją. Spalając wegetatywne nadziemne części roślin uzyskujemy 

dodatkowe źródło energii odnawialnej. Najniższą wartość kaloryczną około 15 MJ·kg -1 ma 

ślazowiec pensylwański, natomiast najwyższą wartość opałową uzyskujemy z estrów kwasów 

tłuszczowych wytworzonych z rzepaku oszacowaną na poziomie 37 MJ·kg -1 . Wartość 

kaloryczna wierzby energetycznej oraz traw z rodzaju Miscanthus kształtuje się na podobnym 

poziomie powyżej 17 MJ·kg -1 . Warunkiem sukcesu plantacji energetycznej jest dobór 

właściwej odmiany, klonu lub genotypu do danego stanowiska oraz znajomość zabiegów 

agrotechnicznych niezbędnych podczas prac polowych. Gleby o ustabilizowanym i wysokim 

poziomie wód gruntowych oraz leżące w pobliżu wód stojących i płynących można wykorzystać 

pod uprawę wierzby energetycznej. Suchsze i uboższe siedliska mogą być przeznaczone 

dla ślazowca pensylwańskiego oraz traw z rodzaju Miscanthus. Rzepak wymaga gleb 

żyznych o najwyższej klasie bonitacyjnej. Warto również pamiętać, że uprawy energetyczne 

powinny zawierać jak najwięcej gatunków dostosowanych do zmiennych warunków klimatyczno-glebowych. 

Pozwoli to na zachowanie bioróżnorodności oraz ograniczy występowanie 

chorób i szkodników w monokulturze. Wyżej wymienione rośliny mogą być zastosowane 

do fitoremediacji. Wierzba energetyczna, ślazowiec pensylwański oraz trawy z rodzaju Miscanthus 

oczyszczają chemicznie zdegradowane tereny, m.in. z takich metali ciężkich, jak 

Ni, Zn, Cu, Cr, Mn, Pb. Wierzba energetyczna dodatkowo używana jest w remediacji gleb 

zanieczyszczonych cyjankiem żelaza i potasu oraz 90 Sr i 137 Cs. Rzepak natomiast jest znanym 

fitoremediatorem selenu, kadmu, cynku oraz linearnego alkilobenzenosulfonianu. Pozostawiają 

one obszar o odbudowanej strukturze biologicznej nadający się pod uprawę innych 

roślin. Wykorzystanie terenów zdegradowanych do produkcji biomasy w celach energetycznych 

wydaje się, zatem uzasadnionym i przyszłościowym kierunkiem działalności. 


Agostini E., Coniglio S. M., Milrad R. S., Tigier A. H., Giulietti M. A. 2003. Phytoremediation 

of 2,4-dichlorophenol by Brassica napus hairy root cultures. Biotechnol. 

Appl. Biochem. 37: 139–144. 

148


Baňuelos G. S., Ajwa H. A., Mackey L. L., Wu C., Cook S., Akohoue S. 1997. 

Evaluation of different plant species used for phytoremediation of high soil selenium. 

J. Environ. Qual. 26: 639–46. 

Borkowska H., Jackowska L., Piotrowski J., Styk B. 2001. Suitability of cultivation 

of some perennial plant species on sewage sludge. Polish Journal of Environmental 

Studies. 10/5: 379–381. 

Bocheński I. C. 2007. Parametry jakościowe produktów z biomasy do spalania. Materiały 

konferencyjne „Biomasa dla elektroenergetyki i ciepłownictwa – szanse i problemy”. 

Wieś jutra, Warszawa: 43–50. 

Borkowska H., Styk B. 2006. Ślazowiec pensylwański (Sida hermaphrodita Rusby) 

uprawa i wykorzystanie. Wydawnictwo A R, Lublin. 

Budzyński W. 2004. Agrotechniczne uwarunkowania produkcji rzepaku ozimego. W: G. Milewski 

(red.) Rzepak – poradnik dla producentów. Biznes Press Sp. z o.o., Warszawa. 

Burken J. G., Schnoor J. L. 1997. Uptake and metabolism of atrazine by popular trees. 

Environ. Sci. Technol. 31: 1399–406. 

Burken J. G., Schnoor J. L. 1999. Distribution and volatilisation of organic 

compounds following uptake by hybrid popular trees. Int. J. Phytoremediat. 

1: 139–51. 

Dushenkov V., Kumar P. B. A. N., Motto H., Raskin I. 1995. Rhizofiltration: the use 

of plants to remove heavy metals from aqucous streams. Environ. Sci. Technol. 29: 

1239–45. 

Ebbs S., Bushey J., Poston S., Kosma D., Samiotakis M., Dzombak D. 2003. 

Transport and metabolism of free cyanide and iron cyanide complex by willow. Plant, 

Cell and Environment. 26: 1467–1478. 

Euliss W. K., Carmichael S. J. 2004. The effects of selenium accumulation in hydroponically 

grown canola (Brassica napus). Journal of Young Investigators. 10/1. 

Gosh M., Singh S. P. 1995. A review on phytoremediation of heavy metals and utilization 

of its byproducts. Applied Ecology and Environmental research. 3/1: 1–18. 

Grabiński J., Księżak J., Nieróbca P., Szeleżniak. 2006. Uprawa wierzby wiciowej 

i ślazowca pensylwańskiego na cele energetyczne. Wydawnictwo IUNG-PIB, Puławy. 

Gradziuk P., Grzybek A., Kowalczyk K., Kościk B. 2002. Biopaliwa. Wydawnictwo 

„Wieś Jutra”, Warszawa. 

Haag-Kerwer A., Schäfer H. J., Heiss S., Walter C., Rausch T. 1999. Cadmium 

exposure in Brassica juncea causes a decline in transpiration rate and leaf expansion 

without effect on photosynthesis. J. Exp. Bot. 50: 1827–1835. 

International Energy Administration: International Energy Outlook 2002. 

Jasiulewicz M. 2007. Wykorzystanie gruntów odłogowych do produkcji biomasy 

i stworzenie lokalnych centrów energetycznych. Materiały konferencyjne „Biomasa dla 

elektroenergetyki i ciepłownictwa-szanse i problemy”. Wieś jutra, Warszawa: 122–132. 

149


Jeżowski S. 1999. Miskant chiński (Miscanthus sinensis (Thunb.) Andersson)-źródło odnawialnych 

i ekologicznych surowców dla Polski. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk 

Rolniczych. 468: 159–166. 

Kalembasa D., Malinowska E., Jaremko D., Jeżowski S. 2004. Wpływ nawożenia 

NPK na strukturę plonu traw Miscanthus sp. Biuletyn Instytutu Hodowli I Aklimatyzacji 

Roślin. 234: 205–211. 

Klimont K. 2004. Przydatność wybranych gatunków roślin użytkowych do rekultywacji terenów 

zdewastowanych. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych. 497: 673–684. 

Kościk B. 2003. Rośliny energetyczne. Wydawnictwo Akademii Rolniczej, Lublin. 

Kościk B., Kalita E. 1999. Stan i perspektywy uprawy roślin alternatywnych na Zamojszczyźnie. 

Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych. 468: 47–62. 

Kumar P. B. A. N., Dushenkov V., Motto H., Raskin I. 1995. Phytoextraction: the use 

of plants to remove heavy metals from soils. Environ. Sci. Technol. 29: 1232–8. 

Łyszczarz J. 2003. Żywotność Miscanthus sacchariflorus w siedlisku trudnym. Biuletyn 

Inst. H. i A. Rośl. 225: 399–403. 

Majtkowski W. 2007. Rośliny energetyczne na paliwo stałe. Materiały konferencyjne „Biomasa 

dla elektroenergetyki i ciepłownictwa – szanse i problemy”. Wieś jutra, Warszawa: 69–75. 

Mortensen G. K., Egsgaard H., Ambus P., Jensen E. S., Gron C. 2001. Influence 

of plant growth on degradation of linear alkylobenzene sulfonate in sludge-amended 

soil. J. Environ. Qual. 30: 1266–1270. 

Robak J., Ociepka W., Kopczyński M. 2005. Problemy techniczne wytwarzania 

i właściwości brykietów z węgla i biomasy. Materiały konferencyjne „Popioły 

z energetyki”. EKOTECH Sp. z. o. o., Sopot: 297–309. 

Salt D. E., Smith R. D., Raskin I. 1998. Phytoremediation. Ann. Rev. Plant Physiol. Plant 

Molec. Biol. 49: 643–668. 

Smith R. A. H. Bradshaw A. D. 1972. Stabilization of toxic mine wastes by the use of tolerant 

plant populations. Trans. Inst. Min. Metall. Sect. A. 81: 230–7. 

Šottnĭkovă A., Lunăčkovă L., Masarovičovă E., Lux A., Streško V. 2003. 

Changes in the rooting and growth of willows and populars induced by cadmium. Biologia 

Plantarum. 46 (1): 129–131. 

The Centre for Biomass Technology 2001. 

Tys J., Piekarski W., Jackowska J., Kaczor A., Zając G., Starobrat P. 2003. 

Technologiczne i ekonomiczne uwarunkowania produkcji biopaliw z rzepaku. Acta Agrophysica 

PAN. 99: 7–35, 87–89, 118–119, 132–133. 

Vandenhove H., Goor F., Timofeyev S., Grebenkov A., Thiry Y. 2004. Short rotation 

coppice as altrnative land use for Chernobyl-contaminated areas of Belarus. International 

Journal of Phytoremediation. 6/2: 139–156. 

Varga A., Garacinuňo Martinez R. M., Záray G., Fodor F. 1999. Investigation of effects 

of cadmium, lead, nickel and vanadium contamination on the uptake and transport pro- 

150


cesses in cucumber plants by TXRF spectrometry. Spectrochim. Acta B. 54: 1455–1462. 

Xiao-Zhang Y., Pu-Hua Z., Yong-Miao Y. 2006. The potential for phytoremediation of 

iron cyanide complex by willows. Ecotoxicology. 15/5: 1573–3017. 

Żmuda K. 2007. Szanse dla plantatorów buraka cukrowego wynikające z krajowej i europejskiej 

polityki energetycznej (EPE). Materiały konferencyjne “Alternatywne wykorzystanie 

buraka cukrowego w świetle reformy rynku cukru”. Wieś jutra, Warszawa: 38–45. 

151


Jacek Sosnowski, Joanna Jodełka, Roman Kolczarek, 

Jolanta Jankowska 

OCENA TOKSYCZNEGO DZIAŁANIA JONÓW ŻELAZA (Fe 2+ ) 

NA POCZĄTKOWY WZROST TRIFOLIUM PRATENSE L. 

I MEDICAGO SATIVA SP. MEDIA 

THE evaluation OF the Toxic performance IONS (Fe 2+ ) 

ON THE BEGINING GRAVING OF TRIFOLIUM PRATENSE L. 

AND MEDICAGO SATIVA SP. MEDIA 

Słowa kluczowe: żelazo, energia kiełkowania, zdolność kiełkowania, Trifolium pratense L, 

Medicago sativa sp. media. 

Key words: iron, the energy germination, the ability of germination, Trifolium pratense L, 

Medicago sativa sp. media. 

Because the microelements play the important part in physiological processes of plants, 

the qualification of the optimum range of content individual microelements in the soil solution 

is very significant. That is why in the work the analyses of the influence of the concentration 

of ions Fe 2+ , on the basic parameters of germination of two species of plants from family Fabaceae: 

Trifolium pratense L. and Medicago sativa sp. media were executed. In this aim 

in the laboratory experience in especially prepared sets with use of crystallizer was sowed 

suitably 50 and 30 seeds in previously prepared solutions with the concentration: 0,008; 

0,016; 0,024 mol Fe 2+·dm-3 . The estimation of energy and the ability of germination of the 

seeds were executed suitably after 4 and 10 days from the date of the foundation of the experience. 

Then, after 21 days from the date of the experience foundation was done the measurement 

of seedlings and the length of the above – and underground parts of plants. The 

increased concentration of ions Fe 2+ in the solution, significantly influenced the limitation of 

the value of energy and the ability of germination of studied seeds. In the case of red clover 

Mgr inż. Jacek Sosnowski, dr inż. Joanna Jodełka, dr inż. Roman Kolczarek, dr inż. Jolanta 

Jankowska – Instytut Agronomii, Akademia Podlaska w Siedlach. 

152

Ocena toksycznego działania jonów żelaza (Fe 2+ ) na początkowy wzrost Trifolium pratense L... 

both parameters researches the highest value for the use of the solution with the concentration 

0,008 mol Fe 2+·dm -3 . 


Jak wskazują badania [Oades 1963, Grzegorczyk i in. 2000, Deska i in. 2002], żelazo 

odgrywa ważną rolę w procesach początkowego wzrostu i rozwoju roślin. 

W roślinach pierwiastek ten występuje głównie w porfirynach pełniących funkcję enzymów, 

do których zaliczamy cytochromy i ferredoksynę [Mengel 1995]. Związki te katalizują procesy 

fotochemiczne tj. pochłanianiem energii świetlnej. Energia ta zaabsorbowana przez 

chlorofil zostaje następnie wykorzystywana do wytwarzania wiązań chemicznych nowo powstających 

w roślinie związków wysokoenergetycznych zwanych w skrócie NADPH i ATP. 

Organami komórkowymi prowadzącymi tego tupu reakcje są chloroplasty i mitochondria 

[Mengel 1995, Miller i in. 1995]. 

Należy także podkreślić, że żelazo stymuluje również procesy syntezy chlorofilu w komórkach 

roślinnych, uczestniczy w redukcji azotanów i wiązaniu wolnego azotu oraz aktywizuje 

metabolizm kwasów nukleinowych [Brown, Jolley 1989]. 

Pod względem fizjologicznym istotnym procesem jest wchłanianie i przyswajanie żelaza. 

Pierwiastek ten występuje w formie utlenionej, trójwartościowej – Fe 3+ i zredukowanej, 

dwuwartościowej – Fe 2+ . Forma utleniona jest słabo rozpuszczalna w wodzie, 

a więc praktycznie niedostępna dla roślin. Natomiast jon Fe 2+ , podobnie jak inne metale 

ciężkie, nie przenika swobodnie błon komórkowych. Dopiero w formach chelatowych 

przenikanie Fe 2+ przez błony komórkowe roślin staje się możliwe [Ruszkowska, Wojcieska- 

-Wyskupajtys 1996]. Ponadto należy dodać, że na równowagę procesów enzymatycznych 

w komórkach roślinnych wpływa także antagonistyczne oddziaływanie innych pierwiastków 

w stosunku do żelaza. Przede wszystkim istotny jest stosunek Fe:Mn, który powinien wynosić 

1,5:1,0 aby pobieranie Fe 2+ z roztworu glebowego nie było zahamowane [Kabata-Pendias, 

Pendias 1993]. 

Żelazo z pewnością jest mikroelementem niezbędnym do prawidłowego funkcjonowania 

organizmów roślinnych [Ruszkowska, Wojcieska-Wyskupajtys 1996, Grzegorczyk 

i in. 2000]. Jego zawartość w roślinach jest bardzo zróżnicowana. Grzegorczyk i in. [2000] 

podają, że w bobowatych ilość tego pierwiastka w suchej masie waha się w granicach od 

151 do 229 mg·kg -1 . Kostuch [1982] natomiast, dla żelaza za optymalną dopuszczalną 

normę zawartości w suchej masie paszy roślinnej podaje zakres od 250 do 400 mg·kg -1 . 

Wielu autorów uważa [Falkowski i in. 1990, Ciećko, Nowak 1992, Warda 1992, Czyż i in. 

2000], że pobranie żelaza przez rośliny jest uwarunkowane przede wszystkim od jej gatunku 

i fazy rozwojowej, a także naturalnej zasobności gleby w ten pierwiastki i jej odczynu. 

Im niższa wartość pH gleby, tym większa dostępność form przyswajalnych żelaza. 

153

Jacek Sosnowski, Joanna Jodełka, Roman Kolczarek, Jolanta Jankowska 

Rośliny bardzo intensywnie reagują na niedobór żelaza [Suchorska-Orłowska, Maciejewska 

2000, Antoszkiewicz 2007]. Według Ruszkowskiej i Wojciesko-Wyskupajtys [1996], 

typowym jego objawem jest chloroza liści, stanowiąca efekt zaburzeń wielu procesów fizjologicznych, 

które w skrajnych przypadkach prowadzą do nekrozy i obumierania liści. Istotne, 

zatem wydaje się określenie zakresu zawartości poszczególnych mikropierwiastków 

w roztworze glebowym, zwłaszcza takich jak jony żelaza (II), będących składnikami pokarmowymi 

roślin. 

Dlatego też, celem pracy jest określenie wpływu stężenia jonów Fe 2+ na kiełkowanie 

dwóch gatunków roślin z rodziny Fabaceae o potencjalnie różnych wymaganiach siedliskowych 

i dużej przydatności do uprawy na gruntach ornych i zakładania użytków zielonych 

z przeznaczeniem na pasze. 


Dwuczynnikowe doświadczenie laboratoryjne założono w Katedrze Łąkarstwa i Kształtowania 

Terenów Zieleni, w układzie losowanych podbloków w czterech powtórzeniach 

z obiektem kontrolnym (woda destylowana). Pierwszym czynnikiem badawczym był gatunek 

rośliny testowej, drugim – stężenie jonów Fe 2+ w roztworze. Testowanymi roślinami były 

dwa gatunki z rodziny Fabaceae: koniczyna czerwona Trifolium pratense L. i lucerna mieszańcowa 

Medicago sativa sp. media. Do wykonania roztworu o stężeniach: 0,008; 0,016; 

0,024 mol·Fe 2+·dm-3 użyto siarczanu (VI) żelaza (II). 

Nasiona koniczyny łąkowej i lucerny mieszańcowej w liczbie 100 sztuk wysiano w specjalnie 

przygotowane zestawy z wykorzystaniem krystalizatorów o pojemności 800 ml. Kiełkowanie 

przeprowadzono w świetle dziennym i temperaturze około 22°C. Opierając się na 

Międzynarodowych Przepisach Oceny Nasion opublikowanych przez Instytut Hodowli i Aklimatyzacji 

Roślin [1999] oceny energii i zdolności kiełkowania nasion badanych gatunków 

dokonano odpowiednio po 4 i 10 dniach od daty założenia doświadczenia. Następnie po 21 

dniach od daty założenia doświadczenia dokonano pomiaru siewek, uwzględniając długość 

łodyżki i korzonka. 

Uzyskane wyniki poddano ocenie statystycznej, wykonując analizę wariancji dla doświadczeń 

dwuczynnikowych. Istotność zróżnicowania średnich weryfikowano testem Tukey’a 

przy poziomie istotności p≤ 0,05. 

3. WYNIKI I ICH OMÓWIENIE 

Podstawowym czynnikiem wpływającym zarówno na energię jak i zdolność kiełkowania 

roślin testowych (rys. 1 i 2) było stężenie jonów żelaza (II) w roztworze. Wraz ze wzrostem 

154


stężenia następowało zmniejszenie się obu tych wartości. Stwierdzono jednak odmienne 

reakcje poszczególnych gatunków na zawartość Fe 2+ w roztworze. 

100 

energia kiełkowania [%] 

80 

60 

40 

20 

0 

5,99 7,88 

kontrola 0,008 0,016 0,024 NIR 0,05 

steżęnie Fe 2+ [mol·dm -3 ] 

koniczyna łąkowa 

lucerna mieszańcowa 

mieszancowa 

Rys. 1. Wpływ zróżnicowanych stężeń Fe 2+ na energię kiełkowania Trifolium pratense L. 

i Medicago sativa sp. media 

Fig. 1. The influence of diverse concentrations Fe 2+ on the energy of germination Trifolium pratense 

L. and Medicago sativa sp. media 

W przypadku koniczyny łąkowej energia kiełkowania osiągnęła najwyższą wartość 

tj. 76% przy zastosowaniu roztworu o stężeniu 0,008 mol·Fe 2+ w 1 dm 3 i nie różniła się ona 

istotnie od wartości tego parametru uzyskanego na obiekcie kontrolnym. Natomiast dalszy 

wzrost stężenia tego mikroelementu powodował istotny spadek procentu skiełkowanych nasion 

(rys. 1). Z kolei lucerna mieszańcowa wykazywała wrażliwość na wzrost stężenia kationów 

w roztworze objawiający się statystycznie istotnym spadkiem energii kiełkowania we 

wszystkich obiektach doświadczalnych względem kontroli. 

Podobne zależności wystąpiły również przy ocenie zdolności kiełkowania (rys. 2). Najwyższe 

wartości tego parametru w przypadku lucerny mieszańcowej wystąpiły na obiektach 

kontrolnych. Z kolei rosnące stężenie jonów żelaza (II) w roztworze istotnie ograniczało 

zdolność kiełkowania nasion tego gatunku. Natomiast na obiektach z koniczyną czerwoną 

zdolność kiełkowania nasion osiągnęła istotnie najwyższą wartość w roztworze o stężeniu 

0,008 mol Fe 2+·dm-3 i kontroli. 

Liczne badania (Czyż i in. 2000, Deska, Jankowski 2001, Deska i in. 2002) potwierdzają 

dużą zmienność reakcji poszczególnych gatunków zbiorowisk trawiastych na występowanie 

w podłożu pierwiastków śladowych, wskazując na ich pozytywny wpływ w odniesieniu 

do energii i zdolności kiełkowania przy niewielkich stężeniach i toksyczne oddziaływaniu na 

kiełki przy ich nadmiarze. 

155


Poza oddziaływaniem jonów żelaza (II) na proces kiełkowania nasion badanych gatunków 

roślin, ważne jest także określenie wpływu różnych stężeń tego kationu w roztworze na 

ich początkowy wzrost i rozwój. 

Na podstawie przeprowadzonych badań stwierdzono, że zarówno długość łodyg, jak 

i korzonków roślin testowych, była odwrotnie proporcjonalna do zwiększającego się w roztworze 

stężenia Fe 2+ (rys. 3 i 4). 

zdolność kiełkowania [%] 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

5,7 8,8 

kontrola 0,008 0,016 0,024 NIR 0,05 


koniczyna łąkowa 

lucerna mieszańcowa 

Rys. 2. Wpływ zróżnicowanych stężeń Fe 2+ na zdolność kiełkowania Trifolium pratense L. 

i Medicago sativa sp. media 

Fig. 2. The influence of diverse concentrations Fe 2 + on the ability germination Trifolium pratense 

L. and Medicago sativa sp. media 

5 

długość [cm] 

4 

3 

2 

1 

0 

0,48 0,38 

kontrola 0,008 0,016 0,024 NIR 0,05 


długość łodyżki 

długość korzonka 

Rys. 3. Wpływ zróżnicowanych stężeń Fe 2+ na długość łodyżki i korzonka Trifolium 

pratense L. 

Fig. 3. The influence of diverse concentrations Fe 2+ on the length of seedling Trifolium 

pratense L. 

Jak pokazano na rysunku 3, największą długość łodyg i korzonków koniczyny 

łąkowej (łodyga – 4,2 cm, korzonek – 3,8 cm ) uzyskano na obiektach przy zastosowaniu 

156


najniższego stężenia (0,008 mol·Fe 2+·dm-3 ). Wartości te istotnie różniły się od długości siewek 

rosnących na kontroli i pozostałych obiektach z roztworem o wyższych stężeniach. 

Natomiast w przypadku lucerny mieszańcowej, długość siewek tj. długość łodyg i korzonków 

malała wraz ze wzrostem stężenia kationów żelaza (II) w roztworze (rys. 4). Najwyższe 

wartości badanych cech (łodyga – 4,24 cm, korzonek – 3,9 cm) uzyskano na obiektach 

kontrolnych, najniższe zaś przy zastosowaniu roztworu o stężeniu 0,024 mol· Fe 2+·dm-3 . 

5 

4 

długość [cm] 

3 

2 

1 

0 

0,68 

0,58 

kontrola 0,008 0,016 0,024 NIR 0,05 


długość łodyżki 

długość korzonka 

Rys. 4. Wpływ zróżnicowanych stężeń Fe 2+ na długość łodyżki i korzonka Medicago sativa sp. 

media 

Fig. 4. The influence of diverse concentrations Fe 2+ on the length of seedling Medicago sativa 

sp. media 

4. WNIOSKI 

1. Wzrost stężenia jonów żelaza (II) w roztworze istotnie ograniczał wartości podstawowych 

parametrów kiełkowania nasion (energii i zdolności kiełkowania) i wielkość siewek 

badanych roślin (koniczyny czerwonej – Trifolium pratense L. i lucerny mieszańcowej 

– Medicago sativa sp. media). 

2. Najwyższą wartość podstawowych parametrów kiełkowania nasion testowanych roślin 

uzyskano na obiektach kontrolnych (woda destylowana) i przy zastosowaniu roztworu 

o stężeniu 0,008 mol Fe 2+·dm-3 . 

3. Długość siewek koniczyny łąkowej była największa na obiektach z roztworem o najniższym 

stężeniu (0,008 mol Fe 2+·dm-3 ) i różniła się istotnie do wartości uzyskanych na 

kontroli i pozostałych obiektach badawczych. 

4. Najdłuższe łodygi i korzonki lucerna mieszańcowa wykształciła na obiektach kontrolnych, 

najniższe zaś przy zastosowaniu roztworu o stężeniu 0,024 mol Fe 2+·dm -3 . Wzrost stężenia 

w roztworze jonów żelaza (II) istotnie ograniczał rozwój siewek w odniesieniu do kontroli. 

157



Antoszkiewicz J. 2007: Wpływ mieszanek popiołowo-osadowych i popiołowo-torfowych 

na plon mieszanek traw z komonicą zwyczajną i zawartością wybranych pierwiastków 

w mieszańce. Acta Sci. Pol., 6(3): 61–72. 

Brown J.C., Jolley V.D. 1989. Plant metabolic responses to iron-deficiency stress. Bioscience, 

39, 546–551. 

Ciećko Z., Nowak G. 1992: Działanie popiołu z węgla kamiennego na akumulację manganu 

w glebie i roślinach uprawnych. Mat. VII Symp. „Mikroelementy w rolnictwie” Wrocław: 

114–117. 

Czyż H., Niedźwiedzki E., Trzaskoś M. 2000. Kształtowanie się zawartości mikroelementów 

w runi łąkowej w okolicy elektrowni „Dolna Odra”. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 

z. 471, cz. II: 677–683. 

Deska J., Jankowski. 2001. Wpływ stężenia jonów glinu (Al 3+ ) na początkowy wzrost 

i rozwój Dactylis glomerata i Festuca pratensis. Pam. Puł. z 125: 92–96. 

Deska J., Jankowski K., Pala J. 2002. Wpływ stężenia jonów żelaza Fe 2+ na początkowy 

wzrost Dactylis glomerata i Festuca pratensis. Zesz. Nauk. AP, seria: Rolnictwo, nr 62: 91–95. 

Falkowski M., Kukułka I., Kozłowski S. 1990. Właściwości chemiczne roślin łąkowych. 

Wyd. AR Poznań: 109. 

Grzegorczyk S., Alberski J., Bernatowicz T. 2000: Zawartość cynku, miedzi, 

manganu i żelaza w Lathyrus pratensis L., Vicia cracca L., Trifolium regens L. Zesz. 

Prob. Post. Nauk Rol. z. 471, cz. II: 711–718. 

Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993: Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, 

Warszawa: 291– 298. 

Kostuch R. 1982. Przemienne użytki zielone. PWR i L Warszawa: 48–49. 

Oades J. M. 1963. The nature and distribution of iron compounds in soils. Soil and fertilizer 

26: 69–80. 

Mengel K. 1995. Irion anailability in plant tissues iron chlorosis on calcareous soils. W: Abadia 

J.m [ed.]: Iron nutrition in soils and plants. Kluver Acad. Publ., Netherlands: 389–397. 

Miller G. W., Huang I. J., Welking G. W. 1995. Function of iron in plants with special emphasis 

on chloroplasts and photosynthetic activity. W: Abadia J.m [ed.]: Iron nutrition in 

soils and plants. Kluver Acad. Publ., Netherlands: 19–28. 

Ruszkowska M., Wojcieska-Wyskupajtys U. 1996. Mikroelementy – fizjologiczne i ekologiczne 

aspekty ich niedoborów i nadmiarów. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol., z. 434: 1–11. 

Swaileh K. M., Hussein R. M., Abu-Elhaj S. 2007. Assessment of Heavy Metal Contamination 

in Roadside Surface Soil and Vegetation form West Bank. Journal of Hazardous 

Materials: 43–46. 

Warda M. 1992. Zawartość B, Cu, Mn, Fe, i Co w niektórych gatunkach traw i roślin dwuliściennych. 

Mat. VII Symp. „Mikroelementy w rolnictwie” Wrocław: 328–330. 

158


Jolanta Jankowska, Grażyna Anna Ciepiela, Kazimierz Jankowski 

WPŁYW REKULTERA NA POCZĄTKOWY WZROST I ROZWÓJ 

WYBRANYCH GATUNKÓW TRAW 

INFLUENCE OF „RECULTER” ON THE GROWING AND DEVELOPING 

OF SOME GRASSES SPECIES 

Słowa kluczowe : rekulter, węgiel brunatny, trawy, zdolność kiełkowania. 

Key words: „reculter”, brown coal, grasses, germination ability. 

The aim of this work was estimation the influence of Reculter on the growing and developing 

of some grasses species. In this investigation three grass species were tested: Lolium 

multiflorum, Dactylis glomerata, Festuca pratensis. 

Additionally were tested four Reculter doses (0, 20, 40, 60 t/ha organic matter). It was 

studed the germination energy, germination ability and the length of the seedlings. 

The data from this experiment showed that increasing of the Reculter doses caused decreasing 

of germination energy as well as germination ability. I compare to control object, 

the length pf the seedlings were longer undepended on the Reculter dose. So, this kind of 

material can be used for improving the yield of meadow as well as for land recultivation. 


Zmiany zachodzące w rolnictwie zmierzają do ograniczenia stosowania wysokich dawek 

nawozów mineralnych i zastąpienie ich nawozami organicznymi lub organicznoomineralnymi. 

Nawozy mineralne stosowane w rolnictwie, naruszają równowagę jonową gleby, 

powodują eutrofizację wód i skażenie płodów rolnych, a więc narusząją warunki ekologiczne. 

Stąd poszukiwanie nowych źródeł nawozów zapewniających jednocześnie stały wzrost 

żyzności gleby z zachowaniem jej walorów ekologicznych [Maciejewska 1995]. 

Dr inż. Jolanta Jankowska, dr hab. Grażyna Anna Ciepiela, prof. nadzw. w Akademii 

Podlaskiej, prof. dr hab. Kazimierz Jankowski – Akademia Podlaska, Instytut Agronomii 

w Siedlcach. 

159


Obok tradycyjnych nawozów organicznych coraz większe znaczenie mają niekonwencjonalne 

źródła materii organicznej, w tym węgiel brunatny. 

Zainteresowanie rolniczym wykorzystaniem węgla brunatnego sięga pierwszej połowy 

poprzedniego stulecia, jednak dopiero w ostatnich latach nabierają szczególnego znaczenia 

[Kalembasa, Tengler, 2004; Kalembasa, Wysokiński, 2004, Maciejewska, 2003]. Wynika 

to z rozwoju technologii otrzymywania różnego rodzaju nawozów na bazie węgla brunatnego, 

który ma duży potencjał ochronny przed zanieczyszczeniami wód i roślin [Maciejewska 

1993, Tujaka, Trelak, 2005]. 

Węgiel brunatny spełnia warunki stawiane „idealnym podłożom”, jest bowiem wolny 

od patogenów oraz przy odpowiednim uziarnieniu ma dużą pojemność wodną całkowitą 

i kapilarną, a także porowatość [Nowosielski 1995]. Bardzo istotną zaletą węgla brunatnego 

jako podłoża i nawozu jest jego trwałość, odporność na rozkład mikrobiologiczny [Suchodolska-Orłowska 

1996]. 

Węgiel brunatny odpowiednio rozdrobniony (miał o średnicy poniżej 2 mm) może być 

wykorzystany do trwałej poprawy jakości gleb i ich rekultywacji [Grzebisz 1999]. Taki nawóz 

wzbogacony w torf wysoki, wapno, fosfor i niewielkie ilości azotu [N] i potasu [K] był z powodzeniem 

wykorzystany do rekultywacji zbiorników Silów i strefy ochronnej huty Głogów, 

a także do poprawy jakości gleb piaszczystych dawnych województw – warszawskiego 

i ostrołęckiego. Stosowany był pod nazwą Komplet R [Maciejewska 1993]. 

W końcu lat osiemdziesiątych produkcję tego typu nawozu pod nazwą Rekulter rozpoczęła 

na potrzeby krajowe kopalnia Węgla Brunatnego w Koninie. Rekulter w 90% składa 

się z węgla brunatnego. Nawóz ten w dawce 100 m 3 wymieszany z 20 cm warstwą uprawną 

gleby powoduje wzrost pojemności wodnej polowej o 200% oraz wzrost zawartości w jednym 

litrze gleby: – wapnia o 200 mg, magnezu – 30 mg, azotu – 100 mg, fosforu – 50 mg, 

potasu – 50 mg, siarki [SO 4 

] – 40 mg [Nowosielski 1995]. 

Celem prezentowanej pracy było w związku z tym określenie wpływu nawożenia różnymi 

dawkami węgla brunatnego, na początkowy wzrost i rozwój wybranych gatunków traw nadających 

się zarówno do uprawy polowej jak i rekultywacji: kupkówki pospolitej (Dactylis glomerata), 

życicy wielokwiatowej (Lolium multiflorum) oraz kostrzewy łąkowej (Festuca pratensis). 

2. PRZYDATNOŚĆ NAWOZOWA WĘGLA BRUNATNEGO 

W Polsce występują znaczne zasoby węgla brunatnego – cennego surowca energetycznego, 

którego wykorzystanie powinno być celem strategicznym polskiej gospodarki. 

Złoża węgla brunatnego występują głównie w środkowej i północno–zachodniej Polsce 

[Bielikowski 1995]. 

Właściwości fizykochemiczne i wygląd węgla brunatnego mogą się znacznie różnić. 

Węgiel brunatny ma barwę od żółto brunatnej do czarnej, przeważa jednak barwa ciemno- 

160

Wpływ rekultera na początkowy wzrost i rozwój wybranych gatunków traw 

brunatna. Na podstawie właściwości fizykochemicznych [Maciejewska 2003] wyróżnia się 

następujące rodzaje węgla brunatnego : 

1) węgle ksylitowe (z języka greckiego ksylon – drewno) zwane też ligninami, charakteryzujące 

się dobrze zachowaną strukturą drewna; 

2) węgle miękkie, o przełomie nie błyszczącym, do których zaliczamy węgle łupkowe 

i ziarniste; konsystencja tych ostatnich jest podobna do konsystencji gleby i czasami 

przypomina wyglądem wilgotną glebę lub stary torf; 

3) węgle twarde, do których zalicza się węgle matowe i błyszczące, mające dużą zawartość 

węgla pierwiastkowego i dużą wytrzymałość mechaniczną, o właściwościach zbliżonych 

do węgli kamiennych; przełom ich jest matowy o barwie brunatnej lub błyszczącej 

czarnej, te ostatnie mają przełom kostkowy lub muszlowy; w przypadku przełomu 

muszlowego o czarnej barwie, przypominają one swoim wyglądem pak węglowy i stąd 

niektórzy nazywają je także węglami pakowymi; węgle twarde w przeciwieństwie do 

węgli miękkich, nie barwią przy dotknięciu. 

Wśród krajowych trzeciorzędowych węgli brunatnych wyróżnia się z punktu widzenia 

technologicznego węgle energetyczne, brykietowe, ekstrakcyjne i zasolone [Bielikowski 

1995]. 

Ze względu na obecność substancji o właściwościach zbliżonych do substancji próchniczych 

gleby, do nawożenia można w zasadzie wykorzystać wszystkie odmiany węgla brunatnego, 

takie jak: węgle ziemiste, ksylitowe, węgle twarde matowe, błyszczące, pakowe, 

łupkowe. Najodpowiedniejszą z nich okazała się odmiana ziemista, którą charakteryzuje 

wysoka zawartość kwasów huminowych. Występuje ona we wszystkich krajowych złożach 

węgla brunatnego [Maciejewska 2003]. 

W Polsce występują zasadniczo dwie odmiany węgla brunatnego: węgiel ziemisty i węgle 

ksylitowe. Poszczególne złoża bogatej w kwasy huminowe odmiany ziemistej są zróżnicowane 

głównie ze względu na zawartość i rodzaj substancji mineralnej. Substancja organiczna, 

pomimo pewnego zróżnicowania w poszczególnych złożach, wykazuje podobne 

cechy, co umożliwia wykorzystanie tych węgli jako standardowego surowca do otrzymywania 

nawozów. Ksylitowa odmiana węgla brunatnego, chociaż nieco uboższa w kwasy huminowe, 

poddana odpowiednim procesom obróbki termicznej – utlenianiu, hydrolizie, amonifikacji 

itp. może być również cennym surowcem do otrzymywania nawozów. Duże zasoby 

węgla brunatnego, rozmieszczone w wielu regionach kraju, umożliwiają jego szersze niż 

dotychczas wykorzystanie jako nawozu. Dobrze rozwinięty przemysł nawozów mineralnych 

stwarza warunki do ich zastosowania w różnych kombinacjach z węglem brunatnym w postaci 

nawozów wieloskładnikowych o podwyższonej efektywności działania [Kalembasa, 

Tengler 1992]. 

Głównym składnikiem węgli brunatnych są wielocząstkowe, bezpostaciowe kwasy huminowe, 

bardzo pożądane w próchnicy glebowej. Zawartość tych kwasów wynosi 70%. 

Obecność kwasów huminowych nadaje węglowi brunatnemu właściwości zbliżone do sub- 

161


stancji próchnicznych gleby. Przydatność nawozu wynika głównie z możliwości wzbogacenia 

gleby w związki próchnicze. Kwasy huminowe zawarte w węglu brunatnym zbudowane 

są głównie z węgla, wodoru i tlenu oraz niewielkich ilości azotu i siarki. Podstawowymi 

elementami struktury kwasów huminowych są pierścienie aromatyczne typu benzenu i pirydyny, 

pierścienie alicykliczne, łańcuchy alimfatyczne, mostki i grupy funkcyjne [Maciejewska 

1993]. 

Do składników grupowych węgla brunatnego należą kwasy huminowe hymatmetanowe, 

fulwowe, bituminy itp. Spośród składników grupowych najlepiej poznane zostały kwasy 

huminowe, które mają największe znaczenie [Kalembasa, Tengler 1992]. 

Głównym składnikiem węgli brunatnych są wielocząsteczkowe, polifunkcyjne bezpostaciowe 

kwasy organiczne określone nazwą kwasów huminowych oraz ich sole zwane huminami. 

Zawartość ich w węglu brunatnym wynosi 70%, a niekiedy nawet do 90% [Maciejewska, 

Grzebisz 1995]. 

Kwasy huminowe zbudowane są głównie z węgla, wodoru i tlenu oraz niewielkich ilości 

azotu i siarki. Zawartość węgla waha się w granicach 57–70%, wodoru 3,3–6,2%, tlenu 

24–33%. Azot występuje zazwyczaj w ilościach poniżej 3%, wyjątkowo do 5%, zawartość 

siarki z reguły nie przekracza 2%, chociaż w kwasach huminowych pochodzących z węgli 

o wysokiej zawartości siarki może dochodzić do 10% [Kwiatkowska i in. 2005]. 

Jedną z cech kwasów huminowych są ich właściwości koloidalne. Wśród nich 

szczególnie ważna jest zdolność wchłaniania wilgoci, którą to właściwość posiadają 

kwasy huminowe wyodrębnione z paliw oraz zawarte pierwotnie w węglu lub glebie 

[Maciejewska 1995]. 

Żywienie roślin we współczesnym rolnictwie oparte jest głównie na nawozach mineralnych. 

Jednak nawozy te, obok dodatniego wpływu na plonowanie roślin mogą powodować 

niekorzystne zmiany w składzie chemicznym roślin i właściwościach gleby, zwłaszcza 

przy wysokich dawkach nawozów. Stosowanie materii organicznej może przeciwdziałać 

tym niepożądanym skutkom. Stąd propozycje wykorzystania do nawożenia i poprawy właściwości 

gleby i zdewastowanych gruntów, niekonwencjonalnych form substancji organicznej. 

Jedną z takich form może być węgiel brunatny [Maciejewska, Kwiatkowska 2000, 

Maciejewska, Kwiatkowska 2001]. Dlatego podejmowane były próby wykorzystania samego 

węgla brunatnego jako komponentu w połączeniu z nawozami mineralnymi czy 

przemysłowymi produktami odpadowymi, np. Komplet S, Komplet RUNO i inne [Maciejewska, 

Grzebisz 1995]. 

Kopalnia Węgla Brunatnego w Koninie podjęła próbę produkcji nawozów organiczno-mineralnych 

według koncepcji opracowanej przez Nowosielskiego. Surowcami do 

produkcji tych nawozów są: pył węglowy, popiół z brykietowni po spaleniu węgla brunatnego, 

wapno magnezowo-tlenkowe, nawozy jednoskładnikowe (mocznik lub siarczan 

amonu, superfosfat pojedynczy, sól potasowa) oraz inne dodatki. Nawozy te są źródłem 

składników pokarmowych dla roślin, mogą także korzystnie wpływać na niektóre wła- 

162


ściwości fizykochemiczne gleb. Do nawozów tych należy Plonofoska W, Plonofoska J 

i „Rekulter”. Plonofoska W przeznaczona jest do przedwegetacyjnego stosowania wiosną 

pod rośliny warzywnicze, sadownicze i inne. Z kolei Plonofoska J przeznaczona jest 

do przedwegetacyjnego stosowania jesienią pod oziminy oraz wiosną pod rośliny motylkowe 

[Curyło, Jasiewicz 1995]. Natomiast „Rekulter” przeznaczony jest do poprawy fizykochemicznych 

właściwości gleb o wadliwych cechach oraz rekultywacji gruntów i gleb 

zdewastowanych. 

3. MATERIAŁ I METODY BADAŃ 

Energię i zdolność kiełkowania nasion: kupkówki pospolitej, życicy wielokwiatowej, kostrzewy 

łąkowej badano w oparciu o różne kombinacje nawozowe z węglem brunatnym 

(tab.1). Doświadczenie w warunkach laboratoryjnych założono w czterech powtórzeniach 

z uwzględnieniem następujących kombinacji : 

1) piasek „0”, 

2) piasek + 20 t s.o. Rekultera (8,5 g/płytka), 

3) piasek + 40 t s.o. Rekultera (17,0 g/płytka), 

4) piasek + 60 t s.o. Rekultera (25,5 g/płytka). 

Na podłożu doświadczalnym w krystalizatorach umieszczono po 100 sztuk nasion traw 

danego gatunku. Doświadczenie prowadzono w warunkach kontrolowanej wilgotności. 

Tabela 1. Czas, po którym obliczano energię i zdolność kiełkowania roślin 

Table 1. Period when the ability and energy of plant germination was calculated 

Gatunek roślin 

Liczba dni 

Energia kiełkowania 

Zdolność kiełkowania 

Życica wielokwiatowa 5 14 

Kupkówka pospolita 7 21 

Kostrzewa łąkowa 7 14 

W doświadczeniu prowadzono również pomiary długości rozwijających się siewek traw 

po trzech tygodniach od oceny zdolności kiełkowania. Pomiary te prowadzono na 10 losowo 

wybranych roślinach z każdego powtórzenia. 

Uzyskane wyniki opracowano statystycznie za pomocą analizy wariancji. Najmniejsze 

istotne różnice obliczono korzystając z testu Tukey przy poziomie istotności P≤0,05. 

Średnie w kolumnach oznaczone tymi samymi literami stanowią grupy jednorodne przy 

P≤0,05. 

163


4. OMÓWIENIE WYNIKÓW BADAŃ 

W pracy porównano wartość nawozową Rekultera i obornika. 

Tabela 2. Skład chemiczny Rekultera w porównaniu do obornika (%) 

Table 2. Chemical composition of „Reculter” in compare to farmyard manure 

Oznaczany element Jednostka Rekulter Obornik 

Masa organiczna % 85 77 

N % s.m. 0,15 2,57 

P % s.m. 0,20 0,50 

K % s.m. 0,15 1,76 

Mg % s.m. 1,00 0,47 

Ca % s.m. 3,00 1,49 

Cu ppm 2,50 37 

Objaśnienie: s.m. – sucha masa. 

Na podstawie analizy porównawczej Rekultera i obornika (tab. 2) stwierdzono, że zawartość 

masy organicznej w Rekulterze była o 10% wyższa niż w oborniku. Zawartości azotu 

[N] i fosforu [P] w oborniku są znacznie wyższe niż w Rekulterze. Zawartość potasu [K] 

w oborniku jest dziesięciokrotnie wyższa, natomiast zawartość magnezu [Mg] i wapnia [Ca] 

w Rekulterze dwukrotnie przewyższa zawartości w oborniku. Z kolei zawartość miedzi jest 

dużo wyższa w oborniku. Energia kiełkowania określa zdolność nasion do szybkiego kiełkowania. 

Badanie wpływu wielkości dawek Rekultera na energię kiełkowania nasion traw 

(tab. 3.) wykazało, że była ona częściowo zależna od gatunku rośliny. 

Tabela 3. Energia kiełkowania poszczególnych gatunków traw (%) w zależności od wpływu zróżnicowanej 

dawki Rekultera 

Table 3. 

Germination energy (in %) of some grass species in depend on different „Reculter” dose 

Dawka nawozu 

w t s.o. /ha 

Życica wielokwiatowa Kupkówka pospolita Kostrzewa łąkowa 

0 36,50 abc 37,00 ab 70,25 a 

20 42,00 ab 30,25 abc 67,50 a 

40 27,50 acd 26,00 bc 44,00 b 

60 23,25 cd 14,50 d 38,75 b 

Objaśnienia: s.o. – substancja organiczna, a, b, c, d oznaczenia próbek badanych. 

Energia kiełkowania kostrzewy łąkowej zmniejszała się w miarę zwiększającej się dawki 

nawozu i wynosiła odpowiednio 67,50% przy 20 t s.o., a przy 60 t s.o. – 38,75%. Analiza 

statystyczna wykazała istotne różnice między kombinacją 20 t s.o., a 40 i 60 t s.o. 

Wzrastające dawki nawozu powodują spadek energii kiełkowania kupkówki pospolitej 

z 30,25% przy 20 t s.o. do 14,50% przy dawce 60 t s.o. wykazując istotne różnice między 

dawkami 20 t oraz 40 t s.o. a dawką najwyższą 60 t s.o. 

164


Energia kiełkowania życicy wielokwiatowej zmniejszyła się pod wpływem zwiększonych 

dawek nawozu z 42,00% przy 20 t s.o. do 23,25% przy dawce 60 t s.o. Statystycznie udowodniono 

istotne różnice w tej ocenie między kombinacją 20 t s.o. a 60 t s.o. Z powyższych 

danych wynika, że w porównaniu z kontrolą na zastosowany Rekulter najkorzystniej zareagowały 

nasiona życicy wielokwiatowej przy dawce 20 t s.o. 

Zdaniem Jankowskiego i in. [2005] ważnym parametrem w ocenie nasion jest zdolność 

kiełkowania. Określamy ją procentem nasion normalnie skiełkowanych w ciągu odpowiednio 

długiego okresu, tak obliczanego, aby wszystkie nasiona zdolne do kiełkowania zdążyły 

wykiełkować. 

Tabela 4. Zdolność kiełkowania poszczególnych gatunków traw (%) w zależności od kombinacji 

nawozowej 

Table 4. Germination ability (in %) of some grass species in depend on different fertilizer combination 

Dawka nawozu 

w t s.o. /ha 


0 46,00 a 64,74 ab 46,00 ab 

20 48,25 a 73,25 ab 36,75 abc 

40 33,50 b 61,50 abc 35,00 abc 

60 32,00 b 39,00 bc 26,50 bc 

Jak wynika z danych zawartych w tabeli 4, również zdolność kiełkowania życicy wielokwiatowej 

malała w miarę zwiększania dawek nawozowych z 48,25% przy 20 t s.o. do 

32,00% przy 60 t s.o. Analiza statystyczna wykazała istotne różnice między dawką 20 t s.o., 

a dawkami 40 t i 60 t s.o. 

Kupkówka pospolita pod wpływem zwiększających się dawek nawozu również traci 

zdolność kiełkowania, przy dawce 20 t s.o. wynosi ona 73,29%, a przy dawce 60 t s.o. 

39,00%. Różnice te nie były jednak istotne. Wzrastające dawki Rekultera powodowały również 

spadek zdolności kiełkowania nasion kostrzewy łąkowej z 36,75% przy dawce 20 t s.o. 

do 26,50% przy dawce 60 t s.o. Analiza statystyczna również nie wykazała istotnego wpływu 

dawki Rekultera na zdolność kiełkowania kostrzewy łąkowej. 

W badaniach wykazano, że zastosowane dawki Rekultera wpływały w sposób zróżnicowany 

na wartości zarówno energii, jak i zdolności kiełkowania badanych gatunków traw. 

Według Troczyńskiego i in.[1998] preparaty biostymulujące z węgla brunatnego mogą 

zwiększać zdolność kiełkowania, przyspieszać tworzenie systemów korzeniowych i przyrost 

biomasy siewek [Rode i in. 1993], jednak te same preparaty w zależności od zastosowanej 

dawki czy odmiany rośliny mogą działać jak inhibitory wzrostu i rozwoju roślin [Gonet 

i in 1993]. 

W porównaniu z kontrolą wyższą zdolność kiełkowania posiadały nasiona życicy wielokwiatowej 

i kupkówki pospolitej przy zastosowaniu 20 t/ha Rekultera, czyli dawki najniższej. 

165


Również w badaniach Troczyńskiego i in. [1998] stwierdzono, że najsilniejszy efekt elongacji 

korzeni jęczmienia nastąpił po zastosowaniu surowego węgla w dawce 5 g·kg -1 podłoża. 

Zwiększenie dawki do 10 g·kg -1 podłoża powodowało zmniejszenie korzystnego efektu wzrostu 

korzeni o około 50%. W badaniach tych wykazano, że modyfikowane węgle brunatne i węgiel 

dymnicowy, mogą działać w zależności od dawki stymulująco lub hamująco zarówno na 

rozwój systemu korzeniowego, jak i liści siewek jęczmienia. 

W prowadzonym doświadczeniu określono również długość siewek. Na podstawie przeprowadzonych 

pomiarów (tab. 5) zaobserwowano wyraźne różnice w długości rozwijających się 

pędów u kostrzewy łąkowej oraz nieznaczne u życicy wielokwiatowej i kupkówki pospolitej. 

Tabela 5. Długość siewek traw (w cm) w zależności od dawki Rekultera 

Table 5. Lenght of the grasses seedlings (in cm) in depend on „Reculter” dose 

Dawka nawozu 

w t s.o. /ha 


0 9,43 a 10,96 abc 5,78 a 

20 11,67 b 12,78 ab 17,90 b 

40 11,40 bd 11,49 abc 10,35 c 

60 10,64 abc 9,22 ac 9,40 c 

W przypadku życicy wielokwiatowej długość siewek (tab. 5) była generalnie na tym samym 

poziomie i wynosiła 11,67 cm przy dawce 20 t s.o., a przy dawce 60 t s.o. – 10,64 cm, 

co nie stanowiło istotnych różnic. 

Długość siewek kupkówki pospolitej w momencie pomiaru była nieznacznie zróżnicowana 

i zmniejszała się w miarę zwiększania dawki Rekultera z 12,78 przy dawce 20 t s.o. 

do 9,22 cm przy dawce 60 t s.o. Analiza statystyczna również nie wykazała istotnych różnic 

między kombinacjami nawozowymi. 

Wyraźnie odmienne wyniki uzyskano dla kostrzewy łąkowej. Zaobserwowano wyraźne 

różnice w długości siewek pod wpływem różnych dawek Rekultera. Długość siewek przy dawce 

20 t s.o. wynosiła 17,90 cm, a przy dawce 60 t s.o. – 9,40 cm. Analiza statystyczna wykazała 

istotne różnice jedynie między dawką najniższą 20 t s.o., a dawkami wyższymi 40 t i 60 t s.o. 

Uwzględniając zróżnicowane dawki Rekultera spośród badanych gatunków traw najdłuższe 

okazały się siewki kostrzewy łąkowej przy dawce 20 t s.o. – 17,90 cm, a najkrótsze 

kupkówki pospolitej 9,22 cm przy dawce 60 t s.o. 

Troczyński i in. [1998] dowiedli także, że wyciągi z węgla lubstowskiego otrzymane 

przez ekstrakcję wodą utlenioną okazały się toksyczne, bądź silnie hamowały wzrost siewek. 

Autorzy ci stwierdzili, że mogło to być spowodowane m.in. obecnością resztek utleniacza 

w roztworze oraz niekorzystnym odczynem preparatów. Z badań Nowosielskiego 

[1995] wynika, że węgiel brunatny ma odczyn słabo kwaśny pH 6 do 7 i bardzo niskie zasolenie 

0,2 g·dm -3 .Dlatego też w prowadzonych badaniach zarówno kwasowość, jak i zasolenie 

Rekultera nie powinny wpływać na pogorszenie badanych parametrów u tych traw. Bo- 

166


wiem w badaniach Maciejewskiej, Stępień [1998] wykazano, że na glebie wapnowanej przy 

zastosowaniu Rekultera nie otrzymano istotnych różnic w plonie kukurydzy. 

Zwiększające dawki Rekultera powodowały zmniejszanie się długości siewek wszystkich 

badanych gatunków traw. Podobnie w badaniach Maciejewskiej, Stępień [1998] przyrost 

plonu suchej masy kukurydzy był jedynie istotny po zastosowaniu najniższej dawki 

tego preparatu. Dalszy wzrost poziomu nawożenia nie wpływał już na plony kukurydzy. Stosunkowo 

niewielki wpływ węgla brunatnego na plony kukurydzy wynikał prawdopodobnie 

z tego, że węgiel brunatny był dodany do wazonu bezpośrednio przed siewem roślin i w niewielkim 

stopniu ulegał przemianom w glebie. 

W porównaniu z obiektem kontrolnym wszystkie dawki Rekultera powodowały wydłużenie 

siewek badanych traw, co wskazuje na pozytywną reakcję tych traw na zastosowany 

nawóz, jednak bardziej wskazane jest stosowanie niższych dawek Rekultera. 

5. WNIOSKI 

1. Zwiększenie dawek Rekultera z 20 t s.o. do 60 t s.o. powoduje wyraźne zmniejszanie 

energii kiełkowania i zdolności kiełkowania nasion wszystkich badanych gatunków traw. 

W porównaniu z obiektem kontrolnym korzystne efekty kiełkowania uzyskano u życicy 

wielokwiatowej i kupkówki pospolitej przy zastosowaniu tylko najniższej dawki Rekultera, 

co wskazuje na konieczność właściwego doboru gatunków traw i dawek Rekultera 

przy zagospodarowaniu terenów użyźnianych tym preparatem. 

2. Stwierdzona reakcja badanych nasion traw na wzrastające dawki Rekultera wskazuje 

na potrzebę wcześniejszego wprowadzenia tego substratu do gleby w celu przyspieszenia 

tempa rozkładu masy organicznej , co w efekcie może przyczynić się do wzrostu 

zarówno zdolności, jak i energii kiełkowania badanych nasion traw. 

3. Wszystkie badane gatunki traw wykształcały dłuższe siewki przy nawożeniu Rekulterem 

niż na obiekcie kontrolnym, co wskazuje na pozytywną rekcję na zastosowany substrat. 

Wynika to prawdopodobnie z większego już rozkładu masy organicznej niż w momencie 

pomiaru kiełkowania nasion. 

4. U wszystkich badanych gatunków traw wraz ze wzrostem dawek nawozowych następuje 

obniżanie długości siewek, chociaż wartości te i tak są wyższe w stosunku do otrzymanych 

na obiekcie kontrolnym. Świadczy to o zmniejszeniu efektywności nawożenia 

wyższymi dawkami Rekultera. Dlatego przy uprawie różnych gatunków traw powinny 

być polecane dawki do 40 t s.o./ha 

167



Bielikowski K. 1995. Zasoby i charakterystyka złóż węgla brunatnego na obszarze Polski. 

Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 422: 55–62. 

Curyło T., Jasiewicz Cz. 1995. Wartość nawozowa Polnofoski J i Plonofoski W wyprodukowanych 

na bazie węgla brunatnego przez KWB „Konin”. Zesz. Probl. Post. Nauk 

Roln. 422: 123–132. 

Gonet S., Dziamski a., Gonet E. 1993. Wpływ substancji humusowych na wzrost i rozwój 

sałaty . Zesz. Probl. Piost. Nauk Roln. 409:182–189. 

Grzebisz W., Maciejewska A. 1999. Effect of organic fertilizer made from brown coal on 

the absorbtion of hevay metals by sandy soil. Polish J., Soil Sci. XXXII/2:13–22. 

Kalembasa S., Tengler Sz. 1992. Wykorzystanie węgla brunatnego w nawożeniu. 

Wyd. WSRP Siedlce. 

Kalembasa S., Tengler Sz. 2004. Rola węgla brunatnego w nawożeniu i ochronie środowiska. 

Mon.53, wyd. AP w Siedlcach:174. 

Kalembasa S., Wysokiński A. 2004. Wpływ nawożenia kompostowanymi osadami 

ściekowymi z dodatkiem CaO lub popiołu z węgla brunatnego na skład chemiczny roślin. 

Ann. UMCS, Sec.E. LIX, 4: 1891–1897. 

Kwiatkowska J., Dębska B., Maciejewska A., Gonet S. 2005. Brown coal as the 

factor modifaing the properties of soil organic matter. Roczn. Glebozn. LVI (3/4):31–42. 

Jankowski K, Jodełka J, Ciepiela G, R. Kolczarek. 2005. Effect of different doses 

of compost “Dano“ on germination and sward growing in the meadow. Grassland Science 

in Europe. Volume 10: 244–246. 

Maciejewska A. 1993. Ekologiczne aspekty nawozu organiczno–mineralnego wytworzonego 

z węgla brunatnego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 44: 309–318. 

Maciejewska A., Grzebisz W. 1995. Wpływ preparatów z węgla brunatnego i torfu na 

kompleks sorbcyjny gleb piaszczystych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 442: 139–144. 

Maciejewska A. 1995. Ekologiczne aspekty wykorzystania węgla brunatnego do poprawy 

właściowści gleb piaszczystych użytkowanych rolniczo. Zesz. Probl. Post. Nauk 

Roln. 442: 67–75. 

Maciejewska A. 2003. Węgiel brunatny jako źródło materii organicznej w glebie. Substancje 

humusowe w glebach i nawozach. PTSH, Wrocław, rozdz. 4: 39–59. 

Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2000. Using of brown coal to enriching content of 

organic matter in soil. Thrid international Congres of The European Society for Soil 

Conservation „Man and the Thrid Millenium Valencia, Spain, Book of Abstracts: 248. 

Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2001.The influence of organic – mineral fertilizer 

obtained from brown coal on crop yields and K, Mg, Ca, contents in plants. Zesz. Probl. 

Piost. Nauk Roln. 480:281–289. 

168


Maciejewska A., Stępeń W.1998 Wpływ węgla brunatnego na niektóre właściwości 

gleby, plony roślin i ich jakość. Zesz. Probl. Piost. Nauk Roln. 455: 133–140. 

Nowosielski O.1995. Węgiel brunatny jako podloże i nawóz oraz surowiec do wytwarzania 

podłoży i nawozów. Zesz. Probl. Piost. Nauk Roln. 422: 87–93. 

Rode W., Alautdinowa R., Ekatierina L., Ryżkow O., Motowilowa L. 1993. Stimolatory 

rosta rastienij iż burych uglej. W Guminowye Wescestva w Biosfere Moskwa, 

Nauka: 162–166. 

Suchodolska–Orłowska A. 1996. Ocena wartości nawozowej węgla brunatnego i popiołu 

z kopalni i elektrowni w Koninie. Zesz. Nauk. AR Szczecin, 172(62): 483–489. 

Troczyński M., Gonet S., Dziamski A. 1998. Wpływ preparatów z węgli brunatnych na 

rozwój siewek jęczmienia i rzepaku. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 455: 163–171. 

Tujaka A., Trelak H 2005. Wpływ rekultera na skład chemiczny, plonowanie i przydatność 

rolniczą roślin uprawianych na glebach zanieczyszczonych Cd, Pb i Zn. Zesz. 

Probl. Post. Nauk Roln. 506: 497–505. 

169


Wojciech Mill, Tomasz Pecka, Adrian Schlama 

Ładunki krytyczne zakwaszenia i eutrofizacji 

oraz ocena potencjalnych zagrożeń wybranych 

ekosystemów lądowych Polski 

critical loads of acidity and eutrophication and 

assessment of potential risk to selected terrestrial 

ecosystems of Poland 

Słowa kluczowe: zakwaszenie, eutrofizacja, ładunki krytyczne, depozycja kwaśna, ochrona 

ekosystemów lądowych. 

Key words: acidification, eutrophication, critical loads, acid deposition, protection of terrestrial 

ecosystems. 

In response to the recommendation of the Working Group on Effects of the Convention 

on Long-Range Transboundary Air Pollution, the Polish national focal centre 

acting at the Institute of Environmental Protection, as well the other national centers 

subsidiary to the Group, has calculated and mapped critical loads of acidity and eutrophication 

based on recent methodological achievements and best available data. 

Furthermore, an assessment of the potential risk to selected terrestrial ecosystems of 

Poland from sulfur and nitrogen deposition reported by EMEP for the year 2005 has 

been carried out. The calculation results show that still 13.9% of the considered ecosystem 

area is under the acidification stress due to excess sulfur and nitrogen deposition 

and 46.8 % of this area is exposed to the risk of eutrophication because of excess 

deposition of nutrient nitrogen recorded in 2005. According to the expectation of the 

Working Group on Effects, the outcome of this study contributes to the intended revision 

of the Gothenburg Protocol. 

Dr hab. inż. Wojciech Mill –Instytut Ochrony Środowiska, Pracownia Modelowania 

Kompleksowego w Siemianowicach Śl., mgr Tomasz Pecka – Instytut Ochrony Środowiska, 

Pracownia Modelowania Kompleksowego w Siemianowicach Śl., mgr Adrian Schlama – 

Bytom. 

170

Ładunki krytyczne zakwaszenia i eutrofizacji oraz ocena potencjalnych zagrożeń... 


Grupa Robocza ds. Oddziaływań Konwencji w Sprawie Transgranicznego Zanieczyszczania 

Powietrza na Dalekie Odległości, w trakcie swojej 26 sesji zaakceptowała 

wniosek Grupy Zadaniowej Międzynarodowego Programu Współpracy w zakresie modelowania 

i kartowania poziomów i ładunków krytycznych (ICP Modelowania i Kartowania) 

o wykonanie na przełomie lat 2007/2008 aktualizacji ładunków krytycznych zakwaszenia 

i eutrofizacji, oraz przeprowadzenie przez krajowe centra koordynacyjne prac nad 

wyznaczeniem empirycznych ładunków krytycznych azotu pokarmowego. W rezultacie, 

Grupa Robocza ds. Oddziaływań poleciła Centrum Koordynacyjnemu ds. Oddziaływań 

(Coordination Centre for Effects – CCE) przeprowadzenie odpowiednich akcji. Działalność 

ta wpisuje się w toczący się program przeglądu wykonania postanowień Protokółu 

z Göteborga. 

W odpowiedzi na takie wezwanie, polskie centrum koordynacyjne ds. oddziaływań, 

działające przy Instytucie Ochrony Środowiska, dokonało aktualizacji map ładunków krytycznych 

zakwaszenia i eutrofizacji oraz ich przekroczeń, a także podjęło próbę aktualizacji 

doświadczalnych ładunków krytycznych azotu pokarmowego, w oparciu o najlepsze dostępne 

dane wejściowe, co było celem tej pracy. 

2. Metodyka wyznaczania ładunków krytycznych 

Metodyka wyznaczania ładunków krytycznych zakwaszenia i eutrofizacji rozwijana 

była od początku lat 90-tych zeszłego stulecia pod kierunkiem Grupy Roboczej ds. Oddziaływań. 

Ostatnie podsumowanie stanu wiedzy w tym zakresie zawiera dokument pt. 

„Manual on methodologies and criteria for modelling and mapping critical loads and levels 

and air pollution effects, risks and trends” wydany przez niemiecki Umweltbundesamt 

w 2004 r. [UBA, 2004]. Ta metodyka, zaadaptowana do warunków polskich, jest 

stosowana przez Instytut Ochrony Środowiska w ramach co dwuletnich aktualizacji wartości 

ładunków krytycznych zakwaszenia i eutrofizacji, zalecanych przez Centrum Koordynacyjne 

ds. Oddziaływań, działające przy instytucie RIVM w Bilthoven, Holandia. 

Ładunki krytyczne kwasowości i eutrofizacji, zgodnie z definicją, określają dopuszczalną 

wielkość depozycji związków siarki i azotu, poniżej której oddziaływanie tej depozycji 

nie jest szkodliwe dla struktury i funkcjonowania ekosystemów lądowych i wodnych. A więc 

jest to ilościowa miara wrażliwości tych ekosystemów na depozycję rozważanych zanieczyszczeń 

powietrza. W procesie zakwaszania ekosystemów naturalnych siarka i azot 

uwalniają się jednocześnie. A więc dla danego ekosystemu operuje się parami krytycznych 

ładunków (depozycji) siarki i azotu z wyjątkiem sytuacji skrajnych, w których rozważa 

171

Wielkości CL max (S), CL min (N) i CL max (N) są parametrami tzw. funkcji ładunków kry- 

2) N 

ładunków (depozycji) N i +N 

siarki u +N de – wtedy, po wyczerpaniu zapotrzebowania na wyej wymienione 

i azotu z wyjątkiem sytuacji skrajnych, w których rozważa się 

procesy, reszta azotu uczestniczy 

reakcję ekosystemu na samą 

Wojciech 

tylko depozycję 

Mill, w Tomasz zakwaszaniu 

siarki, 

Pecka, 

przy 

Adrian tak 

zerowej 

Schlama jak siarka. Z tego wynika, e mak- 

depozycji azotu i od- 

symalna krytyczna depozycja (adunek) azotu wynosi: 

wrotnie. W pierwszym przypadku otrzymuje się tzw. maksymalny ładunek krytyczny siarki 

CL max (S): 

się reakcję ekosystemu na samą tylko depozycję siarki, przy zerowej depozycji azotu i odwrotnie. 

W pierwszym przypadku otrzymuje się tzw. maksymalny ładunek krytyczny siarki 

CL max 

(S): 

gdzie: 

CL 

max 

CLmax 

S 

CLmax 

( N ) = CLmin 

( N ) + 

1− 

f de 

( S) 

BCdep 

+ BCw 

− BCu 

− ANCle( 

kryt) 

= (1) 

BC Drugi dep – przypadek, adunek Drugi kationów przypadek, zachodzący zasadowych zachodzący przy wyłącznej przy zawartych wyłącznej w depozycji pyach azotu, zdeponowanych azotu, rozważa się warunkowo: z warunko- 

atmosfery, 

wo: 

1) N dep 

≤ N i 

+N u 

+N de 

– wtedy całość deponowanego azotu jest zużywana w procesach unie- 

(3) 

(1) 

BC 1) w N– dep adunek ≤ N i +Nzasadowoci u de – wtedy wytwarzany całość deponowanego w procesie wietrzenia azotu jest mineraów zużywana glebowych, w procesach 

ruchamiania, poboru CL i denitryfikacji. Azot nie uczestniczy w procesie zakwaszania, a ładunek 

krytyczny azotu zapisujemy jako: 

(2) 

min 

( N) 

= N 

i 

+ N 

u 

+ N 

de 

BC unieruchamiania, u – adunek kationów poboru zasadowych i denitryfikacji. pobranych Azot nie przez uczestniczy roliny, w procesie zakwaszania, 

2) N dep ≥ N i +N u +N de – wtedy, po wyczerpaniu zapotrzebowania na wyżej wymienione 

a ładunek krytyczny azotu zapisujemy CL ( ) jako: 

(2) 

min 

N = N 

i 

+ N 

u 

+ N 

de 

(2) 

N 

procesy, u – adunek azotu pobranego przez rolin, 

reszta azotu uczestniczy w zakwaszaniu tak jak siarka. Z tego wynika, że maksymalna 

i – adunek krytyczna azotu zatrzymany depozycja (ładunek) w glebie w azotu formie wynosi: zwizków nierozpuszczalnych, 

2) 

2) 

N 

N dep dep 

≥ N i i 

+N u 

+N de 

– de – 

wtedy, 

wtedy, 

po wyczerpaniu 

po wyczerpaniu 

zapotrzebowania 

3 zapotrzebowania 

na wyżej wymienione 

na wyej 

procesy, 

reszta azotu uczestniczy w zakwaszaniu tak jak siarka. Z tego wynika, że maksy- 

wymienione 

N 

procesy, malna reszta krytyczna azotu depozycja uczestniczy (ładunek) w zakwaszaniu azotu wynosi: tak jak siarka. Z tego wynika, e maksymalna 

krytyczna depozycja ( )(adunek)( azotu CL 

N de – adunek azotu biorcy udzia w procesie denitryfikacji, 

(3) 

) wynosi: max 

( S) 

CLmax 

N = CLmin 

N + 

(3) 

1− 

f 

ANC de 

gdzie: le – adunek zasadowoci wyprowadzany z systemu z przesczem glebowym, 

gdzie: 

CL ( ) 

(3) 

BC max 

S 

dep 

– ładunek kationów zasadowych 

CLmax 

( N ) = 

zawartych 

CLmin 

( Nw ) 

pyłach 

+ 

zdeponowanych z atmosfery, 

C dep 

N le(acc) – ładunek – dopuszczalny BC w kationów – ładunek zasadowych adunek zasadowości azotu zawartych wytwarzany wy.mywanego w procesie pyłach ze strefy wietrzenia zdeponowanych 1− 

fkorzeniowej, 

minerałów z glebowych, atmosfery, 

gdzie: 

BC u 

– ładunek kationów zasadowych pobranych przez rośliny, 

C w 

f– de – ładunek wspóczynnik N u 

– ładunek 

zasadowości denitryfikacji azotu pobranego przez rośliny, 

wytwarzany w procesie wietrzenia minerałów glebowych, 

BC dep – adunek – ładunek kationów azotu zasadowych zatrzymany w zawartych glebie w formie w pyach związków zdeponowanych nierozpuszczalnych, z atmosfery, 

N i 

N 

C u – ładunek 

de 

– ładunek azotu biorący udział w procesie denitryfikacji, 

Wielkoci kationów CL max zasadowych (S), CL min (N) pobranych i CL max przez (N) s rośliny, parametrami tzw. funkcji adunków krytycznych. 

BC w – adunek ANC le 

– zasadowoci ładunek zasadowości wytwarzany wyprowadzany w procesie z systemu wietrzenia z przesączem mineraów glebowym, glebowych, 

N le(acc) 

– dopuszczalny ładunek azotu wymywanego ze strefy korzeniowej, 

u – ładunek fazotu BC u – adunek de 

– pobranego współczynnik przez denitryfikacji. roślin, 

kationów zasadowych pobranych przez roliny, 

Wielkości CL max 

(S), CL min 

(N) i CL max 

(N) są parametrami tzw. funkcji ładunków krytycznych. 

adunek krytyczny eutrofizacji definiuje si nastpujco: 

i – ładunek Ładunek azotu zatrzymany krytyczny eutrofizacji w glebie definiuje w formie się następująco: związków nierozpuszczalnych, 

N u – adunek azotu pobranego przez rolin, 

de – ładunek azotu biorący udział CL (4) 

nutw ( Nprocesie ) = N 

i 

+ denitryfikacji, 

N 

u 

+ N 

+ N 

le( 

acc ) 

(4) 

N i – adunek azotu zatrzymany w glebie w formie zwizków nierozpuszczalnych, 

gdzie: N 

NC le – ładunek zasadowości N le(acc) jest progowym stężeniem steniem azotu azotu w przesączu w przesczu glebowym. glebowym. 

wyprowadzany z systemu z przesączem glebowym, 

N de – adunek 

Wszystkie 

azotu 

ładunki 

biorcy 

masy 

udzia 

stosowane 

w procesie 

w powyższych 

denitryfikacji, 

równaniach wyrażone są w eq·ha -1·r-1 . 

Obszerny opis metodyki wyznaczania ładunków krytycznych zakwaszenia i eutrofizacji 

Wszystkie adunki masy stosowane w powyszych równaniach wyraone s w 

le(acc) – dopuszczalny przedstawiono ładunek w pracy azotu [Mill, wy.mywanego 2007]. ze strefy korzeniowej, 

ANC le – adunek zasadowoci wyprowadzany z systemu z przesczem glebowym, 

eq ha -1 • r -1 . 

e – współczynnik 172 denitryfikacji 

N le(acc) – dopuszczalny adunek azotu wy.mywanego ze strefy korzeniowej, 

( )


3. Dane wejściowe 

3.1. Receptory depozycji siarki i azotu 

W związku z faktem, że zagrożenia ze strony depozycji azotu wysuwają się na plan 

pierwszy, zakres badań został rozszerzony o wyznaczenie ładunków krytycznych eutrofizacji 

dla użytków zielonych, obszarów bagiennych i wrzosowisk. Wymóg włączenia tych obszarów 

wynika z faktu, że są one najbardziej wrażliwymi receptorami azotu pokarmowego, 

którego nadmierna depozycja jest obecnie najpoważniejszym problemem do rozwiązania 

w ramach zarządzonej przez Organ Wykonawczy Konwencji, rewizji Protokółu z Göteborga. 

Na rysunku 1 przedstawiono rodzaje, rozmieszczenie przestrzenne i liczebność – receptorów 

depozycji kwaśnej i przeżyźniającej w rozważanych ekosystemach. 

Nowością w tej pracy było wygenerowanie mapy opartej na nowym, zunifikowanym 

systemie map pokrycia terenu CORINE i SEI (Stockholm Environment Institute). Głównym 

powodem unifikacji tych map było zastosowanie jednego systemu kodowania ekosystemów 

według klasyfikacji EUNIS. Celem uniknięcia stosowania rozbieżnych map i systemów kodowania, 

Centrum Koordynacyjne ds. Oddziaływań zaleciło centrom krajowym stosowanie 

zharmonizowanej mapy pokrycia terenu CORINE-SEI. 

3.2. Depozycja kationów zasadowych i jonów chlorkowych 

Aktualizacja danych o depozycji kationów zasadowych i jonów chlorkowych należy do 

czynności rutynowych i polega na odpowiedniej numerycznej i przestrzennej adaptacji danych 

z Monitoringu Chemizmu Opadów Atmosferycznych i Depozycji Zanieczyszczeń do 

Podłoża, prowadzonego przez Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Oddział Wrocław, 

na zlecenie Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska i ze środków Narodowego Funduszu 

Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej. W obecnych pracach aktualizacyjnych 

wykorzystano także oszacowane, przez prowadzących wymieniony monitoring, wartości 

depozycji suchej do ostatnio dostępnego roku sprawozdawczego, tj. roku 2006, dodając je 

do zmierzonej depozycji mokrej i otrzymując tą droga depozycję całkowitą, wykorzystaną 

w dalszych obliczeniach. 

Wobec danych otrzymanych z oddziału IMGW we Wrocławiu przeprowadzono korektę 

depozycji poszczególnych kationów zasadowych z uwagi na sole morskie. Wykorzystano 

tu metodykę opisaną w Podręczniku Kartowania ładunków krytycznych [UBA, 2004]. Jako 

jon odnośnikowy wybrano jony chlorkowe. Zabieg ten ma szczególne znaczenie dla obszarów 

przymorskich. 

173


3.3. Wydajność uwalniania kationów zasadowych z minerałów 

glebowych 

Uwalnianie kationów zasadowych z gleb następuje w wyniku wietrzenia minerałów glebowych. 

Dzięki temu nieorganiczne składniki pokarmowe – sód, wapń, potas i magnez – dostają 

się do kompleksu sorpcyjnego gleby i stają się dostępne dla organizmów żywych. Proces 

ten jest najważniejszym źródłem składników pokarmowych dla ekosystemu, jak również 

gdzie: 

istotnym czynnikiem wpływającym na zdolność gleb do neutralizacji kwaśnej depozycji. 

BC w – szybkość uwalniania kationów zasadowych [eq• ha -1 • r -1 ], 

z 

Aktualizację wydajności procesu wietrzenia minerałów glebowych i uwalniania kationów 

zasadowych przeprowadzono metodą opartą na założeniu, że poszczególne typy gleb 

o wspólnym pochodzeniu wykazują zależność między szybkością uwalniania kationów zasadowych, 

a ich całkowitą zawartością w glebie. Szybkość wietrzenia minerałów uzależniona 

jest również od składu granulometrycznego gleby [UBA, 2004]. 

Szybkość uwalniania kationów zasadowych (BC w 

) obliczono zgodnie z następującym 

równaniem: 

– głębokość warstwy glebowej [m], 

WRc – klasa tempa wietrzenia, 

BC w 

A 

T 

gdzie: 

– 3600 [K], 

⎛ A A ⎞ 

z ⋅500 

⋅ (WRc − 0,5 0.5) ⋅ exp⎜ 

− ⎟ 

⎝ 281 273 + T ⎠ 

= (5) 

BC w 

– szybkość uwalniania kationów zasadowych [eq·ha -1·r -1 ], 

z 

– średnia roczna temperatura gleby [ºC]. 

– głębokość warstwy glebowej [m], 

WRc – klasa tempa wietrzenia, 

A 

T 

– 3600 [K], 

– średnia roczna temperatura gleby [°C]. 

W celu uzyskania danych dotyczących rodzajów gleb, w analizowanym obszarze, wykorzystano 

wektorową bazę danych glebowych opracowaną dla Polski w Laboratorium Teledetekcji 

i Systemów Informacji Przestrzennej Politechniki Warszawskiej, na podstawie 

W celu uzyskania danych dotyczących rodzajów gleb, w analizowanym obszarze, wykorzystano 

wektorową bazę danych glebowych opracowaną dla Polski w Laboratorium Teledetekcji 

i Systemów Informacji Przestrzennej Politechniki Warszawskiej, na podstawie 

Soil Geographical Data Base for Europe (EUROSOIL) w skali 1:1 000 000, która zawierała 

m. in. dane dotyczące rodzajów gleb według FAO, klasy składu granulometrycznego i pokrycia 

terenu. Łącznie baza identyfikuje dane dla 26 typów gleb z obszaru Polski. Z bazy tej, 

Soil Geographical Data Base for Europe (EUROSOIL) w skali 1:1 000 000, która zawierała 

m. in. dane dotyczące rodzajów gleb według FAO, klasy składu granulometrycznego i 

po dostosowaniu poligonów do zasięgu obszaru badawczego, przeniesiono dane do odpo- 

W ten sposób otrzymano dane pozwalające na określenie klasy tempa wietrzenia 

pokrycia wiednich terenu. oczek Łącznie siatki programu baza identyfikuje SONOX [Mill i dane Schlama dla 2008]. 26 typów gleb z obszaru Polski. Z bazy 

tej, (WRc) po dostosowaniu gleb w analizowanych poligonów ekosystemach. do zasięgu W celu obszaru określenia badawczego, WRc konieczne przeniesiono było po- 

dane do 

siadanie informacji dotyczących składu granulometrycznego gleby, tj. wzajemnego udziału 

odpowiednich oczek siatki programu SONOX [Mill i Schlama 2008]. 

części piaszczystych i ilastych, co pozwoliło na wyznaczenie klasy granulometrycznej gleby. 

Drugim czynnikiem, niezbędnym do określenia WRc, był rodzaj materiału macierzystego 

W ten sposób otrzymano dane pozwalające na określenie klasy tempa wietrzenia (WRc) 

174 

gleb w analizowanych ekosystemach. W celu określenia WRc konieczne było posiadanie 

(5)


dla poszczególnych rodzajów gleb, zawartych w bazie danych. Wyróżnione są następujące 

rodzaje: kwaśne, pośrednie, zasadowe lub organiczne [UBA, 2004]. 

Aktualizacja inwentaryzacji typów gleb z bazy EUROSOIL do siatki obliczeniowej 

SONOX, pozwoliła na wprowadzenie do obliczeń realnie istniejących w danej lokalizacji 

typów gleb i uzyskanie o nich dodatkowych danych, co znacznie poprawiło wiarygodność 

stosowanej metody obliczeniowej i wprowadziło duże zróżnicowanie wyników. Dzięki temu 

możliwe było lepsze oddanie zależności pomiędzy rozkładem przestrzennym szybkości 

uwalniania kationów zasadowych, a rodzajami analizowanych ekosystemów lądowych. 

Średnia wartość BC w 

w [eq·ha -1·r -1 ] dla analizowanych ekosystemów lądowych Polski 

wyniosła 510 przy wartości minimalnej 100 i maksymalnej 1450. 

Z analizy wynikowej bazy danych BC w 

wynika również, że w przedziale 100–400 

[eq·ha -1·r -1 ] zamyka się 59% obliczonych wartości, a w przedziale 700–1000 [eq·ha -1·r -1 ] blisko 

32% obliczonych wartości. 

3.4. Pobieranie składników pokarmowych przez biomasę leśną 

Procedura wyznaczania ładunku składników pokarmowych pobieranego przez biomasę 

leśną ma następującą postać [UBA, 2004]: 

X u 

= k p · r g · (stX g 

+ f d/g · stX d) (6) 

gdzie: 

k p 

– średni roczny pozysk biomasy [m 3 ∙ha -1 ∙r -1 ], 

ρ g 

– gęstość suchej masy pni drzewa [kg∙m -3 ], 

stX – stężenie danego pierwiastka pokarmowego (Bc lub N) w grubiźnie ( g 

) 

i drobnicy ( d 

) w [eq∙kg -1 ], 

f d/g 

– wagowy stosunek drobnicy do grubizny [kg∙kg -1 ]. 

Do kationów zasadowych, funkcjonujących jako składniki pokarmowe, zalicza się tylko 

wapń, magnez i potas, a ich sumę oznacza się jako Bc, w odróżnieniu od sumy kationów 

zasadowych neutralizujących, oznaczanych jako BC. Jest tak dlatego, że sód jest czynnikiem 

inertnym wobec biomasy. 

W niniejszej pracy rozważa się dwa podstawowe rodzaje drzewostanów, iglaste i liściaste. 

Tabela 1 zawiera dane o gęstościach i zawartościach azotu i kationów zasadowych 

w tych dwóch rodzajach drzewostanów z podziałem na tzw. grubiznę i drobnicę. Grubizna 

definiowana jest jako drewno okrągłe, wielko- i średniowymiarowe, zaś drobnica jako drewno 

okrągłe o średnicy dolnej do 5 cm [Leśnictwo 1997]. 

175


Tabela 1. Dane wejściowe do wyznaczania ilości pobieranych składników pokarmowych według 

zmodyfikowanej procedury [UBA, 2004] 

Table 1. Input data to estimate nutrient uptake according to the modified procedure [UBA, 

2004] 

Zawartość w grubiźnie 

Zawartość w drobnicy 

Gęstość 

Drzewostan 

[eq·kg -1 ] 

[eq·kg -1 ] 

[kg·m -3 ] Bc N Bc N 

nalnych. 

Iglaste 400 0,100 0,084 0,241 0,336 

Liściaste 540 0,156 0,137 0,295 0,397 

Współczynnik f d/g 

nie był stosowany, bowiem dysponowano danymi o rzeczywistych objętościach 

pozyskiwanej grubizny i drobnicy. 

Metodę szacowania wielkości przyrostu biomasy drzew leśnych oparto na metodzie 

opracowanej i stosowanej w Niemczech, a opisanej w pracy Nagel i Gregor (1999). Z uwagi 

na spójność geograficzną Niemiec i Polski uznano za zasadne wdrożenie tej metody do 

warunków polskich. Metoda wykorzystuje zależność intensywności wzrostu drzew od ilości 

dostarczonych składników pokarmowych, tj. azotu i kationów zasadowych z gleby – BC w 

, 

temperatury powietrza T i wilgotności gleby, oznaczonych w przesączu glebowym Q. Dobra 

weryfikacja tej metody wobec odpowiednich parametrów gospodarki leśnej oraz wyników 

badań pozyskiwania drewna uzasadnia jej stosowanie, jeżeli brak danych oryginalnych. 

Odpowiednim zakresom wartości poszczególnych, wymienionych czynników przypisano 

tzw. klasy przyrostów. Natomiast poszczególnym gatunkom drzew przypisano wartości 

przyrostów w m 3·ha -1·r -1 w zależności od klasy przyrostów. 

Wykorzystując powyższe dane o zawartości składników pokarmowych i wielkości przyrostów 

drzew, wykonano obliczenia ilości pobranych kationów zasadowych i azotu przez 

lasy liściaste, iglaste i mieszane. 

3.5. Natężenie przepływu przesączu glebowego 

Natężenie przepływu przesączu glebowego było dotychczas wyliczane jako różnica pomiędzy 

średnim rocznym opadem z wielolecia i ewapotranspiracją potencjalną, także średnią 

z wielolecia. Sposób uzyskania tych danych został szczegółowo opisany w pracy [Mill, 

2007]. W ramach niniejszej pracy estymację wartości natężenia przepływu przesączu glebowego 

uściślono przez uwzględnienie procesu intercepcji szaty roślinnej, mającego istotny 

udział w kształtowaniu wielkości tego przepływu. Parametr ten wyznaczono z następującej 

zależności doświadczalnej [de Vries i in. 1993]: 

Q. Dobra weryfikacja tej metody wobec odpowiednich para 

wyników badań pozyskiwania drewna uzasadnia jej stosow 

Odpowiednim zakresom wartości poszczególnych, wymi 

no tzw. klasy przyrostów. Natomiast poszczególnym gatunk 

przyrostów w m 3 • ha -1 • r -1 w zależności od klasy przyrostów 

Wykorzystując powyższe dane o zawartości składnikó 

przyrostów drzew, wykonano obliczenia ilości pobranych 

przez lasy liściaste, iglaste i mieszane. 

NATĘŻENIE PRZEPŁYWU PRZESĄCZU G 

Natężenie przepływu przesączu glebowego było dotyc 

pomiędzy średnim rocznym opadem z wielolecia i ewapo 

średnią z wielolecia. Sposób uzyskania tych danych został 

[Mill, 2007]. W ramach niniejszej pracy estymację wartośc 

czu glebowego uściślono przez uwzględnienie procesu inter 

go istotny udział w kształtowaniu wielkości tego przepływ 

następującej zależności doświadczalnej [de Vries i in. 1993]: 

176 

I 

= γ ⋅ 

P 

gdzie: 

0,75 0.75 

I – intercepcja [mm], 

(7)


gdzie: 

I – intercepcja [mm], 

4. ADUNKI KRYTYCZNE KWASOWOCI 

P – opad atmosferyczny [mm], 

γ – współczynnik Zgodnie z metodyką doświadczalny. opisaną w punkcie 2, ładunki krytyczne kwasowości reprezentowane 

Wartość γ dla lasów iglastych przyjmuje się za równą 1,75, a dla lasów liściastych 1,0 i średnią 

z tych wartości dla lasów mieszanych. 

są przez trzy parametry funkcji ładunków krytycznych kwasowości: 

1) CL max (S) – ładunek krytyczny kwasowości wywołanej wyłącznie depozycją związków 

siarki, 

2) CL min (N) – ładunek 4. deponowanego ładunki krytyczne azotu unieruchamiany kwasowości 

w glebie i zużywany na procesy 

wegetacyjne, 

Zgodnie 3) CL max z (N) metodyką – ładunek krytyczny opisaną kwasowości w punkcie wywołanej 2, ładunki wyłącznie krytyczne depozycją kwasowości azotu, będącej 

przez w nadmiarze trzy parametry wobec CLfunkcji min (N). ładunków krytycznych kwasowości: 

reprezentowane 

są 

1) CL max 

(S) Obliczenia – ładunek i mapy krytyczny przestrzennego kwasowości rozkładu wymienionych wywołanej wyłącznie parametrów dla depozycją wszystkich związków 

siarki, 

rozważanych ekosystemów, tworzących bazę danych o liczbie rekordów 210 620 wykonano 

przy pomocy zmodyfikowanej wersji programu komputerowego SONOX [Mill i 

2) CL min 

(N) – ładunek deponowanego azotu unieruchamiany w glebie i zużywany na procesy 

wegetacyjne, 

3) CL max 

Schlama (N) – ładunek 2008]. Rozkłady krytyczny przestrzenne kwasowości wartości wywołanej CL max (S), wyłącznie CL min (N) i CL depozycją max (N) ilustrują azotu, będącej 

w nadmiarze wobec CL min 

(N). 

rysunki 1 i 2. 

Źródło: Wyniki własne. 

11 

Rys. 1. Rozkład przestrzenny maksymalnych ładunków krytycznych siarki – CL max 

(S) 

Fig. 1. Spatial distribution of maximum critical loads of sulphur – CL max 

(S) 

177


Rys. 2. Rozkład przestrzenny minimalnych ładunków krytycznych azotu – CL min 

(N), (a) i maksymalnych 

ładunków krytycznych azotu – 

13 

CL max 

(N), – b 

Fig. 2. Spatial distribution of minimum critical loads of nitrogen – CL min 

(N), (a) and maximum 

critical loads of nitrogen –CL max 

(N), b 

178


Obliczenia i mapy przestrzennego rozkładu wymienionych parametrów dla wszystkich 

rozważanych ekosystemów, tworzących bazę danych o liczbie rekordów 210 620 wykonano 

przy pomocy zmodyfikowanej wersji programu komputerowego SONOX [Mill i Schlama 

2008]. Rozkłady przestrzenne wartości CL max 

(S), CL min 

(N) i CL max 

(N) ilustrują rysunki 1 i 2. 

Konsekwencją aktualizacji wartości tak ważnych danych wejściowych, jak depozycja 

kationów zasadowych – BC dep 

, szybkość uwalniania kationów zasadowych – BC w 

, pobieranie 

składników pokarmowych przez biomasę leśną – BC u 

oraz natężenie przepływu 

przesączu glebowego – Q le 

, są zmiany wartości wszystkich trzech parametrów funkcji ładunków 

krytycznych zakwaszenia, w porównaniu z wartościami tych parametrów uzyskanymi 

w 2007 r. 

4.1. Zmiana wartości CL max 

(S) 

100% 

90% 

80% 

70% 

Częstość 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

200 

400 

600 

800 

1000 

1200 

1400 

1600 

1800 

2000 

2200 

2400 

2600 

2800 

3000 

3200 

3400 

3600 

3800 

CL maxS_2008 

CL maxS_2007 

Rys. 3. Skumulowany rozkład częstości wartości CL max 

(S) [eq·ha -1·r -1 ] 

Fig. 3. Cumulative frequency distribution of CL max 

(S) values [eq·ha -1·r -1 ] 

Z rysunku 3 wynika, że wartości CL max 

(S) z roku 2008 są co do zróżnicowania podobne 

do wartości wyznaczonych w 2007 r., zaś ich wartości występujące z częstością 50%, 

a więc zbliżone do wartości średniej, są niższe o około 200 eq·ha -1·r-1 od wyznaczonych 

w 2007 r. Oznacza to średnio wyższą wrażliwość rozważanych ekosystemów lądowych Polski 

na depozycje samych tylko związków siarki, a w konsekwencji ostrzejsze wymagania 

dotyczące redukcji emisji siarki niezbędnej do osiągnięcia celów ekologicznych zakładanych 

przez Protokół z Göteborga. Przyczyny tej zmiany wartości CL max 

(S) należy upatrywać 

wśród odpowiednich zmian wartości B cdep 

, BC w 

, BC u 

i Q le 

. 

179


4.2. Zmiana wartości CL min 

(N) 

Zgodnie z równaniem 2 wartości parametru CL min 

(N) zależą od wielkości ładunków azotu 

unieruchamianego w glebie N i 

, denitryfikowanego w glebie, który to proces reprezentuje 

współczynnik denitryfikacji f de 

i pobieranego przez biomasę leśną N u 

. Przeprowadzona modyfikacja 

tych ładunków skutkuje zmianami wartości CL min 

(N) w stosunku do wartości otrzymanych 

w 2007 r. przedstawionymi na rysunku 4. 

Częstość 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

100 

150 

200 

250 

300 

350 

400 

450 

500 

550 

600 

650 

700 

750 

800 

850 

900 

950 

1000 

1050 

1100 

1150 

1200 

1250 

1300 

1350 

1400 

CL minN_2008 

CL minN_2007 

Rys. 4. Skumulowany rozkład częstości wartości CL min 

(N) [eq·ha -1·r -1 ] 

Fig. 4. Cumulative frequency distribution of CL min 

(N) values [eq·ha -1·r -1 ] 

Główną przyczyną różnicy wartości CL min 

(N) w latach 2007–2008, przedstawionej 

na rysunku 4, jest znaczna różnica wartości ładunku azotu pobieranego przez biomasę 

leśną N u 

. 

4.3. Zmiana wartości CL max 

(N) 

Zgodnie z równaniem 3, maksymalny ładunek zakwaszenia, powodowany wyłącznie 

depozycją azotu, jest pochodną maksymalnego ładunku krytycznego siarki i minimalnego 

ładunku krytycznego azotu. A więc obserwowany na rysunku 5 wzrost wartości CL max 

(N) obliczonych 

w 2008 r. wobec wartości obliczonych w 2007 r., jest konsekwencją zmian obu 

składowych parametrów CL max 

(S) i CL min 

(N). 

180


Częstość 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

300 

700 

1100 

1500 

1900 

2300 

2700 

3100 

3500 

3900 

4300 

4700 

5100 

5500 

5900 

6300 

6700 

7100 

7500 

7900 

8300 

8700 

9100 

CL maxN_2008 

CL maxN_2007 

Rys. 5. Skumulowany rozkład częstości wartości CL max 

(N) [eq·ha -1·r -1 ] 

Fig. 5. Cumulative frequency distribution of CL max 


5. Ładunki krytyczne eutrofizacji 

5. ADUNKI KRYTYCZNE EUTROFIZACJI 

Rysunek 6 ilustruje przestrzenny rozkład zaktualizowanych wartości ładunków krytycznych 

azotu pokarmowego CL CL nut 

Rysunek 6 ilustruje wartości ładunków krytycznych 

azotu (N) nut(N) dla dla ekosystemów lądowych Polski. Polski. 

Rys. 6. Rozkład przestrzenny zaktualizowanych wartości ładunków krytycznych azotu pokarmowego 

CL nut(N) [eq • ha -1 • r -1 ] 

Rys. 6. Rozkład przestrzenny zaktualizowanych wartości ładunków krytycznych azotu pokarmowego 

CL nut 

(N) [eq·ha -1·r -1 ] 

Fig. 6. Spatial Fig. distribution 6. Spatial distribution of updated of critical loads of nutrient of nutrient nitrogen CL nitrogen nut(N) [eq CL • ha -1 • r -1 ] nut 

(N) [eq·ha -1·r -1 ] 

Zaktualizowane średnie wartości ładunków krytycznych azotu pokarmowego są wyższe 

181 

o około 100 eq • ha -1 • r -1 od wyznaczonych w roku 2007 – rysunek 7.


Zaktualizowane średnie wartości ładunków krytycznych azotu pokarmowego są wyższe 

o około 100 eq·ha -1·r-1 od wyznaczonych w roku 2007 – rysunek 7. 

Z równania 4, opisującego bilans, w oparciu o który liczone są wartości ładunków krytycznych 

azotu pokarmowego wynika, że składowymi tego bilansu są te same parametry, z których 

oblicza się wartości CL min 

(N) oraz dodatkowo dopuszczalny ładunek azotu wymywanego 

ze strefy korzeniowej – N le(acc) 

. Zmiany średnich wartości CL min 

(N) w latach 2007–2008 omówiono 

powyżej i to one są przyczyną podwyższenia aktualnych wartości CL nut 

(N). 

100% 

90% 

80% 

70% 

Częstość 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

100 

200 

300 

400 

500 

600 

700 

800 

900 

1000 

1100 

1200 

1300 

1400 

1500 

1600 

1700 

1800 

CL nutN_2008 

CL nutN_2007 

Rys. 7. Skumulowany rozkład częstości wartości CL nut 

(N) [eq·ha -1·r -1 ] 

Fig. 7. Cumulative frequency distribution of CL nut 


6. Przekroczenia ładunków krytycznych zakwaszenia i eutrofizacji 

Obliczeń i skartowania przekroczeń ładunków krytycznych zakwaszenia i eutrofizacji dokonano 

przy pomocy najnowszej wersji programu SONOX. Do obliczeń wykorzystano dane 

o depozycji siarki oraz utlenionych i zredukowanych form azotu, obliczonych przy pomocy 

modelu UNIFIED przez EMEP dla roku 2005, ostatnio udostępnionego. Na rysunku 8 przedstawiono 

mapę rozkładu przestrzennego przekroczeń ładunków krytycznych zakwaszenia, 

a na rysunku 9 przekroczeń ładunków krytycznych azotu pokarmowego (eutrofizacji). 

Otrzymany obraz przestrzenny przekroczeń ładunków krytycznych zakwaszenia wskazuje, 

że przy całkowitej depozycji zanieczyszczeń kwasogennych z 2005 r.: 

1) 13,9% powierzchni rozważanych ekosystemów lądowych Polski jest zagrożonych zakwaszeniem 

w wyniku nadmiernej depozycji siarki i azotu; 

2) suma całkowitego skumulowanego przekroczenia ładunku krytycznego zakwaszenia 

dla 2005 r. wynosi 1580 Meq; 

182


zakwaszenia, a na rysunku 9 przekroczeń ładunków krytycznych azotu pokarmowego (eutrofizacji). 

3) największe przekroczenia występują na obszarze aglomeracji śląskiej, rejonie Elektrowni 

Bełchatów, aglomeracji warszawskiej, na obszarze zespołu Elektrowni Pątnów, 

Konin, Adamów, rejonie Elektrowni Kozienice; 

4) efekt transgranicznego napływu zanieczyszczeń wyraża się wzrostem powierzchni obszarów 

ekosystemów zagrożonych o około 1% w stosunku do powierzchni tych obszarów 

wynikającej z depozycji zanieczyszczeń emitowanych wyłącznie z Polski. 

Rys. 8. Rozkład przestrzenny przekroczeń ładunków krytycznych zakwaszenia [eq·ha -1·r-1 ] 

Fig. 8. Rys. Spatial 8. Rozkład distribution przestrzenny of przekroczeń exceedances ładunków of critical krytycznych loads zakwaszenia of acidity [eq[eq·ha • -1 • -1·r r ] 

-1 ] 

Fig. 8. Spatial distribution of exceedances of critical loads of acidity [eq • ha -1 • r -1 ] 

Obliczone i skartowane przekroczenia ładunków krytycznych azotu pokarmowego przy 

depozycji Otrzymany obu obraz form azotu, przestrzenny tj. utlenionego przekroczeń i zredukowanego ładunków krytycznych z 2005 zakwaszenia r. ilustruje wskazuje, rysunek 9. Obserwacja 

tych przekroczeń prowadzi do następujących spostrzeżeń: 

że przy całkowitej depozycji zanieczyszczeń kwasogennych z 2005 r.: 

1) zagrożenie eutrofizacją (przeżyźnieniem) w wyniku nadmiernej depozycji azotu pokarmowego 

1) 13,9% w powierzchni 2005 r. dotyczyło rozważanych 46,8% ekosystemów obszarów lądowych rozważanych Polski jest ekosystemów zagrożonych zakwaszeniem 

w wyniku nadmiernej depozycji siarki i azotu; 

lądowych 

Polski; 

2) suma całkowitego skumulowanego przekroczenia ładunku krytycznego zakwaszenia 

w 2005 r. wyniosła 1487 Meq; 19 

3) struktura rozkładu przestrzennego tych przekroczeń jest inna niż przekroczeń ładunków 

krytycznych zakwaszenia; przekroczenia te są bardziej równomiernie rozłożone, 

co jest wynikiem znaczącego udziału emisji amoniaku z rozproszonych źródeł rolni- 

183

3) największe przekroczenia występują na obszarze aglomeracji śląskiej, rejonie Elektrowni 

Bełchatów, Wojciech aglomeracji Mill, warszawskiej, Tomasz Pecka, na obszarze Adrian zespołu Schlama Elektrowni Pątnów, 

Konin, Adamów, rejonie Elektrowni Kozienice; 

czych oraz tlenków azotu z sektora transportowego; niemniej efekt emisji tlenków azotu 

4) o charakterze efekt transgranicznego punktowym napływu zaznacza zanieczyszczeń się także wyraża w okolicach się wzrostem wyżej powierzchni wspomnianych obszarów 

ekosystemów zagrożonych o około 1% w stosunku do powierzchni tych obsza- 

elektrowni; 

4) efekt transgranicznego napływu zanieczyszczeń wyraża się wzrostem powierzchni obszarów 

wynikającej ekosystemów z depozycji zagrożonych zanieczyszczeń o nieco emitowanych ponad 2% w wyłącznie stosunku z Polski. do powierzchni tych 

obszarów wynikającej z depozycji zanieczyszczeń emitowanych wyłącznie z Polski. 

Rys. 9. Rozkład przestrzenny przekroczeń ładunków krytycznych azotu pokarmowego 

Rys. 9. Rozkład przestrzenny przekroczeń ładunków krytycznych azotu pokarmowego [eq • ha -1 • r -1 ] 

[eq·ha -1·r -1 ] 

Fig. 9. Fig. Spatial 9. distribution of exceedances of critical of critical loads of loads nutrient of nitrogen nutrient [eq nitrogen • ha -1 • r -1 ][eq·ha -1·r -1 ] 

7. Wnioski 

20 

1. Obniżenie zaktualizowanych wartości ładunków krytycznych zakwaszenia średnio 

o około 200 eq·ha -1·r-1 od wyznaczonych w roku 2007, skutkuje wyraźnie lepszym ich 

dopasowaniem do wartości ogólnoeuropejskich prezentowanych przez Centrum Koordynacyjne 

ds. Oddziaływań. Równocześnie jednak, oznacza to średnio wyższą wrażliwość 

rozważanych ekosystemów lądowych Polski na depozycje samych tylko związków 

siarki, a w konsekwencji ostrzejsze wymagania co do redukcji emisji siarki niezbędnej 

do osiągnięcia celów ekologicznych zakładanych przez Protokół z Göteborga. 

184


2. W przypadku ładunków krytycznych azotu pokarmowego, generującego proces eutrofizacji, 

nowe, wyznaczone wartości są średnio wyższe o około 100 eq·ha -1·r-1 od wyznaczonych 

w roku 2007. Wynika to przede wszystkim ze znacznej zmiany wartości ładunku 

azotu pobieranego przez biomasę leśną N u 

, będącej konsekwencją aktualizacji 

wartości przyrostu biomasy drzew. 

3. W stosunku do depozycji związków siarki i azotu notowanej w 2005 r., stwierdzono 

przekroczenia ładunków krytycznych kwasowości na 13,9% powierzchni rozważanych 

ekosystemów lądowych. Największe z nich występują na obszarze aglomeracji śląskiej, 

w rejonie Elektrowni Bełchatów, aglomeracji warszawskiej, na obszarze zespołu Elektrowni 

Pątnów, Konin, Adamów, w rejonie Elektrowni Kozienice. 

4. Przekroczenia ładunków krytycznych azotu pokarmowego stwierdzono na 46,8% obszarów 

badanych ekosystemów przy depozycji azotu z 2005 r. W porównaniu z przekroczeniami 

ładunków krytycznych zakwaszenia, przekroczenia te mają bardziej równomierny 

rozkład przestrzenny, co ma związek ze znaczącym udziałem depozycji 

amoniaku z rozproszonych źródeł rolniczych. 

5. Zaktualizowane bazy danych i mapy ładunków krytycznych zakwaszenia i eutrofizacji 

dla ekosystemów lądowych Polski zostały przekazane do Centrum Koordynacyjnego 

ds. Oddziaływań w Holandii, gdzie wraz z mapami innych krajów zostaną zagregowane 

do map ogólnoeuropejskich. W oparciu o te mapy, prowadzony będzie proces rewizji 

postanowień Protokółu z Göteborga w sprawie zwalczania zakwaszenia, eutrofizacji 

i ozonu przygruntowego. 


de Vries W., Posch M., Reinds GJ., Kämäri J. 1993. Critical loads and their exceedance 

on forest soils in Europe. Report 58. The Winand Staring Centre for Integrated 

Land, Soil and Water Reaseach. Wageningen, the Netherlands. 

Leśnictwo 1997, 1997. Informacje i opracowania statystyczne, GUS, Warszawa. 

Mill W. 2007. Aktualizacja map ładunków krytycznych zakwaszenia i eutrofizacji wybranych 

ekosystemów lądowych Polski. Ochr. Środ. i Zasob. Natur., Nr 30. 

Mill W., Schlama A. 2008. Modelling critical loads of airborborne acidity and eutrophication 

of Polish forest ecosystems – the SONOX model. Archives of Environmental Protection, 

(w druku). 

Nagel H-D., Gregor H-D. 1999. Ökologische Belastungsgrenzen - Critical Lodas & 

Levels (in German), Springer, Berlin: 259. 

UBA 2004. Manual on Methodologies and Criteria for Modelling and Mapping Critical Loads 

and Levels and Air Pollution Effects, Risks and Trends, Umweltbundesamt, Berlin. 

185


Magdalena Bielasik-Rosińska 

Środowiskowe scenariusze narażenia wykorzystywane 

w celu oceny ryzyka powodowanego przez substancje 

czynne i produkty biobójcze 

Environmental emission scenarios used in risk 

assessment of active substances and biocidal products 

Słowa kluczowe: substancja czynna, produkt biobójczy, środowiskowe scenariusze narażenia. 

Key words: active substance, biocidal product, environmental emission scenarios. 

The requirements of submitted dossier in European review programme for active substances 

used in biocidal product are harmonized. Due to wide scope of Biocidal Product Directive 

98/8/EC, the common principles for risk assessment have been established. Exposure and effect 

assessment, hazard identification and risk characterization are the most important steps in 

final risk assessment. The use of appropriate emission scenario is very important step for risk 

assessment of active substances and biocidal products. The choice of emission scenario should 

correspond with intended use, field of use and method of application of the biocidal product. 


W 1998 r. zaczęły obowiązywać przepisy prawne zawarte w dyrektywie 98/8/WE Parlamentu 

Europejskiego i Rady dotyczącej wprowadzania produktów biobójczych do obrotu 

(Dz.Urz. WE, L Nr 123 z dnia 24 kwietnia 1998 r.). Celem dyrektywy 98/8/WE było uporządkowanie 

rynku Unii Europejskiej w zakresie produktów biobójczych, czyli preparatów 

chemicznych stosowanych do niszczenia, odstraszania, unieszkodliwiania i kontroli populacji 

organizmów szkodliwych oraz zapewnienie wysokiego poziomu ochrony zdrowia ludzi, 

zwierząt i środowiska naturalnego. Zawarte w dyrektywie zapisy zobowiązują państwa 

Mgr inż. Magdalena Bielasik-Rosińska – Urząd Rejestracji Produktów Leczniczych, 

Wyrobów Medycznych i Produktów Biobójczych w Warszawie. 

186

Środowiskowe scenariusze narażenia wykorzystywane w celu oceny ryzyka powodowanego... 

członkowskie do dokonania przeglądu wszystkich substancji czynnych stosowanych w produktach 

biobójczych wprowadzonych do obrotu przed dniem 14 maja 2000 r., określanych 

mianem „istniejących substancji czynnych”. Ustanowiony w tym celu 10-letni program przeglądu 

substancji czynnych ma w sposób zharmonizowany ocenić te substancje i stworzyć 

tzw. pozytywną listę substancji czynnych, dopuszczonych do stosowania w produktach biobójczych. 

Dyrektywa 98/8/WE ściśle określa zakres wymaganej dokumentacji niezbędnej 

do oceny substancji czynnych i wprowadzanych do obrotu produktów biobójczych oraz 

określa sposób dokonywania oceny ryzyka dla zdrowia ludzi, zwierząt i środowiska. 

2. materiały i metody 

W trwającym już od 2000 r. 10-letnim europejskim programie przeglądu substancji czynnych 

istotnym dokumentem dołączonym do dokumentacji substancji czynnej i reprezentatywnego 

produktu biobójczego jest ocena ryzyka. Także w przyszłych, zharmonizowanych 

procedurach europejskich dotyczących wprowadzania do obrotu produktów biobójczych koniecznym 

będzie przedłożenie dokumentu zawierającego ocenę ryzyka. Zawarte w przedkładanej 

dokumentacji informacje (raporty z wynikami badań) obejmują właściwości fizykochemiczne, 

toksykologiczne, ekotoksykologiczne, sposób i zakres stosowania produktu 

biobójczego oraz ocenę narażenia i identyfikację zagrożenia. Wszystkie te dane stanowią 

podstawę oceny ryzyka. 

Wymagania dotyczące zakresu badań właściwości substancji czynnych i produktów 

biobójczych zostały określone w rozporządzeniu Ministra Zdrowia z dnia 28 maja 2008 r. 

w sprawie wzoru wniosku o wydanie wpisu do rejestru, pozwolenia albo pozwolenia tymczasowego, 

sposobu przedstawienia dokumentacji oraz wymagań, jakim powinna odpowiadać 

dokumentacja niezbędna do oceny substancji czynnej i produktu biobójczego 

(DzU nr 101, poz. 650). 

Bardzo istotną informacją zawartą w dokumentacji dla substancji czynnej w programie 

przeglądu i we wniosku o wydanie pozwolenia, pozwolenia tymczasowego albo wpisu do 

rejestru produktu biobójczego jest przewidywany zakres stosowania produktu biobójczego 

oraz metoda jego stosowania. Powyższe dane w powiązaniu z zadeklarowaną grupą produktu 

biobójczego określoną zgodnie z rozporządzeniem Ministra Zdrowia z dnia 17 stycznia 

2008 r. w sprawie kategorii i grup produktów biobójczych według ich przeznaczenia 

(DzU nr 16, poz.150) stanowią podstawę wyboru środowiskowego scenariusza narażenia 

(zwanego dalej scenariuszem narażenia) i właściwej oceny narażenia ludzi i środowiska na 

skutki zastosowania produktu. 

Celem oceny narażenia jest ilościowe lub jakościowe oszacowanie dawki/stężenia substancji, 

na które w wyniku stosowania produktu biobójczego narażeni są lub mogą być ludzie 

i środowisko. Ocena narażenia składa się z następujących dwóch etapów: 

187


Etap 1: Wybór scenariuszy narażenia, 

Etap 2: Oszacowanie narażenia. 

Scenariusz narażenia zawiera szereg warunków określających sposób produkcji i użycia 

substancji/produktu oraz sposób nadzoru nad nimi, który umożliwia kontrolę narażenia 

ludzi i środowiska. Sposób i cel przeprowadzania oceny narażenia został opisany w rozporządzeniu 

Ministra Zdrowia z dnia 28 maja 2008 r. w sprawie jednolitych procedur oceny 

dokumentacji produktu biobójczego oraz kryteriów postępowania przy ocenie produktu biobójczego 

(DzU nr 110, poz. 651). Zgodnie z definicją przyjętą przez Organizację Współpracy 

Gospodarczej i Rozwoju (OECD) scenariusze emisji substancji chemicznych, stanowią 

zbiór warunków obejmujących źródła, drogę przemian, procesy produkcji, formulacji oraz 

sposób stosowania, które określają wielkość emisji (uwalniania) na każdym z wymienionych 

etapów do poszczególnych elementów środowiska. Scenariusze muszą dotyczyć wszystkich 

przewidywanych zastosowań substancji oraz zalecenia w zakresie monitorowania narażenia 

i środków redukcji ryzyka. 

W przypadku produktów biobójczych scenariusze narażenia opisują cykl życiowy produktu 

biobójczego począwszy od jego produkcji, formulacji poprzez stosowanie, składowanie 

i unieszkodliwianie odpadów i/lub powstawanie ścieków i wykorzystania osadów ściekowych. 

Schemat cyklu życia substancji chemicznych i produktów biobójczych zamieszczono 

na rysunku 1. 

Cykl ycia 

nowe 

i istniejce 

substancje 

chemiczne 

PRODUKCJA 

FORMULACJA 

skala 

regionalna 

i lokalna 

ZASTOSOWANIE 

OKRES 

UYTKOWANIA 

ODPADY 

produkty 

biobójcze 

skala 

lokalna 

Rys. 1. Cykl życia substancji chemicznych i produktów biobójczych 

Fig. 1. Life cycle of chemical substances and biocidal products 

Prawidłowo wybrany scenariusz umożliwia właściwe przeprowadzenie oceny narażenia, 

która polega na określeniu emisji, dróg i szybkości przemieszczania, przekształcania 

lub biodegradacji substancji czynnej i/lub substancji potencjalnie niebezpiecznej wchodzą- 

188


cej w skład produktu biobójczego w celu oszacowania dawek lub stężeń, na które w wyniku 

rzeczywistego lub przewidywanego zastosowania tego produktu będą narażeni ludzie i poszczególne 

elementy środowiska. 

Oceny narażenia należy dokonać dla każdej z grup ludzi (użytkownicy profesjonalni 

i powszechni, osoby narażone bezpośrednio i pośrednio, np. przez środowisko), której narażenie 

na produkt biobójczy można w racjonalny sposób przewidzieć. W przedkładanej 

przez podmiot odpowiedzialny dokumentacji dołączonej do wniosku o wydanie pozwolenia 

albo pozwolenia tymczasowego dla produktu biobójczego powinny znaleźć się informacje 

dotyczące, m.in.: 

1) grupy produktu biobójczego, 

2) postaci, w jakiej produkt biobójczy wprowadzany jest do obrotu, 

3) rodzajów i zakresów zastosowań, 

4) właściwości fizykochemicznych produktu, 

5) możliwych dróg narażenia, 

6) częstotliwości i czasu trwania narażenia z uwzględnieniem dróg przedostawania się do 

środowiska, rozmieszczenia w środowisku produktów powstałych w wyniku transformacji 

i/lub degradacji składników produktu biobójczego. 

Eksperci i naukowcy zajmujący się oceną wpływu substancji i preparatów chemicznych 

na zdrowie ludzi i środowisko podjęli wysiłek opracowania wytycznych (przewodników) 

opisujących scenariusze narażenia dla większości z 23 grup produktów biobójczych 

wyróżnionych w dyrektywie 98/8/WE i transponowanych do prawodawstwa krajowego 

w rozporządzeniu Ministra Zdrowia w sprawie kategorii i grup produktów biobójczych. 

Opracowane wytyczne uwzględniające szczegółowe przeznaczenie produktu biobójczego, 

sposób i metodę jego stosowania zostały zaakceptowane na poziomie wspólnotowym 

jako obowiązujące. Obecnie są wykorzystywane w celu dokonania zharmonizowanej we 

wszystkich państwach członkowskich Unii Europejskiej oceny ryzyka wynikającego ze 

stosowania produktów biobójczych. Przykłady zharmonizowanych scenariuszy narażenia 

podano w tabeli 1. 

W trakcie przygotowywania dokumentacji dla substancji czynnych i reprezentatywnych 

produktów biobójczych w ramach 10-letniego programu ich przeglądu, scenariusze narażenia 

są wykorzystywane jako narzędzie wspomagające ocenę ryzyka. Właściwy wybór 

scenariusza narażenia zgodnie z zadeklarowaną grupą produktu biobójczego, jego przeznaczeniem, 

sposobem i miejscem stosowania oraz identyfikacja zagrożenia stanowią podstawę 

oceny ryzyka. 

189


Tabela 1. Wykaz środowiskowych scenariuszy narażenia dla grup produktów biobójczych (PT) 

Table 1. Overview of Environmental Emission Scenario Documents (ESDs) for Biocides 

Product Types (PTs) 

PT Opis grup produktów biobójczych Przewodnik 

1 Produkty biobójcze do higieny człowieka RIVM 2002 1 

2 

Produkty dezynfekujące do użytku prywatnego i publicznego oraz inne produkty 

biobójcze: 

- urządzenia medyczne 

- pomieszczenia 

- zastosowania przemysłowe 

- baseny kapielowe 

- urządzenia klimatyzacyjne 

- toalety chemiczne 

- oczyszczalnie ścieków 

- odpady szpitalne 

TGD 2 

RIVM 2002 

brak 

RIVM 2002 

brak 

brak 

RIVM 2002 

brak 

3 Produkty biobójcze stosowane w higienie weterynaryjnej brak 

4 

Produkty stosowane do dezynfekcji powierzchni mających kontakt z żywnością 

i środkami żywienia zwierząt 

brak 

5 Produkty stosowane do dezynfekcji wody przeznaczonej do spożycia EU 3 

6 

7 

Produkty stosowane do konserwacji wyrobów umieszczanych w opakowaniach 

zamkniętych: 

- płyny myjące i czyszczące 

- farby i powłoki ochronne 

- płyny stosowane w procesach produkcyjnych w przemyśle papierniczym, 

tekstylnym i skórzanym 

- kleje i spoiwa 

- paliwa 

Produkty stosowane do konserwacji powłok: 

- farby i powłoki ochronne 

- tworzywa sztuczne 

- papier i tektura 

8 Produkty stosowane do konserwacji drewna 

9 

Produkty stosowane do konserwacji włókien, skóry, gumy i materiałów spolimeryzowanych: 

- materiały włókiennicze i tekstylia 

- skóra i artykuły garbowane 

- papier i tektura 

- guma, polimery, itp. 

RIVM 2002 

RIVM 2002 

RIVM 2002, EU 

brak 

brak 

brak 

vide: PT 9 

RIVM 2002, EU 

OECD 2003 

Część 1 

Część 2 

Część 3 

Część 4 

EU 

EU 

TGD, EU 

EU 

10 Produkty stosowane do konserwacji konstrukcji murowanych EU 

11 

12 

Produkty do konserwacji płynów chłodzących i stosowane w procesach 

technologicznych: 

- układy chłodzące 

- woda i płyny w procesach technologicznych 

Produkty zapobiegające powstawaniu śluzu: 

- w pulpie drzewnej, papierniczej 

- w porowatych warstwach ekstrakcyjnych piasku w przemyśle 

petrochemicznym 

EU 

brak 

13 Produkty do konserwacji płynów w obróbce metalu EU 

14 Produkty do zwalczania gryzoni EU 

15 Produkty do zwalczania ptaków EU 

EU 

EU 

190


c.d. tabeli 1 

PT Opis grup produktów biobójczych Przewodnik 

16 Produkty do zwalczania mięczaków brak 

17 Produkty do zwalczania ryb brak 

18 

Produkty do zwalczania owadów, roztoczy i innych stawonogów 

- obory i stajnie 

- wysypiska śmieci 

- fumiganty 

brak 

brak 

RIVM 2002 

19 Repelenty i atraktanty brak 

20 Produkty konserwujące żywność i środki żywienia zwierząt brak 

21 

Produkty do ochrony obiektów i urządzeń przed niepożądanymi organizmami 

w środowisku wodnym 

RIVM 2002 

22 Płyny do balsamowania i preparowania TGD 

23 Produkty do zwalczania innych kręgowców brak 

Źródło: Overview of Availability of Environmental Emission Scenario Documents (ESDs) for Biocides 

Product Types (PTs), ESDs Overview 

Objaśnienia: 

1 – RIVM 2002: P. van der Poel & J. Bakker. Emission Scenario Document for Biocides: Emission 

scenarios for all 23 product types of EU Directive 98/8/EC. RIVM Report 601450009/2002 

2 – TGD: scenariusz narażenia przyjęty na poziomie Komisji Europejskiej i włączony do wytycznych 

Technical Guidance Document for Risk Assessment for New Industrial Chemicals, Existing Chemicals 

and Biocides 

3 – EU: scenariusze narażenia przyjęte na poziomie Komisji Europejskiej do wykorzystania w obszarze 

produktów biobójczych 

4 – OECD: [OECD Guidelines for the Testing of Chemicals] 

Istotnym etapem w końcowej ocenie ryzyka jest oszacowanie uwalnianych ilości substancji/produktu 

do środowiska. We wszystkich scenariuszach narażenia przyjęto następujące 

założenia: 

1) uwalnianie do środowiska ma charakter lokalny i traktowane jest jako punktowe źródło 

emisji; 

2) dla emisji rozproszonej jak np. z gospodarstw domowych, źródłem emisji jest miejska 

oczyszczalnia ścieków, traktowana jako źródło punktowe. 

Zgodnie z rozporządzeniem REACH [Rozporządzenie (WE) nr 1907/2006 Parlamentu 

Europejskiego i Rady] środowiskowe scenariusze narażenia w przyszłości stanowić będą 

załącznik do kart charakterystyki dostarczanych dalszym użytkownikom i dystrybutorom substancji 

i preparatów chemicznych (w tym: substancji czynnych i produktów biobójczych). 

Przy opracowywaniu dokumentacji i wyznaczaniu narażenia należy wziąć pod uwagę 

reprezentatywne dane o narażeniu uzyskane na podstawie pomiarów dokonanych w warunkach 

odzwierciedlających warunki naturalne występujące w środowisku. Jeżeli do wyznaczania 

poziomów narażenia wykorzystuje się metody obliczeniowe, należy wykorzystywać 

odpowiednie modele uwzględniając następujące zasady: 

1) najlepsze możliwe przybliżenie wszystkich odpowiednich procesów, z uwzględnieniem 

realistycznych parametrów i założeń, 

191


2) analizę niepewności, 

3) wiarygodność pomiarów w warunkach uzasadniających zastosowanie modelu, 

4) zgodność z warunkami panującymi na obszarze stosowania. 

W przypadku każdego scenariusza narażenia, narażenie ludzi i środowiska może być 

uważane za wystarczająco kontrolowane, jeżeli: 

1) oszacowany poziom narażenia ludzi i środowiska nie przekracza wartości 

• NOEL – najwyższy poziom narażenia niepowodujący żadnych szkodliwych zmian, 

• PNEC – przewidywane stężenie w środowisku niepowodujące skutków, 

wyznaczonych w oparciu o badania toksykologiczne i ekotoksykologiczne; 

2) prawdopodobieństwo wystąpienia niepożądanego skutku wynikającego z właściwości 

fizykochemicznych substancji jest znikome. 

Ocenę narażenia przeprowadza się dla każdego elementu środowiska w celu określenia 

przewidywanego stężenia w środowisku (PEC) substancji czynnej i substancji potencjalnie 

niebezpiecznej, jakie może wystąpić w danym elemencie środowiska na skutek stosowania 

produktu biobójczego. Jeżeli nie ma możliwości wyznaczenia wartości stężenia PEC, 

należy dokonać jakościowej oceny narażenia. W trakcie rozważania zagadnienia narażenia 

na działanie produktu biobójczego, należy ocenić czy jest ono krótkotrwałe (incydentalne) 

czy też długotrwałe uwzględniające narażenie wtórne przez wodę, osady lub glebę. 

Porównywalny, zgodny ze wskazanymi metodykami, sposób wykonywania badań 

i przeprowadzenia oceny ryzyka przez podmioty notyfikujące pozwala organom kompetentnym 

(odpowiedzialnym za ocenę dokumentacji) w ujednolicony sposób dokonać oceny dokumentacji 

substancji czynnych i produktów biobójczych. 


Dyrektywa 98/8/WE dotycząca wprowadzania produktów biobójczych do obrotu zawiera 

m.in. zharmonizowane wymagania jakim powinna odpowiadać dokumentacja niezbędna 

do oceny substancji czynnych w europejskim programie przeglądu oraz do oceny produktów 

biobójczych w procedurach wydawania pozwolenia na wprowadzenie do obrotu, pozwolenia 

tymczasowego albo wpisu do rejestru; określa także jednolite procedury oceny 

dokumentacji konieczne w celu dokonania oceny ryzyka. Istotnym etapem w ocenie ryzyka 

jest wybór właściwego scenariusza narażenia opisującego oddziaływanie substancji czynnych, 

produktów biobójczych oraz ich metabolitów na poszczególne elementy środowiska. 

Dla produktu należącego do jednej z 23 grup biobójczych o zadeklarowanym zakresie, obszarze 

i metodzie stosowania należy dokonać wyboru scenariusza narażenia. Powinien on 

w pełny sposób odzwierciedlać możliwości przedostawania i uwalniania substancji w śro- 

192


dowisku. Oszacowanie emisji substancji czynnej/produktu biobójczego do poszczególnych 

elementów środowiska ma duży wpływ na końcowy wynik oceny ryzyka. 


Dyrektywa 98/8/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 16 lutego 1998 r. dotycząca 

wprowadzania do obrotu produktów biobójczych. Dz.Urz. WE , L Nr 123 z 24 kwietnia 

1998 r. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 28 maja 2008 r. w sprawie wzoru wniosku o wydanie 

pozwolenia na wprowadzenia do obrotu, pozwolenia tymczasowego albo wpisu do 

rejestru produktów biobójczych niskiego ryzyka, sposobu przedstawienia dokumentacji 

oraz wymagań, jakim powinna odpowiadać dokumentacja niezbędna do oceny substancji 

czynnej i produktu biobójczego, DzU z 2008 r. nr 101, poz. 650. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 17 stycznia 2003 r. w sprawie kategorii i grup produktów 

biobójczych według ich przeznaczenia, DzU nr 16, poz. 150. 

Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 28 maja 2008 r. w sprawie jednolitych procedur 

oceny dokumentacji produktu biobójczego oraz kryteriów postępowania przy ocenie 

produktu biobójczego, DzU nr 101 poz. 651. 

Overview of Availability of Environmental Emission Scenario Documents (ESDs) for Biocides 

Product Types (PTs), ESDs Overview, Dokument Europejskiego Biura Chemicznego, 

Ispra, 2004. 

P. van der Poel & J. Bakker. 2002. Emission Scenario Document for Biocides: Emission scenarios 

for all 23 product types of EU Directive 98/8/EC. RIVM Report 601450009/2002. 

Technical Guidance Document on Risk Assessment in support of Commission Directive 

93/67/EEC on Risk Assessment for new notified substances Commission Regulation 

(EC) No 1488/94 on Risk Assessment for existing substances, Directive 98/8/EC of the 

European Parliament and of the Council concerning the placing of biocidal products on 

the market. 

Biocides Environmental Emission Scenarios, Supplement to the methodology for risk evaluation 

of biocides – EUBEES, European Commission DG ENV/RIVM, 2004. 

OECD Guidelines for the Testing of Chemicals, 2006. 

Rozporządzenie (WE) nr 1907/2006 Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 18 grudnia 

2006 r. w sprawie rejestracji, oceny, udzielania zezwoleń i stosowanych ograniczeń 

w zakresie chemikaliów (REACH), utworzenia Europejskiej Agencji Chemikaliów, zmieniające 

dyrektywę 1999/45/WE oraz uchylające rozporządzenie Rady (EWG) nr 793/93 

i rozporządzenie Komisji (WE) nr 1488/94, jak również dyrektywę Rady 76/769/EWG 

i dyrektywy Komisji 91/155/EWG, 93/67/EWG, 93/105/WE i 2000/21/WE. 

193


Iwona Wiśniewska, Barbara Jaworska-Łuczak 

Wytyczne Europejskiego Urzędu ds. Bezpieczeństwa 

Żywności (EFSA) do oceny roślin genetycznie 

zmodyfikowanych zawierających 

„geny spiętrzone” 

Guidelines of European Food Safety Authority (EFSA) for 

genetically modified plants containing „stacked genes” 

Słowa kluczowe: Europejski Urząd ds. Bezpieczeństwa Żywności (EFSA), Panel Naukowy 

ds. organizmów modyfikowanych genetycznie (GMO), „geny spiętrzone”, ocena ryzyka. 

Key words: European Food Safety Authority (EFSA), Scientific Panel on Genetically Modified 

Organisms (GMO), „stacked genes”, risk assessment. 

This article describes the actions taken by the European Food Safety Authority (EFSA) 

in the subject of the genetically modified organisms. This includes presentation and discussion 

on EFSA’s guidelines for risk assessment of genetically modified plants containing 

“stacked genes”. 


Europejski Urząd ds. Bezpieczeństwa Żywności (EFSA) jest kluczowym organem Unii 

Europejskiej powołanym na mocy rozporządzenia (WE) 178/2002 do realizacji zadań związanych 

z bezpieczeństwem żywności. EFSA dostarcza niezależnych naukowych opinii oraz 

informacji na temat oceny istniejącego lub pojawiającego się ryzyka. EFSA jest organem finansowanym 

z budżetu Komisji Europejskiej, ale działającym niezależnie od Komisji Europejskiej, 

Parlamentu Europejskiego i Krajów Członkowskich. Opinie naukowe opracowywane 

są przez Komitet Naukowy i dziesięć Paneli Naukowych, z których każdy działa 

Dr Iwona Wiśniewska, mgr Barbara Jaworska-Łuczak – Główny Inspektorat Sanitarny 

w Warszawie. 

194

Wytyczne Europejskiego Urzędu ds. Bezpieczeństwa Żywności (EFSA) do oceny roślin... 

w zakresie swoich kompetencji. Panel ds. organizmów modyfikowanych genetycznie (Panel 

GMO) zajmuje się zagadnieniami dotyczącymi organizmów modyfikowanych genetycznie 

(roślin, zwierząt i mikroorganizmów) zdefiniowanych w dyrektywie 2001/18/WE. Panel ten 

ocenia wnioski dotyczące GMO składane na podstawie rozporządzenia (WE) 1829/2003 

i/lub dyrektywy 2001/18/WE oraz zajmuje się ogólnymi zagadnieniami dotyczącymi oceny 

zagrożeń związanych z GMO i produktami pochodnymi, opracował także wiele wytycznych 

m.in. do oceny ryzyka roślin modyfikowanych genetycznie oraz pochodzącej z nich żywności 

i pasz, wytyczne do oceny ryzyka mikroorganizmów modyfikowanych genetycznie i pochodnych 

produktów mających zastosowanie w żywności i paszach oraz ostatnio przygotowane 

wytyczne do oceny roślin modyfikowanych genetycznie zawierających geny spiętrzone 

(„gene stacked”). 

W artykule przedstawiono wytyczne EFSA do oceny roślin modyfikowanych genetycznie 

zawierających geny spiętrzone („gene stacked”). 

W myśl ustawy z dnia 22 czerwca 2001 r. przez organizm modyfikowany genetycznie 

(GMO) rozumie się organizm inny niż organizm człowieka, w którym materiał genetyczny 

został zmieniony w sposób niezachodzący w warunkach naturalnych wskutek krzyżowania 

lub naturalnej rekombinacji. Organizm modyfikowany genetycznie oraz wszystkie identyczne 

klony otrzymane następnie w wyniku procesu transformacji nazywane są ogólnie zdarzeniem 

transformacyjnym („transformation event”). Jeśli w procesie transformacji przeniesiono 

więcej niż jeden gen, otrzymane GMO posiada spiętrzone geny („stacked genes”) lub 

spiętrzone cechy („stacked traits”) i nazywane jest „stacked transformation events”. Takie 

organizmy zazwyczaj otrzymuje się jako wynik konwencjonalnego krzyżowania dwu organizmów 

transgenicznych zawierających różne transgeny lub technikami inżynierii genetycznej 

w jednym lub w dwu etapach. Organizmy te mają szczególnie duże znaczenie w hodowli 

roślin bowiem posiadają jednocześnie kilka istotnych z hodowlanego punktu widzenia cech 

– np. odporność na szkodniki i herbicydy. 

2. Ogólne zasady oceny ryzyka roślin zawierających 

kilka zdarzeń transformacyjnych 

W przypadku krzyżowania roślin GM zaakceptowanych zgodnie z rozporządzeniem 

1829/2003/WE lub dyrektywą 2001/18/WE z roślinami niezmodyfikowanymi genetycznie nie 

jest wymagane dalsze przeprowadzanie oceny ryzyka. Jednakże, jeżeli roślina GM obejmuje 

więcej niż jedno zdarzenie transformacyjne (stacked transformation events), wówczas ocena 

ryzyka jest w Unii Europejskiej wymagana. W ocenie tej należy uwzględnić potencjalne środowisko, 

do którego ma nastąpić uwolnienie (dyrektywa 2001/18/WEC; Załącznik II, część C1). 

W przypadku roślin zwierających geny spiętrzone ocena ryzyka powinna być przeprowadzona 

według wytycznych EFSA dla każdego indywidualnego zdarzenia transformacyj- 

195


nego, o ile wcześniej taka ocena nie była przeprowadzana dla roślin z pojedynczą transformacją. 

Główne zasady takiej oceny podają wytyczne EFSA, jednakże każdy przypadek 

należy rozpatrywać indywidualnie. W konsekwencji mogą być wymagane informacje dodatkowe. 

Gdy ocenie zostaną poddane wszystkie pojedyncze zdarzenia transformacyjne, 

ocena ryzyka w przypadku kilku zdarzeń transformacyjnych powinna obejmować głównie 

zagadnienia stabilności ekspresji genów i potencjalnej interakcji pomiędzy zdarzeniami 

transformacyjnymi. Zgodnie z wytycznymi EFSA odniesieniem do takiej oceny powinien być 

materiał rodzicielski GM, jak również odpowiednie genotypy niezmodyfikowane genetycznie 

o porównywalnym tle genetycznym. Wybór materiału odniesienia powinien być szczegółowo 

umotywowany. 

3. Wymagane informacje szczegółowe 

3.1. Analiza molekularna 

Analiza molekularna powinna skupiać się na: 

1) nienaruszalności i stabilności insertów DNA podczas krzyżowania, 

2) ekspresji cechy, 

3) potencjalnych interakcjach między zdarzeniami transformacyjnymi na poziomie DNA 

oraz białek i cech. 

W ocenie powinno być wykazane, że każde ze zdarzeń transformacyjnych w roślinie 

ma te same cechy molekularne i taką samą charakterystykę molekularną jak w przypadku 

pojedynczych zdarzeń transformacyjnych. Umożliwi to potwierdzenie identyczności próbki 

w badaniach porównawczych. Nienaruszalność zdarzeń transformacyjnych w roślinie jest 

również dobrym wskaźnikiem stabilności cechy. Porównanie struktury insertu w oryginalnym 

zdarzeniu transformacyjnym ze zdarzeniem zawierającym kilka insertów powinno być 

przeprowadzone na materiale reprezentatywnym przeznaczonym do produkcji komercyjnej 

i wchodzącym zarówno do łańcucha pokarmowego jak i do środowiska. Zastosowanie tu 

mają techniki molekularne takie jak łańcuchowa reakcja polimerazy (PCR) i hybrydyzacja 

DNA-DNA typu Southern, przy czym należy odpowiednio dobrać sondę i enzymy restrykcyjne, 

tak aby było możliwe udokumentowanie nienaruszalności i stabilności insertu oraz 

regionu flankującego. 

Istotnym jest również ocena potencjalnych interakcji między zdarzeniami transformacyjnymi, 

które mogą mieć wpływ na zdrowie ludzi, zwierząt i/lub na środowisko. Na poziomie 

DNA powinna być np. oszacowana możliwość wyciszania genów (gene silencing).Wymagana 

jest również analiza poziomu nowo syntetyzowanych białek. Należy być świadomym 

różnic w ekspresji szeregu białek w przypadku pojedynczego zdarzenia transformacyjnego 

w porównaniu z przypadkiem obejmującym kilka zdarzeń transformacyjnych, bowiem takie 

różnice występują również podczas konwencjonalnego krzyżowania roślin niezmodyfiko- 

196


wanych genetycznie jako konsekwencja różnic występujących w tle genetycznym. Należy 

określić wpływ wszelkich różnic w ekspresji białek na obserwowany fenotyp. 

Stabilność ekspresji białek i fenotypu również powinna być oszacowana na materiale 

reprezentatywnym przeznaczonym do produkcji komercyjnej i wchodzącym do łańcucha 

pokarmowego i do środowiska. 

Jeżeli zmieniona ekspresja genów i/lub fenotyp zostaną uznane za potencjalnie bezpieczne, 

dalsza ocena np. dodatkowe próby polowe, badania środowiskowe czy odpowiednie 

badania obejmujące żywienie zwierząt są wymagane w zależności od przypadku. 

3.2. Analiza porównawcza 

W przypadku roślin zawierających kilka zdarzeń transformacyjnych wymagane jest 

przynajmniej jednoroczne doświadczenie polowe w miejscu reprezentatywnym dla warunków 

klimatycznych, w jakich rośliny będą uprawiane. Na podstawie wyników tych doświadczeń 

podejmuje się decyzję o konieczności dalszych analiz i doświadczeniach polowych. 

Wybór składników odżywczych, antyodżywczych, alergenów i naturalnych toksyn 

do analizy i do oceny porównawczej powinien być przeprowadzony zgodnie z wytycznymi 

OECD prezentującymi uzgodnione stanowisko. W poszczególnych przypadkach, w zależności 

od wprowadzonej cechy, do analizy powinny być wyselekcjonowane dodatkowe 

komponenty. 

Oprócz możliwych zmian w składzie roślin zawierających kilka zdarzeń transformacyjnych 

mogą pojawić się zmiany w cechach agronomicznych i w fenotypie. Zmiany te mogą być 

niezamierzone, np. mogą modyfikować wrażliwość na czynniki biotyczne i abiotyczne. Z tego 

powodu możliwe różnice fenotypowe i agronomiczne muszą być oszacowane w próbach polowych 

przynajmniej jedno sezonowych, jak poprzednio. Tutaj również mogą być wymagane 

dodatkowe informacje z większej liczby doświadczeń polowych w zależności od przypadku. 

3.3. Ocena żywności i pasz GM 

Ocena żywności i pasz GM powinna być przeprowadzona pod kątem potencjalnego 

wzrostu toksyczności i/lub alergenności dla ludzi i zwierząt lub pod kątem modyfikacji wartości 

odżywczej wynikającej z kilku zdarzeń transformacyjnych. Te potencjalne skutki mogą 

być efektem addytywności, synergizmu lub antagonizmu produktów genów lub metabolitów 

i mogą być szczególnie istotne, jeżeli połączona ekspresja wprowadzonych genów powoduje 

nieoczekiwane skutki w szlakach biochemicznych. 

197


3.4. Ocena ryzyka środowiskowego 

Ocena ryzyka środowiskowego powinna uwzględniać ocenę indywidualnego zdarzenia 

transformacyjnego oraz dodatkowe dane wynikające z charakterystyki molekularnej 

i analizy składu wszystkich zdarzeń transformacyjnych uzyskane podczas 

oceny potencjalnej interakcji pomiędzy genami i produktami genów. W ocenie ryzyka 

środowiskowego powinno oszacować się wszelkie interakcje pomiędzy zdarzeniami 

transformacyjnymi, które mogą powodować zmianę wpływu roślin GM na środowisko. 

W szczególnych przypadkach kombinacja transgenów może powodować zmiany w poziomie 

ekspresji, co może prowadzić do znacznego wpływu biologicznego, który również 

należy oszacować. Trzeba jednak podkreślić, że poziom ekspresji może się też 

zmienić w przypadku pojedynczego zdarzenia transformacyjnego. Jeżeli potencjalny 

efekt szkodliwy zostanie zidentyfikowany eksperymentalnie lub jeżeli istnieją przesłanki 

naukowe, że taki efekt może wystąpić, należy dostarczyć wyniki dalszych badań lub 

dodatkowe informacje. 

Koniecznym jest również porównanie roślin zawierających kilka zdarzeń transformacyjnych 

z najbardziej odpowiednim komparatorem podczas jednego reprezentatywnego 

okresu wegetacyjnego oraz w kilku lokalizacjach geograficznych reprezentatywnych dla 

różnych warunków środowiska, w których roślina GM będzie uprawiana. Mogą być wymagane 

dodatkowe dane polowe, jeśli obserwuje się zmiany w zachowaniu, przydatności, 

rozmnażaniu, przeżywalności czy rozprzestrzenianiu. 

Wymagana są również ocena /identyfikacja potencjalnej zmiany wpływu biobójczego 

produktów genów na organizmy docelowe w przypadku kilku zdarzeń transformacyjnych 

w porównaniu do indywidualnych zdarzeń transformacyjnych. W tym celu powinno 

być przeprowadzone początkowo jednoroczne doświadczenie polowe, natomiast 

w przypadku obserwowania istotnych zmian mogą być wymagane dodatkowe badania. 

Ponieważ przypadek kilku zdarzeń transformacyjnych może mieć inny wpływ na organizmy 

docelowe w porównaniu z pojedynczymi zdarzeniami transformacyjnymi, należy 

skupić się na zmianach wrażliwości organizmów niedocelowych i/lub specyficzności biobójczych 

produktów transgenów. Aby potwierdzić hipotezę, że nie dochodzi do interakcji 

między produktami genów, wymagane są co najmniej jednoroczne badania polowe. 

Tam, gdzie to konieczne, mogą być konieczne dalsze badania laboratoryjne z użyciem 

materiału roślinnego zawierającego kilka przypadków transformacyjnych oraz szeregu 

istotnych organizmów niedocelowych spełniających funkcje ekologiczne. 

Wytyczne zalecają również określenie różnic w specyficznej uprawie, zarządzaniu 

i technikach zbioru między roślinami zawierającymi kilka zdarzeń transforamcyjnych 

oraz liniami rodzicielskimi, a także każdy wpływ tych różnic na środowisko, a gdzie to 

konieczne – poparcie odpowiednimi danymi. 

198


3.5. Środowiskowy plan monitoringu 

Ogólne zasady monitoringu środowiskowego opisane w wytycznych Panelu EFSA ds. 

GMO odnoszą się również do przypadku kilku zdarzeń transformacyjnych. W każdym przypadku 

powinny być brane pod uwagę wyniki oceny ryzyka środowiskowego oraz wyniki 

zaproponowanego monitoringu lub określonego dla pojedynczego przypadku transformacyjnego. 

W ocenie ryzyka środowiskowego należy wziąć pod uwagę każde dodatkowe narażenie 

środowiskowe lub inne efekty spowodowane kombinacją efektów zidentyfikowanych. 

Ogólny nadzór powinien być taki jak dla każdej innej uprawy GM i należy brać pod 

uwagę nadzór zaproponowany lub określony i poprzednio zaaprobowany dla pojedynczego 

przypadku transformacyjnego. 


Akty prawne 

Rozporządzenie (WE) 178/2002 Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 28 stycznia 

2002 r. ustanawiające ogólne zasady i wymagania prawa żywnościowego, powołujące 

Europejski Urząd ds. Bezpieczeństwa Żywności oraz procedury w zakresie bezpieczeństwa 

żywności. L31/1: 463–486. 

Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 2001/18/WE z dnia 12 marca 2001 r. w sprawie 

zamierzonego uwalniania do środowiska organizmów zmodyfikowanych genetycznie 

i uchylająca dyrektywę Rady 90/220/EWG. L 106, 0001–0039. 

Rozporządzenie (WE) 1829/2003 Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 22 września 

2003 r. w sprawie genetycznie zmodyfikowanej żywności i paszy. L 268, 0001–0023. 

Guidance document for the risk assessment of genetically modified plants and derived food 

and feed by the Scientific Panel on Genetically Modified Organisms (GMO). May 2006. 

Guidance document of the Scientific Panel on Genetically Modified Organisms for the risk 

assessment of genetically modified microorganisms and their derived products intended 

for food and feed use, The EFSA Journal (2006) 374, 1–115. Summary The EFSA 

Journal (2006) 374, 1–115. 

Guidance Document of the Scientific Panel on Genetically Modified Organisms for the risk 

assessment of genetically modified plants containing stacked transformation events. 

The EFSA Journal (2007) 512, 1–5. 

Ustawa z dnia 22 czerwca 2001 r. o organizmach genetycznie zmodyfikowanych. 

DzU z 2001 r. nr 76, poz. 811. 

199


Mieczysława Giercuszkiewicz-Bajtlik, Barbara Gworek 

METODY ZEWNĘTRZNEJ OCENY JAKOŚCI BADAŃ LABORATORIÓW 

WYKONUJĄCYCH ANALIZY WYBRANYCH PIERWIASTKÓW 

W PRÓBKACH ŚRODOWISKOWYCH 

METHODS FOR EXTERNAL TESTING QUALITY CONTROL 

OF LABORATORIES ANALYZING SELECTED ELEMENTS 

IN ENVIRONMENTAL SAMPLING 

Słowa kluczowe: metrologia chemiczna, spójność pomiarowa, porównania międzylaboratoryjne. 

Key words: chemical metrology, measurement traceability, interlaboratory comparisons. 

Interlaboratory comparisons are valuable information sources for participating laboratories 

for they confirm the quality of the results obtained and the proficiency of a laboratory in 

a given range of determinations, or provide a critical evaluation of the quality of test results. 

Thus the participation of laboratories in the quality management system shall be regarded 

as an external laboratory proficiency testing. 

In conformity with the PN-EN ISO/IEC 17025:2005 Standard “General requirements for 

the competence of testing and calibration laboratories”, a laboratory shall assure its quality 

control by regularly using certified reference materials and/or by internal quality monitoring 

with the use of secondary reference materials as well as by entering into the interlaboratory 

comparison- or proficiency testing programmes. 


Rozwój globalizacji dyktuje potrzebę wysokiej jakości badań chemicznych niezbędnych 

w kontroli jakości życia współczesnego społeczeństwa oraz w procesie wymiany towarów 

Dr inż. Mieczysława Giercuszkiewicz-Bajtlik, prof. dr hab. Barbara Gworek – Instytut 

Ochrony Środowiska w Warszawie; Katedra Nauk o Środowisku Glebowym. Szkoła Główna 

Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. 

200

Metody zewnętrznej oceny jakości badań laboratoriów wykonujących analizy... 

i usług. System zapewnienia jakości powinien być wspomagany wynikami wysokiej jakości 

badań. W ostatnim dziesięcioleciu podjęto działania na poziomie międzynarodowym służące 

uznawaniu i porównywaniu wyników pomiaru oraz badań fizycznych i chemicznych, np. 

badania jakości żywności drogą oznaczania zawartości substancji toksycznych w środkach 

spożywczych, w tym pozostałości pestycydów, czy zawartości kadmu w mleku itp. Badania 

kontrolne prowadzone są również w środowisku wód powierzchniowych i podziemnych, 

dotyczą zanieczyszczenia gleb i powietrza. Na podstawie powyższych badań podejmowane 

są decyzje prawne, np.: – czy dany produkt może być przeznaczony do spożycia; – czy 

woda nadaje się do picia. 

Stwierdzono (Bulska, Taylor 2003) potrzebę wprowadzenia szerokiej wiedzy metrologicznej 

w analizie chemicznej, by wyniki badań tego samego wskaźnika w takim samym materiale 

prowadzone przez różne laboratoria nie różniły się znacząco i można było je porównywać. Zasady 

dobrej praktyki laboratoryjnej są podstawą chemicznego procesu analitycznego. Europejski 

program TrainMIC (Traing Metrology in Chemistry) jest otwarty na współpracę z każdą 

instytucją zajmującą się wprowadzaniem zasad metrologii w analizie chemicznej . 

Stan infrastruktury metrologicznej w Polsce określa European Commission Raport EUR 

199915EN, przygotowany na zlecenie Komisji Europejskiej, w którym opisano działania 

prowadzone przez najważniejsze instytucje rządowe: 

1) Główny Urząd Miar, 

2) Polski Komitet Normalizacyjny, 

3) Komitet Chemii Analitycznej Polskiej Akademii Nauk, 

4) Polskie Centrum Akredytacji, 

5) Klub Polskich Laboratoriów Badawczych POLLAB, 

6) Stowarzyszenie RefMAT. 

Metrologia chemiczna jest nauką o pomiarach również w chemii analitycznej. W analizie 

chemicznej celem jest oznaczenie ilości danej substancji w próbce. Kalibracja przyrządu 

powinna być przeprowadzona za pomocą certyfikowanych wzorców umożliwiających wykazanie 

spójności pomiarowej uzyskanego wyniku. W pomiarach chemicznych obok kalibracji 

przyrządu pomiarowego, istotnym problemem jest rodzaj analizowanej próbki, ważna jest 

znajomość wpływu matrycy na wynik pomiaru. Zgodnie z zasadami metrologii analityk powinien 

przeprowadzić walidację stosowanej metody pomiarowej oraz wyznaczyć niepewność 

pomiaru. W ostatnich latach podjęto szereg inicjatyw na forum międzynarodowym w zakresie 

stosowania zasad metrologii w pomiarach chemicznych: 

1) EUROCHEM oraz CITAC opracowały przewodnik do wyznaczania niepewności wyniku 

pomiaru zgodnie z zasadami metrologii; 

2) Nowa Norma ISO/IEC 17025:2005 Ogólne wymagania dotyczące kompetencji laboratoriów 

badawczych i wzorcujących uwzględnia jako obowiązujące podstawowe wymagania 

metrologiczne. 

201


Zasady metrologii wymagane do stosowania w analizie chemicznej przez Normę 

ISO/IEC 17025:2005 są następujące: 

1) wybór odpowiedniej procedury badawczej i przeprowadzenie jej walidacji celem uzyskania 

właściwych parametrów pomiarowych; 

2) określenie wzorca, względem którego wynik zachowuje spójność pomiarową; 

3) potwierdzenie tej spójności; 

4) wyznaczenie niepewności wyniku; 

5) zastosowanie właściwego Certyfikowanego Materiału Odniesienia. 

Bulska, Taylor [2003] podkreśla, że najważniejszą cechą rzetelnego wyniku jest jego 

spójność pomiarowa względem stosowanego wzorca, co daje możliwość porównywania 

wyników pomiaru. Zapewnienie spójności pomiarowej jest realizowane poprzez porównywanie 

pojedynczego wyniku względem powszechnie akceptowanego, najlepiej o uznaniu 

międzynarodowym, wzorca wyższego rzędu. Użyteczne porównanie wyników jest zasadne 

wtedy, gdy są one wyrażane w takich samych jednostkach lub odnoszą się do takiej samej 

skali pomiarowej. Większość stosowanych obecnie jednostek należy do międzynarodowego 

systemu SI (m, kg, s, A, K, mol). 

Spójność pomiarowa może być również realizowana poprzez odniesienie do powszechnie 

uznanych skal wartości, jak na przykład: parametr „delta” stosowany w pomiarach izotopowych, 

skala pH, liczba oktanowa przy ocenie jakości paliwa. 

W codziennej praktyce stosuje się zwykle zamiast wzorców pierwszego rzędu (najwyższej 

wartości metrologicznej) wzorce robocze. W pomiarach chemicznych najbardziej przydatną 

metodą określania spójności pomiarowej jest wykorzystanie procedury walidacji metody. 

Określony przez analityka łańcuch zapewniający spójność pomiarową musi zawsze 

uwzględniać niepewność odpowiednią do danego szczebla porównań. Znajomość wartości 

niepewności przypisanych do otrzymanych wyników jest niezbędnym elementem porównywania 

wyników między laboratoriami, klientami oraz instytucjami, które wykorzystują wyniki 

pomiarów. Podawanie niepewności wyniku jest również dowodem na to, że laboratorium 

pracuje zgodnie z uznanymi międzynarodowo standardami. Podawanie wyniku z przypisaną 

mu niepewnością jest niezmiernie ważne przy porównywaniu wyników, szczególnie wtedy, 

gdy podejmowane na tej podstawie decyzje dotyczą poziomów stężeń w obszarze bliskim 

granicznym (na przykład najwyższe dopuszczalne stężenie danej substancji – NDS). 

Certyfikowane Materiały Odniesienia są uznawane za jedne z najlepszych elementów 

zapewnienia spójności pomiarowej i walidacji procedury pomiarowej. Wynik badań łącznie 

z przypisaną mu niepewnością jest porównywany z wartością certyfikowaną. Należy do porównania 

dobierać materiał odniesienia w największym stopniu zbliżony do badanych próbek 

zarówno ze względu na zawartą matrycę i stężenie analitu. 

Porównania międzylaboratoryjnych badań są cennym źródłem informacji dla biorących 

w nich udział laboratoriów, ponieważ potwierdzają jakość otrzymanych wyników – wysokie 

kompetencje laboratorium w zakresie danych oznaczeń lub krytyczną ocenę jakości badań. 

202


Udział w badaniach międzylaboratoryjnych powinien być traktowany jako zewnętrzna ocena 

jakości badań danego laboratorium. 

2. PROGRAM BADANIA BIEGŁOŚCI LABORATORIUM 

Zgodnie z Przewodnikiem ISO/IEC 43-1:1997 badanie biegłości PT (Proficiency Testing) 

to ocena za pomocą międzylaboratoryjnych badań porównawczych zdolności laboratorium 

do przeprowadzania badań . Bulska [2007] podkreśla, że w każdym porównaniu 

międzylaboratoryjnym podstawowym zadaniem laboratorium jest wykonanie oznaczeń do 

dostarczonej przez organizatorów próbki w warunkach identycznych z codzienną praktyką 

postępowania w danym laboratorium. Uzyskane w laboratorium wyniki są następnie porównywane 

z przyjętą przez organizatora wartością odniesienia, a ocena kompetencji laboratorium 

obejmuje dodatkowo stosowanie wskaźników klasyfikujących dany wynik w stosunku 

do wartości odniesienia. W przypadku uzyskania wyników spełniających określone kryteria 

laboratorium potwierdza swoje kompetencje w zakresie prowadzonych pomiarów. 

Pasławski [2005] podaje, że w analizie chemicznej na świecie o wiarygodności wyników 

laboratorium badawczego decydują trzy kryteria: 

1) wyniki porównań międzylaboratoryjnych, 

2) wyniki analiz kontrolnych certyfikowanych materiałów odniesienia, 

3) posiadanie akredytacji. 

Korzyści wynikające z udziału w porównaniach międzylaboratoryjnych są następujące: 

1) bardzo dobra kontrola jakości analiz i element sterowania jakością badań, 

2) uzyskanie materiałów odniesienia, 

3) nobilitacja laboratorium z racji udziału w renomowanych porównaniach (nazwa laboratorium 

w spisie laboratoriów), 

4) element walidacji metody i oceny niepewności, 

5) zwiększenie zaufania klienta (umieszczenie wyników uczestników porównań na stronie 

internetowej), 

6) zwiększenie zaufania do laboratorium organizacji akredytującej. 

3. PROCEDURY OPERACYJNE SYSTEMU ZARZĄDZANIA JAKOŚCIĄ BADAŃ 

KOORDYNATORA PROGRAMU PORÓWNAŃ MIĘDZYLABORATORYJNYCH 

Programy badania biegłości są znane jako programy zewnętrznej oceny jakości (EQA) 

Extermal Quality Assessment. Koordynator badania biegłości powinien spełniać wymagania 

dotyczące zarządzania jakością i kompetencji technicznych zgodnie z normą PN-EN 

ISO/IEC 17025: 2005 potwierdzone akredytacją. 

203


Przewodnik ISO/IEC 43-1; 1997, zaleca ustanowienie, utrzymywanie i doskonalenie 

systemu zarządzania jakością koordynatora programu badania biegłości. Koordynator powinien 

posiadać dokumentację systemową: księgę jakości, procedury systemowe. 

3.1.Wymagania dotyczące systemu zarządzania 

Wytyczne dotyczące wymagań odnośnie kompetencji organizatorów programów badania 

biegłości ILAC-G13:2000 definiują, że program badania biegłości, to porównania międzylaboratoryjne 

zaprojektowane i przeprowadzone w celu upewnienia się co do możliwości 

laboratorium w określonych dziedzinach badań. Program może obejmować określony 

rodzaj badania lub kilka badań dotyczących określonych wyrobów, obiektów lub materiałów. 

Udokumentowany system zarządzania jakością powinien określić role i odpowiedzialność 

kierownika technicznego i kierownika ds. jakości oraz koordynatora, obejmujące ich odpowiedzialność 

dotyczącą zapewnienia zgodności z powyższymi wytycznymi. 

3.2. Wymagania techniczne 

Wytyczne ILAC-G13:2000 informują, że koordynacji i prowadzenia programów badania 

biegłości powinni podejmować się tylko tacy organizatorzy, którzy mają doświadczenie dotyczące 

międzylaboratoryjnych badań porównawczych i określonych rodzajów obiektów badań 

i/lub materiałów. Organizatorzy powinni mieć również kompetencje dotyczące pomiarów 

właściwości objętych programem. 

Jeżeli laboratorium organizatora posiada akredytację w odniesieniu do normy PN-EN ISO/ 

IEC 17025:2005 w zakresie odpowiednich badań jest to wystarczającym dowodem posiadania 

kompetencji. Podczas oceny zgodności organizatora z powyższymi wytycznymi jako zadawalające 

należy traktować jego uczestnictwo w odpowiednich programach badania biegłości . 

Organizator powinien ustanowić grupę doradczą złożoną ze specjalistów technicznych 

posiadających doświadczenie w dziedzinie badań prowadzonych przez organizatora porównań 

międzylaboratoryjnych oraz ze statystyka w celu projektowania i wdrażania każdego programu 

badania biegłości i analizowania wyników badań przekazywanych przez uczestników. 

3.3. Przygotowanie obiektów badań 

Zgodnie z Wytycznymi ILAC-G13:2000 w planowaniu procesu dotyczącego przygotowania, 

badania oraz rozsyłania badanych materiałów i obiektów badań organizator powinien 

zapewnić procedury i środki do: 

204


1) wyboru materiału, 

2) zachowania właściwego środowiska do przygotowania i badania materiału, 

3) przygotowania materiału, 

4) mierzenia i badania, 

5) wzorcowania/walidowania wyposażenia oraz metod pomiarowych, 

6) oceniania jednorodności badanego materiału, 

7) organizowania porównań międzylaboratoryjnych ze współpracownikami, 

8) zapewnienia odpowiedniego pakowania i etykietowania, 

9) zapewnienia właściwych warunków transportu i przygotowania dystrybucji, 

10) statystycznej analizy wyników badań i wartości odniesienia wielkości mierzonych oraz 

ich niepewności. 

Organizator powinien móc wykazać, że badany materiał jest dostatecznie jednorodny 

do konkretnego programu badania biegłości. 

3.4. Opracowanie statystyczne modelu badań 

Organizator powinien udokumentować statystyczny model badań i metody analizowania 

danych. Podczas projektowania programu organizator powinien zwrócić uwagę na następujące 

kwestie: 

1) wymaganą precyzję badań, 

2) najmniejsze różnice wykrywane między wynikami badań oznaczanymi przez poszczególne 

laboratoria przy pożądanym poziomie ufności, 

3) liczbę próbek, które mają być badane i liczbę powtórzeń badań, które mają być wykonane 

na każdej próbce lub do każdego oznaczenia, 

4) procedury, które mają być stosowane do określenia wartości odniesienia każdej wielkości 

mierzonej, 

5) procedury, które mają być stosowane do identyfikowania wartości odbiegających, 

6) oraz jeżeli to stosowne jednorodność i stabilność badanych materiałów. 

3.5. Analiza danych i interpretacja wyników programu 

Analiza danych powinna określić statystyki sumarycznych wyników i osiągniętych 

rezultatów wraz z towarzyszącymi informacjami, zgodnie z modelem statystycznym 

programu badania biegłości i jego celami. Wpływ wyników skrajnych na opracowania 

statystyczne powinien zostać zminimalizowany drogą odpowiednich metod statystycznych. 

205


Organizator powinien zapewnić sobie pomoc doradców technicznych w tym statystyków 

celem opracowania profesjonalnego komentarza dotyczącego osiągniętych rezultatów 

programu badania biegłości: 

1) z uwzględnieniem niepewności pomiaru, 

2) zmienności między metodami, 

3) prawdopodobnych źródeł błędu, 

4) zaleceń i ogólnych komentarzy. 

Sprawozdanie z programu badania biegłości powinno być wyczerpujące i zawierać 

dane dotyczące rozkładu wyników od wszystkich uczestników, wraz ze wskazaniem osiągniętych 

rezultatów każdego z nich. 

4. POSUMOWANIE 

Nowoczesne, skomputeryzowane techniki instrumentalne nie eliminują automatycznie 

możliwości popełniania błędów systematycznych w analizie chemicznej w wyniku efektów 

matrycowych i interferencji czy błędów popełnianych na etapie pobrania reprezentacyjnej 

próbki oraz przygotowania próbki do badań [Polkowska-Motrenko, Dobkowski 2005]. 

Zgodnie z Normą PN-EN ISO/IEC 17025:2005 „Ogólne wymagania dotyczące kompetencji 

laboratoriów badawczych i wzorcujących” laboratorium powinno zapewnić jakość 

badań poprzez: regularne korzystanie z certyfikowanych materiałów odniesienia i/lub wewnętrzne 

nadzorowanie jakości z wykorzystaniem wtórnych materiałów odniesienia, udział 

w programach porównań międzylaboratoryjnych lub programach badania biegłości. 

Trzy podstawowe dokumenty międzynarodowe dotyczą projektowania i działania programów 

porównań międzylaboratoryjnych i badań biegłości laboratorium: 

1) Przewodnik ISO/IEC 43 – 1:1997, 

2) Przewodnik ILAC-G13:2000, 

3) Norma ISO 13528 Statistical methods for use in proficiency testing by interlaboratory 

comparison. 

Wiele organizacji międzynarodowych w tym EA (European co-operation for Accreditation), 

EURACHEM (Fokus for Analitical Chemistry in Europe) i EUROLAB (European Federation of 

National Associations of Measurement Testing and Analytical Laboratories) podkreśla istotną 

rolę porównań międzylaboratoryjnych w badaniu biegłości laboratoriów analitycznych. 

Polskie Centrum Akredytacji traktuje badania biegłości i porównań międzylaboratoryjnych 

jako jeden z podstawowych elementów wykazania kompetencji technicznych akredytowanych 

laboratoriów. Laboratoria powinny wykorzystywać badania biegłości i porównania 

międzylaboratoryjne jako narzędzia zewnętrznego sterowania jakością. Zgodnie z polityką 

Polskiego Centrum Akredytacji w okresie ważności akredytacji laboratorium badawcze 

powinno w każdym cyklu akredytacji uczestniczyć z pozytywnym wynikiem przynajmniej 

206


w jednym programie badań biegłości porównań międzylaboratoryjnych dla każdej z podstawowych 

dziedzin badań pomiarów objętych zakresem akredytacji. 

W Europie i Ameryce Północnej działa wiele laboratoriów specjalizujących się w organizacji 

porównań międzylaboratoryjnych i badań biegłości [Polkowska-Motrenko, Dobkowski 

2005]. Bogaty program badań biegłości dla laboratoriów analizujących skład chemiczny, 

np. żywności znamy pod nazwą FAPAS, prowadzących badania mikrobiologiczne żywności 

pod nazwą FEPAS oraz badania wód i środowiska pod nazwą LEAP, które prowadzi angielskie 

Central Science Laboratory. 

Laboratoria analityczne mogą korzystać również z programów porównań badań biegłości 

organizowanych przez IRMM w Geel w Belgii oraz Uniwersytet Wagenigen w Holandii. 

Firma Aquacheck Anglia w organizowanych programach porównań międzylaboratoryjnych 

proponuje uczestniczenie w analizie ponad 40 rodzajach próbek i ponad 450 parametrów. 

Każdego roku udział w programach bierze około 500 laboratoriów z ponad 50 krajów 

w zakresie: 

1) analizy nieorganicznej wody: aniony, kationy, produkty uboczne odkażania, 

2) analizy organicznej składników wody, 

3) analizy wód ściekowych, 

4) analizy wód i osadów, 

5) ekotoksykologii. 

Firma Quality Management (QM) Anglia organizuje programy badania biegłości laboratoriów 

z ponad 80 krajów, dotyczące analiz chemicznych i mikrobiologicznych środków 

spożywczych. 

Firma LGC Promochem Anglia organizuje badania biegłości, w których uczestniczą laboratoria 

z całego świata. Przedstawia szeroką ofertę dla Europy w zakresie analizy: żywności, 

środowiska, produktów przemysłowych. 

Organizatorzy firmy LGC Promochem są akredytowani w zakresie organizacji badań 

biegłości laboratoriów przez United Kingom Accreditation Service ( UKAS ) w Londynie 

zgodnie z Przewodnikiem ISO 43-1:1997. 

W Polsce badania biegłości laboratoriów organizowane są przez polskie instytucje pod 

patronatem Stowarzyszenia RefMat: 

1) porównania międzylaboratoryjne „Wody naturalne” dotyczą oznaczania w wodzie naturalnej 

śladowych zawartości wybranych pierwiastków spośród: Al., Ba, Ca, Cd, Cr, Cu, 

Fe, K, Li, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, Si, Sr, Zn, są organizowane przez Centrum Badań Ekologicznych 

Polskiej Akademii Nauk; 

2) badania biegłości laboratoriów „Rośliny” dotyczące oznaczania zawartości mikroelementów 

w materiale roślinnym organizowane są przez Instytut Chemii i Techniki Jądrowej 

we współpracy z firmą LGC Promochem Sp. z o.o.; 

3) badanie biegłości laboratoriów w zakresie analizy zanieczyszczeń środowiska w tym program 

z zakresu analizy polichlorowanych bifenyli i WWA w osadzie rzecznym oraz pesty- 

207


cydów w glebie jest organizowany przez Katedrę Chemii Analitycznej Wydziału Chemicznego 

Politechniki Gdańskiej we współpracy z firmą LGC Promochem Sp. z o.o.; 

4) porównania międzylaboratoryjne CHNS dotyczące oceny biegłości laboratoriów w wykonaniu 

analizy elementarnej węgla, wodoru, azotu i siarki zorganizowane zostały 

przez Centrum Badań Ekologicznych PAN we współpracy z firmą LGC Promochem 

Sp. z o.o. 

W ramach wdrożenia niniejszego tematu, jako kandydata na koordynatora programu 

badań biegłości zaprezentowano Laboratorium Monitoringu Środowiska Instytutu Ochrony 

Środowiska akredytowane przez Polskie Centrum Akredytacji (certyfikat akredytacyjny nr 

AB 336) uczestniczące corocznie w stałych programach międzylaboratoryjnych: 

1) w ramach Programu WMO/ GAW Global Atmosphere Watch, organizowanym przez 

Quality Assurance/ Science Activity Centre WMO QA/ SAC University At Albany State 

New York USA; 

2) w EMEP European Monitoring and Evaluation Program organizowanym przez Norweski 

Instytut Badania Powietrza NILU; 

3) w programie organizowanym przez Norvegian Institute for Water Research. 


Bulska E, Taylor P.D.P. 2003. On the importance of metrology in chemistry in New Horizons 

and Challenge in Environmental Analysis and Monitoring 

Ed. Namiśnik J., Chanowski W., Żmijewska P., by Centre of Excenllence in Environmental 

Analysis and Monitoring , Chapter 4, 42–57, ISBN: 83-91908100. 

Bulska E. 2003. Uncertainty of Measurement Results, Training In Metrology In Chemistry, 

European Commission, Joint Research Centre, Institute for Reference Materials and 

Measurenments, Geel, Belgium. 

Bulska E. 2005. Porównania międzylaboratoryjne w praktyce laboratoryjnej, XI Sympozjum 

POLLAB, Porównania międzylaboratoryjne. 

Bulska E. 2007. Ocena wyników udziału laboratorium w porównaniach międzylaboratoryjnych, 

Analityka. 2: 8–11. 

DA-05 PCA 2007 Polityka Polskiego Centrum Akredytacji dotycząca wykorzystywania badań 

biegłości/ porównań międzylaboratoryjnych w procesach akredytacji i nadzoru laboratoriów, 

wydanie 3. 

DAPT-01 PCA 2007. Akredytacja organizatorów badań biegłości, XIII Sympozjum POLLAB 

:15–20. 

ILAC-G13:2000, Wytyczne dotyczące wymagań odnośnie kompetencji organizatorów programów 

badania biegłości. 

208


ILAC – P10. 2002. Polityka ILAC dotycząca spójności pomiarowej wyników pomiarów. 

International Standard ISO 13528. 2005. Statistical methods for use In proficiency testing 

by interlaboratory comparisons. 

Nielsen H. 2003. Determining Consensus Values In Interlaboratory Comparisons and Proficiency 

Testing, International Workshop and Sympodium Indianapolis, Indiana, USA . 

Noblett T., Brookman B. 2006. Accreditation of Proficiency Testing, Traing Seminar, 

Aquacheck, LGC, QM. 

Norma PN-EN ISO/ IEC 17025:2005 +Ap1:2007 +AC:2007. Ogólne wymagania dotyczące 

kompetencji laboratoriów badawczych i wzorcujących. 

Pasławski P.2005. Korzyści z udziału w porównaniach międzylaboratoryjnych – z doświadczeń 

analityka i audytora technicznego, XI Sympozjum POLLAB: 151–154. 

Polkowska-Motrenko H., Dobkowski Z. 2005. Porównania międzylaboratoryjne 

w Europie, XI Sympozjum POLLAB: 11–15. 

Przewodnik ISO/ IEC 43–1: 1997. Badanie biegłości poprzez porównania międzylaboratoryjne. 

Część 1. Projektowanie i realizacja programów badania biegłości. 

Przewodnik EURACHEM/ CITAC: 2000 P1 Wyrażenie niepewności pomiaru analitycznego. 

Turek-Daruk T. 2007. Akredytacja organizatorów badań biegłości, XIII Sympozjum POL- 

LAB: 15–20. 

209


Wojciech Gotkiewicz, Bartosz Mickiewicz 

Ochrona środowiska na terenach rolniczych 

Euroregionu Niemen 

Environmental protection on rural areas of Niemen 

Euroregion 

Słowa kluczowe: ochrona środowiska, obszary transgraniczne, euroregion, świadomość 

ekologiczna. 

Key words: environmental protection, transborder areas, euroregion, ecological conscience. 

The main aim of research was estimation of agricultural farms functioning laid in Niemen 

Euroregion in the context of natural environment protection. The research works, with use of 

inquire questionnaires, were made in 2006-2007 in the area of Niemen Euroregion. There 

were taken under investigation 97 owners of farms in Augustow and Sejny communes. The 

results of research show the most of respondents were characterized by low level of knowledge 

about natural environment protection and, what is related to, they undertook protection 

activities in their farms rarely. Only some of them possessed knowledge about rules of 

euroregion functioning, in that about activities in natural protection. In the opinion of most of 

them the international cooperation in transborder areas is not necessary. 


Problem zagrożenia środowiska naturalnego jest powszechny, nie można już mówić 

o nim w skali poszczególnych krajów czy regionów, już dawno stał się problemem międzynarodowym. 

Znaczący udział w powstawaniu zagrożeń globalnych, przypisuje się krajom 

Dr hab. Wojciech Gotkiewicz, prof. UWM – Katedra Agrobiznesu i Ekonomii Środowiska, 

Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie, dr inż. Bartosz Mickiewicz – Katedra 

Rozwoju Obszarów Wiejskich i Gospodarki Żywnościowej, Akademia Rolnicza 

w Szczecinie. 

210

Ochrona środowiska na terenach rolniczych Euroregionu Niemen 

rozwijającym się oraz krajom Europy Środkowo-Wschodniej. Ogólnie zły stan środowiska 

przyrodniczego wiąże się przede wszystkim z nienajlepszą sytuacją gospodarczą i społeczną 

tych krajów. 

Obszar wschodniej Polski należy do najcenniejszych pod względem jakości zasobów 

środowiska przyrodniczego. Postępująca aktywizacja gospodarcza terenów, położonych po 

obu stronach wschodniej granicy Polski, w tym przede wszystkim rolnictwa, spowodowała 

gwałtowny wzrost potencjalnych zagrożeń środowiska. Niezwykle istotne jest zabezpieczenie 

przed zniszczeniem tych terenów, ważnych dla dziedzictwa przyrodniczego i kulturowego 

Polski, krajów sąsiadujących, ale także całej Europy. Nie można jednak mówić o prawidłowej 

ochronie, np. Puszczy Białowieskiej bez współpracy ze stroną białoruską czy Karpat 

bez wspólnych działań z Ukrainą i Słowacją. 

2. Cel i metody badań 

Głównym celem badań było określenie funkcjonowania gospodarstw rolnych położonych 

w Euroregionie Niemen w kontekście ochrony środowiska naturalnego. Posłużyć 

miała temu m.in. ocena stanu świadomości ekologicznej oraz działań proekologicznych 

podejmowanych przez właścicieli gospodarstw rolnych położonych na obszarach przygranicznych. 

Badania z wykorzystaniem kwestionariusza wywiadu, przeprowadzono w latach 2006– 

2007 we wschodniej części Polski na obszarze Euroregionu Niemen. Objęto nimi 97 właścicieli 

gospodarstw rolnych z powiatu augustowskiego i sejneńskiego, graniczących z Republiką 

Białorusi. 


Rolnictwo jest formą działalności człowieka nieodłączną mu od stuleci, niestety wpływającą 

coraz bardziej negatywnie na środowisko przyrodnicze [Malinowska 2001]. 

Obszary wiejskie ze względu na pełnione przez nie funkcje w istotny sposób wpływają 

na środowisko. Charakter tego wpływu można określić następująco: 

1) wymuszanie eksploatacji zasobów naturalnych; 

2) utrzymanie na poziomie wynikającym z potrzeb ludności – intensywności wykorzystywania 

tych zasobów – zwykle przekraczających ich naturalną odporność, odnawialność 

i pojemność; 

3) zmiana relacji „człowiek – środowisko”, zwykle w kierunku wzrostu ingerencji człowieka, 

nawet przy uznaniu i próbie zachowania naturalnych praw rządzących środowiskiem 

[Hopper 1992]. 

211


100,0 

90,0 

80,0 

Mimo niepodważalnych dowodów na negatywny wpływ nowoczesnego rolnictwa, korzystającego 

z przemysłowych środków produkcji w dalszym ciągu nie jest to powszechnie 

postrzegane przez mieszkańców obszarów wiejskich, a zwłaszcza właścicieli gospodarstw 

rolnych. Powyższe stwierdzenie potwierdzają otrzymane wyniki badań. Z danych zawartych 

na rysunku 1 wynika, że 36% respondentów nie dostrzegało negatywnego wpływu działalności 

rolniczej na środowisko naturalne. 

Na podkreślenie zasługuje jednak fakt, że zdecydowana większość respondentów 

(62,9%) była świadoma zagrożeń jakie powoduje intensywna gospodarka rolna. Badani 

zwracali przede wszystkim uwagę na takie kwestie, jak wysoki poziom chemizacji (85,7% 

odpowiedzi), w tym stosowanie niezbilansowanych dawek nawozów mineralnych, zanieczyszczenia 

wód gruntowych i powierzchniowych poprzez niewłaściwe zagospodarowywanie 

i przechowywanie, np. obornika, gnojowicy i gnojówki (rys. 1). 

Analiza wariancji rang wykazała, że wiek respondentów wpływał istotnie na ich poglądy 

na temat wpływu rolnictwa na środowisko naturalne. Jedynie najstarsi 

87,6 

respondenci (powyżej 

65 lat) byli zdania, że intensywne rolnictwo nie wywiera negatywnego wpływu na środowisko. 

70,0 

100,0 

90,0 

62,9 

87,6 

60,0 

80,0 

50,0 

40,0 

70,0 

60,0 

37,1 

62,9 

50,0 

30,0 

40,0 

37,1 

20,0 

30,0 

20,0 

10,0 

12,4 

10,0 

0,0 

0,0 

pozytywny 

negatywny 

Rys. Źródło: 1. Opinia Badania respondentów własne. na temat wpływu nowoczesnego rolnictwa oraz ich własnej 

. 1. Opinia respondentów na temat wpływu nowoczesnego rolnictwa oraz ich własne 

Rys. 1. Opinia respondentów na temat wpływu nowoczesnego rolnictwa oraz ich własnej produkcji 

na środowisko naturalne 

produkcji na środowisko naturalne 

Fig. 1. Respondents’ opinion about influence of modern agriculture and their own production on 

Fig. 1. Respondents’ opinion about influence of modern agriculture and their own production 

natural environment 

produkcji na środowisko naturalne 

. Respondents’ opinion about influence of modern agriculture and their own producti 

on natural environment 

12,4 

wpływ rolnictwa na środowisko wpływ badanych gospodarstw na środowisko 

Źródło: Badania własne 

212 

on natural environment 

Badania własne


ANOVA rang Kruskala-Wallisa; Wpływ współczesnego rolnictwa na środowisko naturalne. 

Zmienna niezależna (grupująca): Wiek (przedziały) Test Kruskala-Wallisa: 

H (5, N= 97) = 12,33261 p =,0305 

Wykształcenie również miało istotny wpływ na opinię właścicieli badanych gospodarstw 

rolnych na temat oddziaływania rolnictwa na środowisko. Analiza wariancji rang wykazała, 

że wraz ze wzrostem poziomu wykształcenia, rosła również świadomość respondentów na 

temat negatywnego oddziaływania nowoczesnego, intensywnego rolnictwa na środowisko. 

ANOVA rang Kruskala-Wallisa; Wpływ współczesnego rolnictwa na środowisko naturalne; 

Zmienna niezależna (grupująca): Wykształcenie? Test Kruskala-Wallisa: 

H ( 5, N= 97) =21,56360 p =,0006 

Na uwagę zasługuje fakt, że na pytanie czy działalność samych respondentów przyczynia 

się do skażenia środowiska, odpowiedź twierdzącą udzieliło znacznie mniej badanych 

– 12,4%. Rolnicy wskazywali głównie na stosowane przez siebie chemiczne środki plonotwórcze 

(62,5% odpowiedzi) oraz brak urządzeń do utylizacji odpadów z produkcji rolniczej 

oraz bytowych (tab. 1). 

Na pytanie czy respondenci są zainteresowani tematyką ochrony środowiska na obszarach 

wiejskich, większość (54,6%) odpowiedziała przecząco. Jednak nawet wśród ankietowanych, 

którzy deklarowali zainteresowanie (45,4%) większość przyznała, że wynika to 

jedynie z konieczności spełniania norm jakościowych (20,34%) oraz wymogów Unii Europejskiej 

(7,84%). To samo zauważył Marcysiak [2006]: „Problem ochrony środowiska przyrodniczego 

nie jest w opinii naszych respondentów zjawiskiem nieznanym. W większości 

znane są im zasady Zwykłej Dobrej Praktyki Rolniczej. Wynika to jednak z warunków, jakie 

należy spełnić starając się o fundusze unijne”. 

Niski poziom zainteresowania kwestią ochrony środowiska, znajduje potwierdzenie 

w aktywności właścicieli gospodarstw rolnych w podejmowaniu konkretnych działań prośrodowiskowych. 

Jak wynika z przeprowadzonych badań, co trzeci respondent nie poczynił 

żadnej inwestycji ukierunkowanej na poprawę stanu środowiska. Pozostali wskazywali 

na takie działania jak: odpowiednie przechowywanie nawozów mineralnych, stosowanie 

racjonalnych ich dawek oraz sortowanie odpadów (podobne wyniki uzyskała Adamska 

2006). W tych trzech wymienionych wyżej przypadkach należy postawić pytanie czy tego 

typu działania związane są ze świadomą ochroną środowiska czy raczej z prostym rachunkiem 

ekonomicznym. Odpowiedzią może być to, że w znacznie mniejszej liczbie go- 

213


spodarstw właściciele inwestowali w instalację szczelnych zbiorników na odpady płynne 

oraz budowę przydomowych oczyszczalni ścieków, a więc typowe działania proekologiczne 

(tab. 1). 

Inwestycje związane z działalnością prośrodowiskową były przez większość (32,35%) 

respondentów finansowane z własnych środków. Jedynie co dziesiąty właściciel badanych 

gospodarstw wykorzystywał do tego celu środki finansowe z programów Unii Europejskiej, 

a jeszcze mniejsza liczba korzystała ze wsparcia banków oraz funduszy ekologicznych. 

Jak wynika z przeprowadzonych badań, podstawowym źródłem informacji na temat 

ochrony środowiska były przede wszystkim radio i telewizja (93,8% respondentów), a następnie 

pracownicy ośrodków doradztwa rolniczego (39,2%), prasa fachowa (24,7%) oraz 

znajomi i rodzina (8,2%); (rysunek 2). 

Rola ośrodków doradztwa rolniczego w promowaniu programów związanych 

z ochroną środowiska jest różnie postrzegana przez autorów publikacji poświęconych 

temu zagadnieniu. Na istotną rolę doradztwa w ogólnie pojętym rozwoju obszarów 

wiejskich zwraca uwagę Bednarski [2000]. Inne zdanie mają jednak Marcysiak [2004] 

oraz Dembek, Dobrzyńska i Liro [2004], którzy twierdzą że, doradcy nie dysponują wystarczającą 

wiedzą dotyczącą zagadnień środowiskowych, trudno jest więc oczekiwać, 

że przekażą ją rolnikom. Potwierdzają to również inne badania autora niniejszej pracy 

[Gotkiewicz 2005]. 

Tabela 1. Działania podejmowane w celu ochrony środowiska 

Table 1. Activities undertaken by environmental protection service 

Wyszczególnienie n % respondentów % odpowiedzi 

Żadne 33 34,0 – 

Odpowiednie składowanie nawozów 31 32,0 38,8 

Racjonalne dawki nawozów 15 15,5 18,8 

Sortowanie odpadów 12 12,4 15,0 

Instalacja szczelnego szamba 7 7,2 8,8 

Przydomowe oczyszczalnie ścieków 5 5,2 6,3 

Stosowanie nawozów naturalnych 4 4,1 5,0 

Wykorzystywanie energii odnawialnej 2 2,1 2,5 

Odpowiednia ochrona roślin 2 2,1 2,5 

Zalesianie 1 1,0 1,3 

Płodozmian 1 1,0 1,3 

Źródło: Badania własne. 

214


Omawiając uwarunkowania rozwoju społeczno-gospodarczego terenów przygranicznych, 

należy zwrócić uwagę na rangę położenia. Położenie jest jednym z najważniejszych 

zagadnień dla przedsiębiorcy (rolnika), pracownika oraz dla państwa i społeczności lokalnych. 

Lokalizacja działalności wpływa bowiem na koszty ponoszone przez przedsiębiorcę 

(rolnika), a także leży w centrum uwagi społeczności lokalnych, którym zależy na harmonijnej 

działalności na zajmowanym przez nie obszarze [Perreur 1992]. 

Jak wynika z przeprowadzonych badań, jedynie co piąty respondent wiedział na terenie 

jakiego Euroregionu położone jest jego gospodarstwo. 

Opinie respondentów na temat pozytywnych i negatywnych aspektów tworzenia euroregionów, 

pokazano na rysunku 3. Uzyskane wyniki badań wskazują, że jedynie nieco 

ponad 38% właścicieli badanych gospodarstw rolnych było zdania że euroregiony są 

pozytywnym przykładem międzynarodowej, sąsiedzkiej współpracy. Badani argumentowali 

to przede wszystkim zwiększonymi kontaktami handlowymi (29,9%). Pozostałe 

wypowiedzi były udziałem znacznie mniejszej liczby badanych. Wskazywali oni głównie 

na możliwość zatrudniania pracowników z krajów sąsiednich oraz rozwój ich miejscowości. 

Uwagę zwraca fakt, że zaledwie 1% właścicieli gospodarstw rolnych, doceniało 

funkcjonowanie euroregionu w kontekście kompleksowej ochrony środowiska po obu 

stronach granicy. 

100,0 

93,8 

90,0 

80,0 

70,0 

60,0 

50,0 

40,0 

39,2 

30,0 

24,7 

20,0 

10,0 

0,0 

telewizja i radio ODR prasa fachowa znajomi, rodzina literatura 

fachowa 


Rys. 2. Źródła informacji na tematy związane z ochroną środowiska naturalnego 

Fig. 2. Sources of information about natural environment protection 


8,2 

2,1 1,0 1,0 

215 

Omawiając uwarunkowania rozwoju społeczno-gospodarczego terenów 

6,2 

firma 

konsultingowa 

ARiMR 

Rys. 2. Źródła informacji na tematy związane z ochroną środowiska naturalnego 

Fig. 2. Sources of information about natural environment protection 

gmina


Przeciwko idei euroregionów występowało zaledwie 8,2% ankietowanych. W większości 

nie umieli oni jednak podać konkretnych przyczyn swojej negatywnej opinii. Jak wynika 

z danych pokazanych na rysunku 3, ponad połowa respondentów nie miało zdania na omawiany 

temat. 

60,0 

53,6 

50,0 

40,0 

38,1 

30,0 

29,9 

20,0 

10,0 

8,2 

3,1 3,1 

1,0 1,0 

0,0 

Tak 

zwiększony 

handel 

tania siła 

robocza 

rozwój gminy 

kompleksowa 

ochrona 

środowiska 

łączy ludzi Nie mam zdania Nie 


Rys. 3. Opinia respondentów na temat funkcjonowania Euroregionów 

Fig. 3. Respondents’ opinions about euroregions functioning 

Analiza wariancji rang wykazała, że wiek respondentów wpływał istotnie na ich poglądy 

związane z funkcjonowaniem euroregionów na terenie ich zamieszkania. Pozytywną opinię 

na temat euroregionów posiadali przede wszystkim respondenci z młodszych grup wiekowych. 

Im starsi byli ankietowani, tym ich opinia była bardziej negatywna. 

ANOVA rang Kruskala-Wallisa; Potrzeba tworzenie euroregionów; Zmienna niezależna 

(grupująca): Wiek (przedziały); Test Kruskala-Wallisa: H ( 5, N= 97) =12,27211 p =,0312 

Z racji na położenie badanych gospodarstw na terenach transgranicznych, respondentom 

zadano pytanie, czy sąsiedztwo z Białorusią, wpływa na stan środowiska naturalnego 

216

ochrony środowiska obejmuje: 


w ich gminie. Poziom wiedzy na ten temat był, jak wynika z przeprowadzonych badań, relatywnie 

niski. Zdecydowana większość właścicieli gospodarstw rolnych (53,6%) nie miała 

na ten temat żadnych wiadomości. Zdaniem ponad 36% ankietowanych sąsiedztwo nie 

ma żadnego wpływu na stan środowiska naturalnego po stronie polskiej. Co dziesiąty rolnik 

twierdził jednak, że przygraniczne położenie wpływa na środowisko, w większości negatywnie 

(rys. 4). 

Analiza wariancji rang wykazała, że wiek respondentów wpływał istotnie na ich opinię 

dotyczącą wpływu sąsiedztwa granicy na stan środowiska naturalnego. Ankietowani z większości 

grup wiekowych byli zdania, że położenie przygraniczne nie ma większego wpływu 

na jakość środowiska w ich najbliższym otoczeniu. Wyjątek stanowili jedynie właściciele gospodarstw 

rolnych z najstarszej grupy wiekowej, którzy twierdzili, że bliskość granicy wpływa 

na środowisko negatywnie. 

Tak, pozytywnie 

3,1% 

Tak, negatywnie 

7,2% 

Nie 

36,1% 


Nie wiem 

53,6% 

Rys. 4. Opinia respondentów na temat czy sąsiedztwo z Białorusią wpływa na stan środowiska 

naturalnego w gminie 

Fig. 4. Respondents’ opinions – does close neighborhood to Belarus influence on state of natural 

environment in parish? 

Rys. 4. Opinia respondentów na temat czy sąsiedztwo z Białorusią wpływa na stan 

środowiska naturalnego w gminie 

Fig. 4. Respondents’ opinions – does close neighborhood to Belarus influence on state of 

ANOVA rang Kruskala-Wallisa; Wpływ sąsiedztwa z Białorusią na stan środowiska naturalnego 

w gminie; Zmienna niezależna natural environment (grupująca): in Wiek parish? (przedziały) Test Kruskala-Wallisa: 

H (5, N= 97) =23,70757 p =,0002 


Wykształcenie również miało istotny wpływ na poglądy właścicieli gospodarstw rolnych 

Ideą utworzenia Euroregionu Niemen była potrzeba podniesienia poziomu życia 

dotyczące zagrożenia środowiska lub ich brak, mające swoje źródła na Białorusi. Analiza 

społeczności 

wariancji rang 

lokalnych 

wykazała, 

przygranicza 

że omawiany 

poprzez 

wpływ dostrzegali 

wykorzystanie 

głównie 

szansy 

respondenci 

jaką stworzyły 

z wykształceniem 

rolniczym – wyższym i średnim – większość z nich oceniała ten wpływ pozytywnie. 

przemiany 

społeczno–polityczne oraz transgraniczne położenie obszaru Mazur i Suwalszczyzny na 

217 

gospodarczej i politycznej mapie Europy. Priorytetowa działalność euroregionu w dziedzinie



w gminie; Zmienna niezależna (grupująca): Wykształcenie; Test Kruskala-Wallisa: 

H (5, N= 97) =25,34454 p =,0001 

Analiza wariancji rang wykazała, że powierzchnia badanych gospodarstw rolnych 

w istotny sposób determinowała poglądy ich właścicieli na omawiane kwestie. Właściciele 

większych obszarowo gospodarstw częściej byli zdania, że położenie w terenie przygranicznym 

nie wpływa na stan i jakość środowiska naturalnego w ich gminach. 


w gminie; Zmienna niezależna (grupująca): Obszar gospodarstwa ogółem (przedziały); 

Test Kruskala-Wallisa: H ( 4, N= 97) =15,74792 p =,0034 

Ideą utworzenia Euroregionu Niemen była potrzeba podniesienia poziomu życia społeczności 

lokalnych przygranicza poprzez wykorzystanie szansy jaką stworzyły przemiany 

społeczno-polityczne oraz transgraniczne położenie obszaru Mazur i Suwalszczyzny na gospodarczej 

i politycznej mapie Europy. Priorytetowa działalność euroregionu w dziedzinie 

ochrony środowiska obejmuje: 

1) ochronę zlewni rzeki Niemen, 

2) budowę oczyszczalni, 

3) gospodarkę odpadami, 

4) utworzenie transgranicznych obszarów chronionych, 

5) wykorzystanie odnawialnych źródeł energii [http://niemen.dtp.p9.pl/index.php?option=com_content&task=view&id=85, 

Data pobrania: 20.10.2008]. 

Brak wiedzy na temat sąsiadów powoduje, że respondenci w większości (55,7%) byli 

zdania, że współpraca transgraniczna w zakresie ochronny środowiska nie jest konieczna, 

zaś kolejnych 17% nie miało zdania. Jedynie 6,2% właścicieli gospodarstw rolnych, posiadało 

wiedzę na temat wspólnych polsko–białoruskich przedsięwzięć na rzecz ochrony środowiska 

(rys. 5). Dotyczyło to szczególnie budowy dróg, przejść dla zwierząt, ograniczeń 

emisji spalin samochodowych itp. 

Poziom wykształcenia w istotny sposób wpływał na poglądy respondentów. Analiza 

wariancji rang wykazała, że konieczność współpracy międzynarodowej dostrzegali przede 

wszystkim właściciele gospodarstw rolnych z wykształceniem wyższym (rolniczym i nie- 

218


rolniczym) oraz średnim o profilu rolniczym oraz właściciele gospodarstw najmniejszych 

– do 10 ha. 

ANOVA rang Kruskala-Wallisa; Konieczność współpracy międzynarodowej na rzecz 

ochrony środowiska; Zmienna niezależna (grupująca): Wykształcenie; Test Kruskala- 

Wallisa: H (5, N= 97) =55,97055 p =,0000 

ANOVA rang Kruskala-Wallisa; Konieczność współpracy międzynarodowej na rzecz 

ochrony środowiska; Zmienna niezależna (grupująca): Obszar gospodarstwa ogółem 

(przedziały); Test Kruskala-Wallisa: H (4, N= 368) =22,02910 p =,0002 

Tak, współpraca jest już 

prowadzona 

6,2% 

Tak, współpraca 

powinna być 

prowadzona 

20,6% 

Nie, taka współpraca nie 

jest konieczna 

55,7% 

Nie mam zdania 

17,5% 


Rys. 5. Opinia respondentów na temat konieczności międzynarodowej współpracy na rzecz 

ochrony środowiska przyrodniczego 

Fig. 5. Respondents’ opinions about necessity of international cooperation for natural environment 

protection 

Rys. 5. Opinia respondentów na temat konieczności międzynarodowej współpracy na rzecz 

ochrony środowiska przyrodniczego 


Fig. 5. Respondents’ opinions about necessity of international cooperation for natural 

environment protection 

Skuteczna ochrona środowiska naturalnego na terenach transgranicznych, co pokazują 

liczne przykłady, wymaga ścisłej, międzynarodowej współpracy. W przypadku Polski, dotyczy 

to zwłaszcza części wschodniej, graniczącej z Litwą, Białorusią i Ukrainą. Obszary te 

Źródło: należą Badania do własne. jednych z najwartościowszych pod względem środowiskowym w skali kraju, jak 

również Europy. Zachowanie cennych zasobów środowiska jest możliwe jedynie w przypadku 

podjęcia takich samych działań po obu stronach granicy. Między innymi z tego powodu 

w 1992 r. rządy Polski i Białorusi podpisały umowę o współpracy w dziedzinie ochrony 


Skuteczna ochrona środowiska naturalnego na terenach transgranicznych, co 219pokazują 

liczne przykłady, wymaga ścisłej, międzynarodowej współpracy. W przypadku Polski,


środowiska. Istotną częścią porozumienia było wyrażenie przekonania o potrzebie umocnienia 

międzynarodowej współpracy w dziedzinie ochrony środowiska, nie tylko w skali globalnej, 

ale i lokalnej, a więc współpracy między jednostkami administracyjnymi niższego 

rzędu oraz organizacjami społecznymi zajmującymi się ochroną środowiska. Dotyczy to 

także działań podejmowanych w ramach prac Euroregionu Niemen. 

Wyniki badań przeprowadzonych w dwóch powiatach wchodzących w skład tego euroregionu, 

pokazują jednak, że z punktu widzenia społeczności lokalnych rządowe porozumienie 

realizowane jest w stopniu mało zadawalającym. Rolnicy objęci badaniami, posiadali 

się relatywnie małą wiedzą na tematy związane z ochroną środowiska. Prawdopodobnie 

niski poziom świadomości ekologicznej był głównym powodem niewielkiego zainteresowania 

działaniami prośrodowiskowymi podejmowanymi w badanych gospodarstwach. Podobne 

wyniki otrzymano analizując opinie respondentów na temat samych euroregionów oraz 

konieczności koordynacji działań konserwatorsko-ochronnych po obu stronach granicy. Tylko 

nieliczna grupa rolników była świadoma faktu zamieszkiwania na terenie euroregionu, 

zaś praktycznie nikt z nich nie miał wiedzy na temat podejmowanych w ramach euroregionu 

prac związanych z ochroną środowiska naturalnego. Na podkreślenie zasługuje również 

fakt, że zdecydowana większość właścicieli gospodarstw rolnych nie widziała powodu, aby 

tego typu działania były w ogóle podejmowane. 

Należy stwierdzić, że otrzymane wyniki budzą niepokój w kontekście konieczności zachowania 

unikalnych walorów przyrodniczych wschodniego pogranicza Polski. Nie wydaje 

się jednak, że wina leży wyłącznie po stronie społeczności lokalnych. Konieczna jest zmiana 

postawy władz lokalnych (w tym zarządu euroregionu), jak również instytucji powołanych 

do wspomagania rozwoju obszarów wiejskich, takich jak chociażby ośrodki doradztwa 

rolniczego. Na omawianym terenie wyraźnie brak jest wykazywania inicjatywy z tej właśnie 

strony do podejmowania współpracy z mieszkańcami na rzecz ochrony środowiska. Jest to 

jednak zjawisko dość powszechne w Polsce, czego przykładem jest, np. zarządzanie siecią 

obszarów Natura 2000. 


Adamska H. 2006. Wybrane aspekty ochrony środowiska w opinii producentów rolnych. 

Roczniki Naukowe SERiA, t. VIII l. z. 4: 19–22. 

Bednarski L. 2000. Kierunki rozwoju doradztwa rolniczego u progu XXI wieku. Propozycja 

rozwoju doradztwa rolniczego w Polsce w oparciu o analizę potrzeb potencjalnych 

odbiorców. Wyd. WODR w Moduszewicach. 

Dembek W., Dobrzyńska N., Liro A. 2004. Problemy zachowania bioróżnorodności 

biologicznej na obszarach wiejskich w kontekście zmian wspólnej polityki rolnej. Woda 

Środowisko Obszary Wiejskie. IMUZ. 11: 67. 

220


Gotkiewicz W. 2005. Uwarunkowania i możliwości aktywizacji właścicieli gospodarstw 

rolnych na obszarach prawnie chronionych. Rozprawy i Monografie, Wyd. UWM: 183. 

Hopfer A. 1992. Funkcje obszarów wiejskich z perspektywy ekorozwoju. W: Ekorozwój 

obszarów wiejskich. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. z. 401: 53–61. 

Malinowska E. 2001. Potrzeba istnienia ekoświadomości. Środowisko, nr 4: 31–33. 

Marcysiak T. 2004. Ośrodki doradztwa rolniczego wobec koncepcji rozwoju zrównoważonego. 

W: Zarządzanie zrównoważonym rozwojem obszarów wiejskich. Wyd. ATR Bydgoszcz: 269–300. 

Marcysiak T. 2006. Postawy rolników indywidualnych województwa kujawsko-pomorskiego 

wobec problemów środowiska przyrodniczego, Zeszyty Naukowe AR we Wrocławiu, 

Rolnictwo LXXXVII, nr 540: 5. 

Perreur J. 1992. Lokalizacja jednostek produkcyjnych. (w:) Ekonomiczna analiza przestrzenna. 

Wyd. AE w Poznaniu: 77. 

221


Wojciech Gotkiewicz, Anna Strzelbicka-Pietrowicz 

oCENA UWARUNKOWAŃ I MOŻLIWOŚCI zrównoważonego 

rozwoju gminy Purda w województwie 

warmińsko-mazurskim 

The premises of Purda parish sustainable development 

in warminsko-mazurskie province 

Słowa kluczowe: obszary wiejskie, zrównoważony rozwój, strategia rozwoju lokalnego, rolnictwo, 

turystyka, ochrona przyrody. 

Key words: rural areas, sustainable development, strategy of development of the region, 

agriculture, tourism, nature conservation. 

The most important aim is to find out the local and regional conditions and problems of 

sustainable, social and economical development of Purda parish in warminsko-mazurskie 

province. There are many difficulties to combine environmental, social and economic functions 

in the same area, especially when those places are protected. This situation stirs up 

conflicts, caused by contradictory business of various stakeholders. The local and regional 

conditions and problems of sustainable development should be identified to make possible 

indicating connections and show the chance for development of the European Community 

area. In Purda parish all sustainable development’ pillars are noticeable. The main directions 

of development are agriculture, tourism and nature conservation caused on essential 

surface covered of protected areas. The research showed that many efforts should be undertaken 

to build the civic society in this area, because of incorrect communication between 

social group as well as community and local government. 

Dr hab. Wojciech Gotkiewicz, prof. UWM; mgr inż. Anna Strzelbicka-Pietrowicz – Katedra 

Agrobiznesu i Ekonomii Środowiska, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie. 

222

Ocena uwarunkowań i możliwości zrównoważonego rozwoju gminy Purda w województwie... 


Zrównoważony rozwój powinien stanowić podstawy właściwego kształtowania środowiska, 

którego celem, jak podaje [Somorowski, 1996] jest z jednej strony zachowanie 

jego cennych fragmentów, poprzez tworzenie obszarów prawnie chronionych, z drugiej zaś 

stworzenie warunków do funkcjonowania społeczności lokalnych. 

Jak pisze Borys [2003], rozwój zrównoważony to paradygmat, który w Konstytucji Rzeczypospolitej 

Polskiej z 1997 r., zyskał rangę podstawowej koncepcji rozwoju państwa w sferze 

ochrony środowiska, gospodarczej i społecznej. Zdaniem Buttona [1988], wszystkie trzy 

obszary zainteresowania rozwoju zrównoważonego – środowisko, gospodarka i społeczeństwo, 

muszą być zharmonizowane i pozbawione bezpodstawnego faworyzowania każdego 

z nich. Podobnie interpretują to Poskrobko i Lulewicz [2001], twierdząc że „polityka zrównoważonego 

rozwoju (…) powinna opierać się na stymulacji gospodarczej i społecznej przy 

jednocześnie prowadzonej ochronie środowiska przyrodniczego i kulturowego”. Kompleksowa 

idea zrównoważonego rozwoju obszarów wiejskich pojmowana przez mieszkańców 

gminy jest zbieżna z podstawowymi atrybutami nakreślonymi podczas konferencji w Rio de 

Janeiro w 1992 r. Zrównoważony rozwój powinien być [Hewelke, Brandyk, 1996] : nieniszczący, 

technicznie właściwy, ekonomicznie zdolny do życia, społecznie akceptowany, czyli 

minimalizujący sytuacje konfliktowe. 

2. Cel i metody badań 

Głównym celem badawczym, było poznanie uwarunkowań i możliwości zrównoważonego 

rozwoju gminy Purda w województwie warmińsko-mazurskim. Do celów szczegółowych 

badań zaliczono: 

1) analizę aktualnego stanu rozwoju gminy Purda oraz sytuacji społeczno-gospodarczej 

gminy na przykładzie funkcjonowania gospodarstw rolnych oraz przedsiębiorstw z branży 

turystycznej; 

2) identyfikację postaw i opinii przedstawicieli właścicieli gospodarstw rolnych i przedsiębiorstw 

turystycznych w kontekście możliwości wprowadzenia na terenie gminy Purda 

rozwoju zrównoważonego. 

Badaniami, przeprowadzonymi w 2007 r. objęto 30 właścicieli gospodarstw rolnych 

oraz 25 przedsiębiorców z branży turystycznej. Do badań wytypowano gospodarstwa oraz 

przedsiębiorstwa reprezentatywne dla omawianej gminy. 

Podstawową techniką badawczą był wywiad z wykorzystaniem kwestionariusza, uzupełniony 

obserwacją bezpośrednią. W pracy wykorzystano również publikacje urzędów sta- 

223


tystycznych oraz dokumenty z Urzędu Gminy Purda (m.in. Plan Rozwoju Lokalnego na lata 

2003–2013). 


Od stycznia 1999 r. (reforma administracyjna kraju) gmina Purda należy do województwa 

warmińsko-mazurskiego. Położona jest w jego centralnej części na terenie powiatu 

olsztyńskiego. Obszar Gminy Purda charakteryzują wysokie walory przyrodniczo-krajobrazowe. 

Południowa i wschodnia część terenu gminy znajduje się w obrębie „zachodniomazurskiego” 

obszaru węzłowego o znaczeniu międzynarodowym w koncepcji krajowej sieci 

ekologicznej ECONET – POLSKA. Obszar ten obejmuje zróżnicowane krajobrazy młodoglacjalne, 

zawierające wszystkie typy rzeźby i utworów geologicznych właściwych tej strefie, 

a także górne odcinki rzek (charakter węzła hydrograficznego). Znajduje się tu szereg 

gatunków roślin zagrożonych w skali Europy i kraju, a także ginących. Ponadto występują 

gatunki rzadkie roślin i zwierząt. Na tym obszarze wyróżniono biocentra, obejmujące najlepiej 

zachowane fragmenty obszaru – tereny o najwyższej randze w hierarchii krajowej sieci 

ekologicznej. Do jednego z biocentrów została włączona południowa część gminy. Natomiast 

wschodnia część gminy stanowi strefę buforową biocentrów. 

Gmina w całości stanowi obszar atrakcyjny do uprawiania turystyki i wypoczynku. Do 

największych zasobów należy zaliczyć: 

1) rozległe kompleksy leśne wraz z całą gamą różnorodnych gatunków roślin i zwierząt, 

2) czyste jeziora: Gim, Serwent, Kośno, Łajs oraz bardziej podatne na degradację jeziora 

w otoczeniu terenów rolnych – Linowskie i Klebarskie, 

3) urozmaiconą rzeźbę terenu o znacznych walorach krajobrazowych, 

4) szlaki kajakowe, w tym: Omulew – Kalwa – Kośno – Pisa – Wadąg – Łyna, 

5) turystyczne trasy rowerowe, o znaczeniu międzynarodowym i międzyregionalnym, 

6) ścieżki leśne, 

7) rozbudowaną i różnorodną bazę turystyczną (rejon Butryn, Nowej Kaletki i Łajsu), 

8) zabytki architektoniczno-kulturowe i historyczne w sąsiedztwie gminy (np. Gietrzwałd, 

Olsztynek). 

Lesistość gminy wynosi 51,8% i jest wyższa od lesistości w woj. warmińsko-mazurskim. 

Centralną i południową część gminy zajmuje rozległy masyw leśny – Lasy Purdzko-Napiwodzkie. 

Charakterystyczny jest duży udział drzewostanów starszych. Siedliska leśne są 

żyzne: prawie 40% lasów zajmuje bór świeży, ponad 1/3 bór mieszany świeży, ponad 1/5 

las mieszany. Około 5% zajmują olesy i fragmenty innych bogatszych siedlisk. 

Na terenie gminy zostały utworzone dwa rezerwaty przyrody: „Jezioro Kośno” i „Las 

Warmiński”.(Obydwa rezerwaty zostały utworzone zarządzeniem Ministra Leśnictwa i Przemysłu 

Drzewnego z dnia 12.X.1982 r. (Mon. Pol. nr 25 z 1982 r., poz. 234). 

224


Ponadto planowane jest utworzenie rezerwatu „Południewo”, obejmującego swym zasięgiem 

jeziora Kemno Wielkie, Kemno Małe i Pajtuny oraz przyległe torfowisko. 

Na obszarze gminy istnieją również korzystne warunki dla funkcjonowania i rozwoju rolnictwa. 

Ogólny wskaźnik rolniczej przestrzeni produkcyjnej wynosi 58,1 (średnia w woj. warmińsko-mazurskim 

około 65,3). Wśród gleb zwięzłych występuje kompleks pszenny dobry 

i kompleks pszenny wadliwy, gleby średnio zwięzłe, lżejsze od powierzchni, reprezentowane 

są przez kompleks żytni bardzo dobry (pszenno-żytni) i żytni dobry. W klasyfikacji bonitacyjnej 

należą głównie do klasy IVb. W składzie gatunkowym występują przeważnie piaski 

gliniaste lekkie zalegające na glinie lekkiej. W przypadku kompleksu żytniego bardzo dobrego 

są to gleby uniwersalne, plonują na nich prawie wszystkie rośliny uprawne, natomiast 

gleby kompleksu żytniego dobrego są lżejsze, bardziej wrażliwe na suszę i mniej zasobne 

w składniki pokarmowe. Trwałe użytki zielone występują na terenie gminy w rozproszeniu, 

głównie na terenach obniżeń wysoczyzny. Są to użytki zielone średnie – III i IV klasy bonitacyjnej 

oraz słabe – V i VI klasy bonitacyjnej. 

Przeprowadzone badania z wykorzystaniem kwestionariusza pozwoliły na uzyskanie 

szeregu interesujących informacji na temat perspektyw zrównoważonego rozwoju 

gminy Purda. Z badań terenowych wynika, że przeważająca większość: 60% właścicieli 

gospodarstw rolnych i 56% przedsiębiorców wiejskich nie znało pojęcia zrównoważonego 

rozwoju. Jedynie około 7% rolników potrafiło podać prawidłową definicję, tj. ujmującą 

aspekt społeczny, gospodarczy oraz środowiskowy. Z wywiadu bezpośredniego wynika, 

że są to osoby aktywne, biorące udział w szkoleniach, korzystające z zewnętrznych 

źródeł finansowania, poszukujące dodatkowych możliwości rozwoju, zainteresowanych 

CAP itp. 

Wśród przedsiębiorców znajomość pojęcia zrównoważonego rozwoju była o 10% wyższa. 

Może to wynikać z wyższego poziomu wykształcenia tej grupy, jak również z częstych 

kontaktów z osobami z większych ośrodków (turystami). Znaczny odsetek respondentów 

podkreślał, że „staram się być na bieżąco, żeby mieć o czym rozmawiać z gośćmi”. W niektórych 

przypadkach znajomość zrównoważonego rozwoju była rezultatem pogłębiania 

wiedzy, niezbędnej np. do przygotowywania wniosków o dofinansowanie podjętych działań. 

Interesujący wydaje się fakt, że prawie każdy badany definiując pojęcie rozwoju zrównoważonego 

większą uwagę zwracał na te jego elementy, które wiązały z kierunkiem wykształcenia, 

profilem działalności lub występującymi na ich terenie barierami. Mieszkańcy osad 

leśnych oraz niewielkich miejscowości wskazywali konieczność poprawy (a niejednokrotnie 

budowy) podstawowych elementów infrastruktury. Ich zdaniem środowisko jest „chronione 

aż zbyt dobrze”, niedostatki występują natomiast w zaspokajaniu podstawowych potrzeb 

społeczności lokalnych. Na podkreślenie zasługuje to, że w większości zgłaszane potrzeby 

dotyczyły nie infrastruktury kojarzonej z komfortem (telefonizacja, sieć internetowa), ale 

podstawowej (wodociąg, kanalizacja, przejezdne, niezależnie od pory roku drogi, dostęp do 

opieki zdrowotnej, dojazd dzieci do szkoły itp.). 

225


Łojewski [1996] podkreśla, że kompleksowe podejście do przestrzeni (czyli zgodne 

z ideą rozwoju zrównoważonego) powinno dotyczyć w podobnym stopniu oceny zasobów 

naturalnych, jak i istniejącej infrastruktury technicznej, gospodarczej i społecznej. Podstawową 

rolę odgrywa jednak infrastruktura techniczna jako punkt wyjścia dla pozostałych. 

Główne jej elementy to: systemy i urządzenia energetyczne, systemy i urządzenia komunikacyjne 

i transportowe, systemy wodno-gospodarcze, systemy i urządzenia telekomunikacyjne, 

systemy infrastruktury komunalnej, związanej z zagospodarowaniem terenu (place 

zabaw). I dalej: administrację publiczną, porządek publiczny, transport i komunikację, zaopatrzenie 

w wodę i energię, ochronę środowiska i poprawę warunków życia ludności, edukację, 

kulturę i wypoczynek, ochronę zdrowia i praw socjalnych, budownictwo mieszkaniowe. 

Kłodziński [1996] uznaje infrastrukturę za szkielet każdej gospodarki, bez którego nie 

jest możliwe wytworzenie prawidłowych relacji między ogólnym poziomem społeczno-gospodarczym, 

infrastrukturalnym i rozwojem przedsiębiorczości. Autor podkreśla, że powyższe 

stosunki mają charakter sprzężeń zwrotnych. Oznacza to, że bez dróg, telefonizacji, 

dostaw energii kapitał prywatny nie będzie inwestował na wsi, a bez tych inwestycji wieś nie 

będzie się rozwijała. Jednak samo wyposażenie techniczne obszaru nie jest wystarczającym 

stymulatorem rozwoju. Konieczne są również działania mające na celu: 

1) zapewnienie inwestorom odpowiednich terenów; 

2) tworzenie programów stymulowania przedsiębiorczości (np. zakładanie filii dużych 

przedsiębiorstw); 

3) przygotowanie miejscowej kadry pracowniczej; 

4) stworzenie sieci doradczej dla firm; 

5) preferencyjny stosunek władz lokalnych do przedsiębiorców; 

6) restrukturyzacja zakładów przemysłowych na obszarach wiejskich i poszukiwanie 

szans na ich rozwój. 

Zależność ta jest doskonale znana członkom społeczności lokalnych. Przedsiębiorcy 

w gminie Purda zwracali uwagę, że niemożliwy jest harmonijny rozwój obszaru pod względem 

gospodarczym bez odpowiedniej infrastruktury technicznej. 

Szans gospodarowania na obszarach o szczególnych walorach przyrodniczych, a takim 

jest bez wątpienia gmina Purda, upatruje się w następujących kierunkach rozwoju [Gotkiewicz 

2001, Zielińska 2003]: 

1) rolnictwo ekologiczne, 

2) rozwój przyjaznych środowisku form turystyki (agroturystyka, ekoturystyka, turystyka 

krajoznawcza, kwalifikowana), 

3) lecznictwo uzdrowiskowe, gospodarka leśna, 

4) wykorzystanie niekonwencjonalnych źródeł energii. 

Zdecydowana większość respondentów była zdania, że na terenie gminy Purda powinno 

dominować rolnictwo ekologiczne (52% przedsiębiorców i 43,3% właścicieli gospodarstw 

rolnych). Na kolejnym miejscu badani umieścili rolnictwo zrównoważone (odpo- 

226


wiednio – 40% i 30% na ostatnim zaś rolnictwo intensywne (około jednej piątej rolników). 

Za rolnictwem intensywnym optowali przede wszystkim właściciele gospodarstw o powierzchni 

powyżej 20 ha, dużej obsadzie zwierząt, prowadzący intensywną modernizację 

oraz sprawnie wykorzystujący dostępne środki finansowe (w większości unijne fundusze 

strukturalne). 

W literaturze przedmiotu rolnictwo ekologiczne wskazywane jest jako istotny element 

integracji gospodarki rolnej ze środowiskiem naturalnym. Stanowi ono jeden z pakietów programów 

rolnośrodowiskowych, które w Polsce funkcjonują od 2004 r., natomiast w Europie 

Zachodniej mają już ugruntowaną pozycję, jako wymierny krok w kierunku bardziej zrównoważonej 

działalności rolniczej. W badanej gminie zaledwie 3% rolników przystąpiło do programu 

rolnośrodowiskowego (niekoniecznie wybierając rolnictwo ekologiczne) przy 42% 

otrzymujących dopłaty bezpośrednie. 

Drugim wiodącym kierunkiem działalności w gminie Purda jest turystyka, a zwłaszcza 

agroturystyka, którą zajmowało się 24% respondentów. Jest to kierunek pożądany dla tego 

obszaru [Plan Rozwoju Lokalnego Gminy Purda 2003–2013], ze względu na uwarunkowania 

przestrzenne, krajobrazowe oraz wiele pozytywnych efektów, które wywiera. Jarosz 

[2003] wyróżnia dwa rodzaje zalet takiej działalności. Pierwszą grupę stanowią korzyści socjopsychologiczne. 

Dotyczą one zwiększenia uznania dla pracy rolników oraz wzajemnego 

wpływu kultury miejscowej i przyjezdnych. Następuje również podniesienie prestiżu wsi 

i gminy. Drugą kategorię stanowią korzyści ekonomiczne gospodarstw oraz całego regionu. 

Powstaje i rozwija się dodatkowy popyt na produkty żywnościowe i usługi miejscowe. Następuje 

również rozwój infrastruktury społeczno-ekonomicznej i społecznej, co wpływa na 

podwyższenie standardu życia stałych mieszkańców. 

Agroturystyka posiada również całą gamę atrybutów proekologicznych. Roszkowska 

[2001] zalicza do nich: 

1) ochronę przyrody spowodowaną faworyzowaniem form turystyki ekonomicznie produktywnych 

i społecznie odpowiedzialnych, które nie zagrażają środowisku; 

2) prowadzenie działalności turystycznej dostosowanej do środowiska; 

3) rozwój infrastruktury technicznej wzmacniającej wzory ekologiczne turystyki (w zakresie 

gospodarki komunalnej, produkcji energii, komunikacji i transportu); 

4) stymulowanie produkcji żywności o najwyższych walorach biologicznych i smakowych; 

5) podtrzymanie lokalnego krajobrazu i dziedzictwa kulturowego. 

Większa część powierzchni gminy Purda pokryta jest obszarami leśnymi w większości 

podlegającymi którejś z form ochrony. Stan ten wywiera znaczący wpływ na możliwe kierunki 

rozwoju tego terenu oraz powoduje, że poziom życia wielu mieszkańców zależy od sposobu 

prowadzenia gospodarki leśnej. 

Ponad 93% rolników i 80% przedsiębiorców za prawidłowy sposób postępowania uznała 

wycinkę drzew oraz sadzenie nowych. Jest to bardzo uproszczony sposób myślenia, 

niemniej w ogólnym zarysie zgodny z ideą zrównoważonego rozwoju lasów i gospodarki 

227


leśnej. Zakłada ona: „...zarządzanie i użytkowanie lasów i terenów leśnych na obszarach 

chronionych w taki sposób i w takim tempie, które pozwolą zachować je jako odnawialne 

zasoby naturalne i nie uszczuplić ich w długim okresie, zachować ich różnorodność biologiczną, 

produktywność, zdolność do spełniania teraz i w przyszłości odpowiednich ekologicznych, 

ekonomicznych i społecznych funkcji na lokalnym poziomie nie powodując przy 

tym szkód w innych ekosystemach” [Grzywacz A. 1998]. 

Zrównoważona gospodarka leśna, w szczególności na obszarach chronionych, powinna 

kłaść duży nacisk na utrzymanie i poprawę żywotności ekosystemów, zdolności regeneracyjne 

i adaptacyjne przed pożarami, fitopatogenami i zwierzyną. Prowadzone prace hodowlane 

powinny naśladować procesy zachodzące w naturze a wykluczać te, które przeczą 

idei trwałego rozwoju. Ze względu na specyfikę wzrostu i rozwoju ekosystemu leśnego konieczne 

jest długofalowe planowanie działań [Siebiatyński M., Skrzypik W. 2001]. Tak rozumiany 

model gospodarki leśnej można określić jako leśnictwo wielofunkcyjne, co oznacza 

rezygnację z uporządkowanej struktury lasu i prowadzenie jedynie produkcji drewna oraz 

uznanie innych funkcji za istotne, wśród nich wyróżnić można utrzymanie bioróżnorodności, 

ochronę krajobrazu czy zabezpieczenie walorów kulturowych. Bardzo ważną kwestię stanowi 

znaczenie terenów leśnych w utrzymaniu homeostazy całego ekosystemu ziemskiego, 

ponieważ oprócz kształtowania klimatu lokalnego, stosunków wodnych i warunków siedliskowych 

jest to część biosfery. 

Jako dobro publiczne obszary leśne podlegają specyficznym uregulowaniom prawnym, 

które „umożliwiają realizację zasad zrównoważonego rozwoju gospodarowania na obszarach 

chronionych, z tym zastrzeżeniem, że należałoby wzmocnić ekologiczne rozwiązania 

w sferze finansowo-budżetowej [Siebiatyński M., Skrzypik W. 2001]. 

Blisko trzy czwarte respondentów uważało, że ich miejscowość stanie się w przyszłości 

atrakcyjna. Chodzi tu zarówno o atrakcyjność dla samych mieszkańców, którym „będzie 

się dobrze żyło”, jak również dla osób z zewnątrz, tj. turystów oraz potencjalnych, nowych 

mieszkańców. Tylko jedna na cztery pytane osoby nie widziała możliwości rozwoju swojej 

miejscowości. Wynik ten wydaje się być zaskakujący. Wieś postrzegana jest bowiem przez 

większość społeczeństwa polskiego jako zapóźniona w rozwoju, konserwatywna, wymagająca 

nakładu ogromnych środków zewnętrznych, zaś jej mieszkańcy jako prezentujący postawę 

roszczeniową, bezradni, mało przedsiębiorczy. W przypadku badanej gminy mieszkańcy 

wykazali jednak optymizm i wiarę w możliwość oraz chęć zmian. Taka postawa jest 

niezwykle ważna. Ardanowski [2005] podkreśla, że „zmiany (...) nie są możliwe bez świadomego, 

aktywnego, tworzącego lub współtworzącego udziału mieszkańców wsi, (...) którzy 

mają być w pierwszej kolejności beneficjantami tych zmian.” 

Zrównoważony rozwój wydaje się być optymalnym kierunkiem rozwoju współczesnej 

ludzkości. Jedynym, który gwarantuje harmonijne trwanie cywilizacji, a nie prowadzi do jej 

zagłady. Jest to możliwe dzięki sprawnemu funkcjonowaniu powiązań i relacji społecznoekonomicznych 

z prawidłowym działaniem wszystkich ekosystemów biosfery. Koncepcja 

228


rozwoju zrównoważonego nie pozwala faworyzować żadnej dziedziny życia, lecz nakazuje 

budowę wydolnego gospodarczo społeczeństwa obywatelskiego, żyjącego w zdolnym do 

samoodnowy środowisku naturalnym. Priorytetem jest zachowanie takiego stanu dla przyszłych 

pokoleń. 

Wieś, która nabiera znaczenia jako dobro wspólne, pełniąca więcej istotnych funkcji niż 

tylko produkcja żywności, stanowi podstawę, na której opiera się konstrukcja idei samopodtrzymującego 

się rozwoju obszarów wiejskich. Jednak do jej realizacji konieczny jest precyzyjnie 

zaplanowany ciąg działań, który przez diagnozę stanu obecnego, sformułowanie 

celów, nakreślenie wizji doprowadzi do stworzenia optymalnej i realnej strategii rozwoju lokalnego. 

W procesie nieodzowny jest aktywny udział mieszkańców, w ramach dyskusji społecznej, 

która umożliwi rzeczywistą ocenę mocnych i słabych stron, określenie szans i zagrożeń 

oraz wyartykułowanie problemów i potrzeb ludzi. 


Gmina Purda jest jedną z największych pod względem powierzchni w kraju. Leży na 

pograniczu Warmii i Mazur, sąsiaduje z miastem wojewódzkim Olsztynem. Gmina posiada 

unikalne walory przyrodnicze (ponad połowę powierzchni zajmują lasy, z czego większość 

podlega ochronie), stosunkowo korzystne warunki przestrzeni rolniczej. Jednocześnie jest 

jedną z najmniej aktywnych, o najmniejszej liczbie inwestycji, a najwyższym stopniu zadłużenia 

jednostek samorządu terytorialnego. W tym kontekście zrównoważony rozwój stanowi 

istotną alternatywę. Kolejne elementy tego rozwoju są realizowane w różnym stopniu. 

Ochrona środowiska ze względu na istotny udział obszarów chronionych, niski poziom 

uprzemysłowienia oraz niewielką liczbę intensywnych gospodarstw rolnych jest 

składową przeważającą. Należy również wskazać na zrównoważoną gospodarkę leśną 

prowadzoną na terenie gminy. Są to jednak elementy niezależne bezpośrednio od miejscowej 

ludności, której poziom świadomości i edukacji ekologicznej jest niepokojąco niski. 

Świadczy o tym m.in. fakt, że jedynie 16% przedsiębiorców i 7% rolników zna pojęcie 

zrównoważonego rozwoju, jak również to, że stosunkowo duża grupa respondentów 

twierdzi, że nie widzi żadnego negatywnego wpływu prowadzonej przez siebie działalności 

na stan środowiska. 

Gospodarka gminy Purda opiera się na rolnictwie i turystyce. Obydwa kierunki są zgodne 

z koncepcją rozwoju zrównoważonego. Dodatkowym atutem jest propagowanie agroturystyki 

jako optymalnej formy działalności. Widoczna jest tendencja różnicowania się gospodarstw 

rolnych w trzech kierunkach: intensywnym, ekologicznym i hobbystycznym, co 

jest spójne z trendem obserwowanym w całej Wspólnocie i opisywanym w literaturze. 

Społeczeństwo gminy nie jest jednorodne, ponieważ stykają się w niej kultury Warmiaków, 

Mazurów oraz osób napływowych. Powoduje to częste antagonizmy oraz problemy 

229


w porozumieniu i wypracowaniu wspólnej wizji. Z drugiej strony warunkuje bogactwo kultury, 

tradycji, zwyczajów. Stanowi to ogromny potencjał wewnętrzny, konieczne jest tylko 

umiejętne wykorzystanie tego zasobu. 

Ważnym czynnikiem spajającym powyższe determinanty jest władza lokalna, której zadaniem 

jest pobudzanie rozwoju gminy poprzez aktywizację mieszkańców. Podobne funkcje 

powinny pełnić organizacje pozarządowe oraz publiczne instytucje wspierające rozwój 

obszarów wiejskich. Jest to tym bardziej istotne, że sami mieszkańcy często nie są w stanie 

docenić posiadanych zasobów. Tak więc do efektywnego wykorzystania potencjału endogennego 

konieczne jest wsparcie zewnętrzne, nie tylko finansowe; dużo bardziej potrzebna 

jest pomoc intelektualna. 

Analiza uwarunkowań lokalnych połączonych z informacjami uzyskanymi od mieszkańców, 

pozwala stwierdzić, że na terenie gminy Purda widoczne są aktywne elementy rozwoju 

zrównoważonego. Ekorozwój „dzieje się”, a mieszkańcy często nieświadomie realizują kolejne 

założenia tej koncepcji. Świadoma, a więc efektywniejsza, realizacja tych założeń będzie 

jednak możliwa dopiero po ich dokładnym zrozumieniu i umiejętności spojrzenie z innej 

perspektywy. Przeprowadzone studia i badania terenowe jednoznacznie potwierdzają, że 

ten etap jest wciąż przed mieszkańcami gminy Purda. 


Ardanowski J. K. 2005. Czy można zmienić wieś bez udziału jej mieszkańców? W: Polska 

wieś 2025. Wizja rozwoju, red. J. Wilkin. Fundusz Współpracy, Warszawa. 

Bołtromiuk A.. 2005. Rola wsparcia publicznego w rozwoju rolnictwa ekologicznego 

w Polsce. W: Rozwój obszarów wiejskich. Doświadczenia krajów europejskich, red. K. 

Zawalińska, IRWiR PAN, Warszawa. 

Brandyk T., Hewelke P. 1996. Zadania zrównoważonego rozwoju obszarów wiejskich. 

W: Ochrona i zrównoważony rozwój środowiska wiejskiego, Wyd. SGGW, Warszawa. 

Filimoniuk J., Maksimczuk A., Sidorowicz L. 2001. Możliwości zagospodarowania 

obszarów chronionych województwa podlaskiego na tle stanu jego środowiska, W: Gospodarowanie 

na obszarach chronionych, red. naukowa A. Bołtromiuk, Wydawnictwo 

Uniwersytetu w Białymstoku, Białystok. 

Grzywacz A. 1998. W sprawie przyszłości Puszczy Białowieskiej, „Las Polski”, nr 2. 

Jarosz A. 2003. Agroturystyka jako sposób wzmacniania konkurencyjności przedsiębiorstw. 

W: Źródła przewag konkurencyjnych przedsiębiorstw w agrobiznesie, red. 

nauk. D. Niezgoda, Lublin, KeiOA Aryl: 118–126. 

Kłodziński M. 1996. Wielofunkcyjny rozwój terenów wiejskich w Polsce i w krajach Unii 

Europejskiej, Warszawa, Wyd. SGGW. 

230


Łojewski S. 1996. Problemy ekonomiczno-ekologicznej oceny wielofunkcyjnych systemów 

przestrzennych. W: Ochrona i zrównoważony rozwój środowiska wiejskiego. Wyd. 

SGGW, Warszawa. 

Łojewski S. 1996. Problemy ekonomiczno-ekologicznej oceny wielofunkcyjnych systemów 

przestrzennych. W: Ochrona i zrównoważony rozwój środowiska wiejskiego, Wyd. 

SGGW, za Słownik ekonomiczny. Intensywny kurs menedżerski personelu kierowniczego 

i założycieli firm, Die Akademie, Bad Harzburg, 1992. 

Ponikowski H. 2006. O koncepcji regionu odpowiedzialnego społecznie. W: Rozwój regionalny 

a rozwój społeczny. red. nauk. A. Bocian, Wyd. Uniwersytetu w Białymstoku. 

Reed M. 2005. Powstanie i aktualne kierunki rozwoju brytyjskiego sektora rolnictwa ekologicznego. 

W: Rozwój obszarów wiejskich. Doświadczenia krajów europejskich, red. K. 

Zawalińska, IRWiR PAN, Warszawa. 

Report on the Organic Farming 1998, 1998. The Soil Association, Bristol. 

Romanowski M., Michalak J. 2001. Zrównoważony rozwój turystyki na obszarach 

chronionych na przykładzie Mazurskiego Parku Krajobrazowego, W: Gospodarowanie 

na obszarach chronionych, red. naukowa A. Bołtromiuk, , Wydawnictwo Uniwersytetu 

w Białymstoku, Białystok. 

Roszkowska B. 2001. Alternatywne formy gospodarowania na obszarach chronionych 

subregionu Puszczy Białowieskiej, W: Gospodarowanie na obszarach chronionych, 

red. naukowa A. Bołtromiuk, Białystok, Wydawnictwo Uniwersytetu w Białymstoku. 

Runowski H., 2005, Systemy rolnictwo w scenariuszu przyszłości, W: Polska wieś 2025. 

Wizja rozwoju, red. J. Wilkin, Fundusz Współpracy, Warszawa. 

Siebiatyński M., Skrzypik W. 2001. Zrównoważony rozwój leśnictwa na obszarach 

chronionych, W: Gospodarowanie na obszarach chronionych, red. naukowa A. Bołtromiuk, 

Białystok, Wydawnictwo Uniwersytetu w Białymstoku. 

Woś A., Zegar S. J. 2002. Rolnictwo społecznie zrównoważone, Inst. Ekonom. Roln. 

i Gosp. Żywn. Warszawa. 

231


Urszula Kołodziejczyk 

ZIMOWE UTRZYMANIE DRÓG 

A OCHRONA ŚRODOWISKA 

WINTER SURVIVAL OF ROADS AND PROTECTION 

OF ENVIRONMENT 

Słowa kluczowe: zimowe utrzymanie dróg, kapilarność, migracja zanieczyszczeń. 

Key words: winter road maintenance, frost heave, capillarity, migration of dirts. 

Winter road maintenance activities are determined by environment protection restrictions. 

The purpose of the publication was to point the most effective chemical road-salt used 

for winter road maintenance. The research included the comparison of snow and ice melting 

speeds caused by different de-icers, such as: calcium chloride, sodium chloride, potassium 

chloride and potassium formate. It was proved that calcium chloride is the most effective in 

removing road slipperiness. 

The road-salts transport in groundwater was analyzed by the determination of capillary 

rise of water enriched in road-salts. The highest values were stated for CaCl 2, 

and the 

lowest for NaCl. 

It was affirmed, that CaCl 2 

is the most effective in road slipperiness elimination , but also 

is also very quickly, contrary to NaCl, spread in the environment. 

The migration of road-salts contaminations in ground and surface water can be avoided 

or limited by the use of sands coarse fractions, e.g. of coarse-grained sands for building. 

Use the sands guarantees decrease capillary rise and destruction of soils, and thereby decrease 

the migration of road-salt to water and subsoil. 

Dr hab. Urszula Kołodziejczyk prof. nadzw. – Uniwersytet Zielonogórski, Wydział Inżynierii 

Lądowej i Środowiska w Zielonej Górze. 

232

Zimowe utrzymanie dróg a ochrona środowiska 


Mechaniczne zabiegi, powszechnie stosowane podczas zimowego utrzymania dróg, 

np. zgarnianie śniegu, nie dają na ogół zadowalających rezultatów, za wyjątkiem dróg o małym 

natężeniu ruchu. Mimo różnorodności stosowanych materiałów, likwidowanie śliskości 

jezdni za pomocą środków uszorstniających też często okazuje się niewystarczające, ponieważ 

przy dużym natężeniu ruchu i pod wpływem silnego wiatru są one zdmuchiwane 

z jezdni lub układają się w nieregularne pryzmy [Dębski 1974, Fortuna 1981]. 

W zimowym utrzymaniu dróg powszechnie stosowane są różne środki chemiczne, które 

powodują wtapianie ziarenek kruszywa w lód i w ten sposób poprawiają skuteczność zastosowanych 

zabiegów [Stypułkowski 2000]. Stosowane są głównie: chlorek sodu (NaCl), sól drogowa 

(97% NaCI + 2,5% CaCl 2 

+ 0,2% K 4 

Fe[CN 6 

]), solanka (roztwór NaCI lub CaCl 2 

o stężeniu 

20–25%), nawilżona sól (30% solanki – roztwór NaCl lub CaCl 2 

o stężeniu 20–25% + 70 % 

suchej soli NaCl), techniczny chlorek wapnia (77–80% CaCl 2 

), chlorek magnezu (MgCl 2 

) oraz 

mieszanina NaCl + CaCl 2 

lub MgCl 2 

. W Finlandii wykorzystuje się również mrówczan potasu 

(HCOOK) i octan potasu (CH 3 

COOK), a w USA: octan magnezu [(CH 3 

COO) 2 

Mg], octan 

wapnia [(CH 3 

COO) 2 

Ca], odpady z przetwórstwa buraków cukrowych i kukurydzy, mocznik 

(H 2 

NCONH 2 

) oraz alkohole (CnH 2 

n +1 

OH). Wymienione środki są powszechnie stosowane 

w utrzymaniu dróg wyposażonych w urządzenia oczyszczające ścieki spływające z nawierzchni 

drogowych. Obok wielu zalet, takich jak, szybkość i skuteczność działania oraz 

niższe koszty zimowego utrzymania dróg, środki chemiczne – nawet pomimo funkcjonowania 

urządzeń oczyszczających ścieki, np. separatorów – wywierają niekorzystny wpływ na 

środowisko naturalne. Szkodliwemu oddziaływaniu poszczególnych związków ulegają grunty, 

gleby, rośliny oraz wody powierzchniowe i podziemne występujące w podłożu lub sąsiedztwie 

drogi [Pečenik A. 1981]. Użyte środki migrują w środowisko naturalne, m.in. za pomocą 

wód kapilarnych. Wodę kapilarną charakteryzuje duża ruchliwość i dlatego może z łatwością 

przemieszczać się we wszystkich kierunkach i to w dużym zakresie temperatur (temperatura 

jej zamarzania wynosi poniżej 0°C). Ponadto, jest dobrym rozpuszczalnikiem soli i ma zdolność 

do transportowania rozpuszczonych związków oraz drobnych zawiesin. 

Skład chemiczny wody gruntowej oraz skład jonów wymiennych w gruncie jest nieobojętny 

dla wysokości wzniosu kapilarnego. Jony wymienne powodują, że w gruntach o tym 

samym uziarnieniu, składzie mineralnym, porowatości i zagęszczeniu, ale o różnym składzie 

jonów wymiennych mogą istnieć różne przekroje kapilar, w których przemieszcza się woda 

gruntowa. W gruntach niespoistych kationy sodu powodują zakolmatowanie porów w gruncie, 

a mimo to pozostają one na tyle duże, że mogą pełnić funkcję kapilar, w przeciwieństwie 

do gruntów spoistych. Po dodaniu kationów sodu, wymiary mikroporów stają się jeszcze 

mniejsze. Powstają wtedy pory ultrakapilarne, wypełnione całkowicie wodą związaną. Wskutek 

tego wysokość wzniosu kapilarnego maleje nawet do zera. 

233


2. Metodyka badań 

Szybkość topnienia śniegu i lodu pod wpływem środków chemicznych zbadano przy użyciu 

środków najczęściej stosowanych podczas akcji zimowych, tj.: chlorku sodu (NaCl), chlorku 

wapnia (CaCl 2 

), chlorku magnezu (MgCl 2 

), mrówczanu potasu (HCOOK) oraz mieszaniny 

chlorku sodu (NaCl) z chlorkiem wapnia (CaCl 2 

). Każdy z wymienionych związków zastosowano 

w dawkach 5 g i 10 g na 100 ml śniegu lub lodu. Środkiem wykorzystywanym powszechnie 

w zwalczaniu śliskości zimowej jest chlorek sodu (NaCl), przeprowadzono więc badania porównujące 

skuteczność jego działania w odniesieniu do innych związków chemicznych. Uzyskane 

wyniki porównano z tzw. „próbą zerową”, czyli ubytkiem lodu lub śniegu zaobserwowanym 

wyłącznie pod wpływem czynników naturalnych (bez dodatku środków chemicznych). 

Zbadano również intensywność migracji poszczególnych związków w środowisko gruntowo-wodne. 

Badania te oparto o analizę wzniosu kapilarnego roztworów związków chemicznych, 

jakie są stosowane w zimowym utrzymaniu dróg, zakładając że roztwór nasycony 

jonami Na + będzie słabiej migrował w środowisko niż inne roztwory. Analiza wzniosu 

kapilarnego jest odpowiednia do oceny migracji zanieczyszczonych wód z powierzchni drogi 

do środowiska gruntowo-wodnego poprzez odpływ (spływ) powierzchniowy i następnie 

– wsiąkanie tych wód w podłoże gruntowe w sąsiedztwie jezdni lub rowu przydrożnego. 

3. ANALIZA WYNIKÓW BADA 

Przeprowadzone badania wykazały, że skuteczność działania CaCl 2 , NaCl i MgCl 2 w 

3. Analiza wyników badań 

likwidowaniu warstwy śniegu zależy od czasu reakcji i jest to zależność wprost 

proporcjonalna, przy czym najwyższą skuteczność wykazuje w tym przypadku CaCl 2 (rys. 1). 

Przeprowadzone badania wykazały, że skuteczność działania CaCl 2 

, NaCl i MgCl 2 

w likwidowaniu 

warstwy śniegu zależy od czasu reakcji i jest to zależność wprost proporcjonalna, 

przy czym najwyższą skuteczność wykazuje w tym przypadku CaCl 2 

(rys. 1). 

wysoko warstwy 

niegu [cm] 

10 

8 

 

4 

2 

0 

dawka 5g, 

temperatura +2 0 C 

0 5 10 15 20 30 45 60 75 90 

czas [min] 

chlorek 

sodu 

chlorek 

magnezu 

chlorek 

wapnia 

"0" 

Rys. 1. Ocena skuteczności odśnieżania dróg przy użyciu CaCl 2 , NaCl i MgCl 2 

Rys. 1. Ocena skuteczności odśnieżania dróg przy użyciu CaCl 2 

, NaCl i MgCl 2 

Fig. 1. Opinion of the snow removal of roads near use the CaCl 2 

, NaCl and MgCl 2 

Fig. 1. Opinion of the snow removal of roads near use the CaCl 2 , NaCl and MgCl 2 

234

Podobne badania zostały przeprowadzone dla warstwy lodu. Wykazały one, że 

największą skuteczność w odlodzeniu Zimowe utrzymanie nawierzchni dróg a ochrona można środowiska osiągnąć poprzez zastosowanie 

chlorku wapnia, a następnie mieszaniny chlorku sodu z chlorkiem wapnia, natomiast 

Podobne badania zostały przeprowadzone dla warstwy lodu. Wykazały one, że największą 

skuteczność w odlodzeniu nawierzchni można osiągnąć poprzez zastosowanie 

najmniejszą – przy użyciu chlorku sodu (rys. 2). 

chlorku wapnia, a następnie mieszaniny chlorku sodu z chlorkiem wapnia, natomiast najmniejszą 

– przy użyciu chlorku sodu (rys. 2). 

3 

próba zerowa 

ubytek warstwy lodu [cm] 

2,5 

2 

1,5 

1 

0,5 

0 

5 15 20 30 45 60 75 

czas [min] 

chlorek sodu 

chlorek wapnia 

chlorek magenzu 

mieszanina chlorku 

sodu 5g z chlorkiem 

wapnia 5g 

mrówczan potasu 

Rys. 2. Wpływ różnych środków środków chemicznych chemicznych na szybkość na topnienia szybkość lodu topnienia lodu 

Fig. 2. Influence of of different chemical chemical road-salt road-salt speed melting speed the ice-cream melting the ice-cream 

Ocenę intensywności migracji poszczególnych związków w środowisko gruntowo-wodne 

oparto o analizę wzniosu kapilarnego roztworów wody nasyconej różnymi środkami chemicznymi, 

jakie są stosowane w zimowym utrzymaniu dróg. Badania kapilarności wykazały, 

że zależy ona zdecydowanie od uziarnienia gruntu: im drobniejsze ziarno, tym wyższy jest 

wznios kapilarny. Ponadto, zmienna jest również prędkość wzniosu kapilarnego: początkowo 

jest ona największa, a w miarę upływu czasu stabilizuje lub maleje. W pierwszym etapie 

procesu podsiąkanie wody kapilarnej następuje najszybciej w gruntach gruboziarnistych, 

a najwolniej – w gruntach drobnoziarnistych [Kołodziejczyk 2004]. 

Znajomość kapilarności może posłużyć do minimalizacji niekorzystnych zjawisk geoinżynierskich, 

jakie mogą zachodzić w środowisku w związku z zimowym utrzymaniem dróg. 

Przykładowo, zastosowanie gruntów gruboziarnistych do budowy dróg, szlaków kolejowych 

lub lotnisk może zapobiec zbyt wysokiemu podsiąkaniu wody kapilarnej w strefie przemarzania 

gruntu, a tym samym – wyeliminować powstawanie wysadzin. Ponadto, o intensywności 

migracji wód kapilarnych może decydować geneza gruntu. Przykładem są tutaj wyniki 

badań kapilarności gruntów, przeprowadzonych dla kruszyw naturalnych pochodzących 

z dwóch różnych złóż (Chynów i Nowogród Bobrzański), zlokalizowanych w okolicach Zielonej 

Góry [Kołodziejczyk 2007]. Na podstawie tych badań można stwierdzić, że o wysokości 

wzniosu decyduje głównie geneza gruntu i jego uziarnienie. Z porównania badań kapilarności 

w kruszywie o różnej genezie geologicznej wynika, że wyższą kapilarność i jednocześnie 

większą wysadzinowość wykazuje kruszywo nieprzemyte, zailone i wykształcone 

4 

235


w frakcji fluwioglacjalnej (lodowcowej), natomiast niższą – czyste kruszywo, pozbawione 

frakcji ilastych, sedymentowane podczas procesów fluwialnych (rzecznych). Ponadto, wyższy 

wznios kapilarny występuje w drobniejszych frakcjach kruszywa, np. we frakcji o średnicy 

d = 0,125–0,250 mm wynosił 35–41 mm, natomiast we frakcji o średnicy d > 4 mm – 

21,5–34,5 mm. 

Z przeprowadzonych badań wynika, że zjawisku wysadzinowości gruntów, a także migracji 

zanieczyszczeń do gruntów i wód gruntowych można przeciwdziałać przez stosowanie 

do budowy obiektów kruszyw o grubszym uziarnieniu, np. piasków gruboziarnistych, 

ale także – kruszyw o genezie fluwialnej (rzecznej), czyli przemytych i pozbawionych drobnych 

cząstek ilastych. Mimo, że w stosunku do piasków średnioziarnistych o genezie fluwioglacjalnej, 

czyli bardziej zaglinionych, jest to kruszywo słabiej zagęszczalne, użycie go 

do budowy obiektu gwarantuje znaczne obniżenie zjawiska kapilarności, a w konsekwencji 

– wysadzinowości gruntów i tym samym – ograniczenie migracji do podłoża gruntowo 

– wodnego zanieczyszczeń wytworzonych podczas eksploatacji drogi. 


Kapilarność zależy głównie od uziarnienia gruntu. W przypadku gruntów drobnoziarnistych 

wysokość wzniosu kapilarnego jest największa, a w związku z tym, najmniejszym 

wzniosem kapilarnym charakteryzują się grunty gruboziarniste, takie jak piasek gruby, żwir 

itp. Zmienna jest również prędkość wzniosu kapilarnego: w początkowej fazie jest największa, 

a w dalszym etapie – wyraźnie stabilizuje się lub maleje. Regułą jest, że w pierwszym 

etapie badań podsiąkanie wody kapilarnej następuje najszybciej w gruntach gruboziarnistych, 

a najwolniej – w gruntach drobnoziarnistych. 

Analizując kapilarność można stwierdzić, że zastosowanie gruntów gruboziarnistych do 

budowy obiektów inżynierskich może prowadzić do minimalizacji niektórych niekorzystnych 

zjawisk geologiczno-inżynierskich, w tym również migracji zanieczyszczeń w podłoże gruntowe. 

W przypadku budowy dróg, szlaków kolejowych lub lotnisk może to zapobiec zbyt wysokiemu 

podsiąkaniu wody kapilarnej w strefie przemarzania gruntu, a tym samym – ograniczyć 

powstawanie wysadzin oraz migrację zanieczyszczeń w środowisku. 

Wieloletnie doświadczenia poszczególnych krajów, w tym również Polski wskazują, że 

najskuteczniejszą i najbardziej ekonomiczną metodą wykorzystywaną podczas zimowego 

utrzymania dróg jest metoda chemiczna. Przeprowadzone badania wykazały, że skuteczność 

stosowania kruszyw zwiększających szorstkość jezdni jest potęgowana przez zastosowanie 

odpowiednich związków chemicznych, które wtapiają ziarna mineralne w lód. Najskuteczniejszym 

środkiem chemicznym, jaki powinien być stosowany w usuwaniu śliskości 

jezdni okazał się chlorek wapnia (CaCl 2 

), następnie chlorek magnezu (MgCl 2 

), a dopiero 

w dalszej kolejności – chlorek sodu (NaCl). Natomiast z punktu widzenia ochrony środo- 

236

Zimowe utrzymanie dróg a ochrona środowiska 

wiska, najmniej szkodliwym środkiem okazał się chlorek sodu (ze względu na najmniejszą 

szybkość reakcji). Jest on jednocześnie środkiem najbardziej ekonomicznym (ze względu 

na ogólną dostępność i cenę). 

W analizie skuteczności środków stosowanych podczas zimowego utrzymania dróg nie 

można zapominać o bezpieczeństwie wszystkich uczestników ruchu drogowego i o ochronie 

środowiska naturalnego. Zastosowanie jakichkolwiek środków chemicznych powinno 

być bowiem determinowane wymogami ochrony środowiska, w tym m.in.: rodzajem i przepuszczalnością 

podłoża, typem biotopów występujących w sąsiedztwie drogi i rodzajem 

użytego środka. Analiza prowadzona w tym zakresie powinna umożliwić wybór właściwej 

metody do zimowego utrzymania dróg, o której nie decyduje dostępność danego środka, 

ale przede wszystkim charakterystyka środowiska naturalnego i jego wrażliwość na wprowadzanie 

substancji chemicznych. 


Dębski W. 1974. Mały poradnik drogowca. Wydawnictwa Komunikacji i Łączności, Warszawa. 

Fortuna E. 1981. Zwalczanie śliskości zimowej na drogach samochodowych w Polsce. 

Biblioteka drogownictwa – Zimowe utrzymanie dróg. Wydawnictwo Komunikacji i Łączności, 

Warszawa. 

Kołodziejczyk U. 2004. Wpływ uziarnienia gruntu na stan wód kapilarnych i migrację 

zanieczyszczeń w podłoże nasypów drogowych. Międzynarodowa Konferencja Naukowo-Techniczna 

„Ochrona wód powierzchniowych, podziemnych oraz gleb wzdłuż dróg 

i autostrad”. Krzyżowa, 17–19 listopada 2004 r., Krajowa Dyrekcja Dróg Krajowych i Autostrad, 

Warszawa. 

Kołodziejczyk U. 2007. Wpływ chlorku sodu stosowanego w zimowym utrzymaniu dróg 

na kapilarność gruntów. W: Geologos, nr 11, UAM Poznań. 

Pečenik A. 1981. Wpływ środków chemicznych na roślinność przydrożną i miejską, stosowanych 

do usuwania śliskości zimowej. Biblioteka Drogownictwa, Wydawnictwo Komunikacji 

i Łączności, Warszawa. 

Stypułkowski B. 2000. Zagadnienia utrzymania i modernizacji dróg i ulic. Wydawnictwa 

Komunikacji i Łączności, Warszawa. 

237


Krystian Kurowski 

WYBRANE TECHNICZNE I EKONOMICZNE UWARUNKOWANIA 

WYKORZYSTANIA ENERGII SŁONECZNEJ W POLSCE 

some TECHNICAL, AND ECONOMICAL CONDITIONS 

OF SOLAR ENERGY USAGE IN POLAND 

Słowa kluczowe: Energia słoneczna, kolektor słoneczny, ogniwo fotowoltaiczne. 

Key words: Solar energy, solar collector, PV module. 

Renewable energy becomes more and more important factor of energy in Poland. The 

article introduces the important aspects of solar energy usage in our country. Availability 

and its variability in time of solar energy were presented. This paper also describes the possibility 

of solar energy to produce heating– solar collectors and electricity – PV modules 

and their construction. The economy of solar collectors in Poland is discussed. 


Energia promieniowania słonecznego jest jednym z najważniejszych rodzajów energii 

odnawialnej – „energii przyjaznej”, a zarazem niewyczerpalnej. Oddziaływanie słońca na 

naszą planetę pozwala na wykorzystanie energii z biomasy, energii wiatru, energii pływów. 

Ponadto wszystkie paliwa kopalne powstały dzięki oddziaływaniu słońca na naszą planetę 

przed tysiącami lat. 

Do zewnętrznych powłok atmosfery dochodzi moc promieniowania w ilości tzw. stałej 

słonecznej 1353 W/m 2 . Promieniowanie słoneczne przechodząc przez warstwy atmosfery 

(ulega częściowemu pochłonięciu, załamaniu i odbiciu) zmniejsza natężenie promieniowania 

do połowy wartości, jaką miało przy wejściu w atmosferę. Ilość dochodzącej 

energii zależy m.in. od wilgotności powietrza, stopnia zanieczyszczenia oraz od kąta padania 

– czyli szerokości geograficznej. 

Dr inż. Krystian Kurowski – Instytut Paliw i Energii Odnawialnej w Warszawie. 

238

Wybrane techniczne i ekonomiczne uwarunkowania wykorzystania energii słonecznej... 

Do powierzchni Ziemi dociera, w warunkach Polski, około 1000 kWh/m 2 energii rocznie, 

przy średnim natężeniu promieniowania 400 W/m 2 [Gogół 1993]. Moc promieniowania 

słonecznego dochodzącego do powierzchni Ziemi uzależniona jest ściśle od warunków pogodowych. 

Promieniowanie słoneczne scharakteryzowane jest przez dwa najważniejsze parametry. 

Natężenie promieniowania słonecznego – informuje nas ile energii dochodzi do powierzchni 

ziemi. Energia podawana jest w kWh (względnie MJ), a odnosi się do 1 m 2 płaskiej 

powierzchni w okresie 1 roku. 

Nasłonecznienie – określa liczba godzin, podczas których można wykorzystać w sposób 

efektywny energię słoneczną (moc promieniowania powyżej 200 W/m 2 ) . Na terytorium 

Polski dochodzi około 950 kWh energii, a nasłonecznienie wynosi około 1400 h [Wiśniewski, 

Gołębiowski, Gryciuk, Kurowski 2006]. 

Rozkład natężenia promieniowania i nasłonecznienia na terytorium kraju oscyluje wokół 

wartości podanej powyżej z dokładnością do ±5%. Rozkład promieniowania słonecznego 

w czasie charakteryzuje bardzo duża nierównomierność, 80% całkowitej rocznej sumy nasłonecznienia 

przypada na 6 miesięcy sezonu wiosenno-letniego, od początku kwietnia do 

końca września, zaś 45% w miesiącach czerwiec-sierpień. Jednocześnie czas operacji słonecznej 

w zimie maleje do 8 godzin dziennie, a w lecie w miesiącach najbardziej słonecznych 

wydłuża do 16 godzin. W najcieplejszych miesiącach strumień energii promieniowania 

słonecznego docierającego do powierzchni Ziemi może być kilkanaście razy większy, niż 

strumień energii docierającej w miesiącach zimowych. Zatem pory roku i związane z nimi 

azymutalne położenie Słońca mają decydujący wpływ na ilość energii słonecznej docierającej 

do 1 m 2 powierzchni Ziemi. 

Ta niekoherentność (niedopasowanie podaży energii słonecznej do popytu na nią) 

utrudnia wykorzystanie energii słonecznej. 

2. ASPEKT TECHNICZNY 

Energię promieniowania słonecznego można zamienić na ciepło oraz elektryczność 

(konwersja fototermiczną i fotoelektryczną). 

2.1. KONWERSJA FOTOTERMICZNA 

Energię promieniowania słonecznego zamienioną na ciepło wykorzystać można w sposób 

pasywny i aktywny. Wykorzystanie energii słonecznej w sposób pasywny – bezpośredni 

nie wymaga dostarczenia dodatkowej energii do transportu ciepła z miejsca jego powstania 

239


do wykorzystania. Pasywny sposób wykorzystania energii słonecznej może mieć miejsce 

m.in. w budownictwie i rolnictwie. 

W pasywnym ogrzewaniu wykorzystuje się odpowiednie rozwiązania konstrukcyjne 

budynków, materiały. Rozwiązania takie pozwalają wykorzystać strukturę budynku do 

pochłaniania, magazynowania oraz rozprowadzania pozyskanej energii promieniowania 

słonecznego. 

Wykorzystanie energii w sposób aktywny wiąże się z wykorzystaniem dodatkowej energii 

służącej do przenoszenia ciepła z miejsca wytworzenia do miejsca zapotrzebowania. W tym celu 

wykorzystuje się pompy lub wentylatory. Urządzeniem służącym do zamiany w sposób aktywny 

energii słonecznej w ciepło jest kolektor słoneczny. Kolektory słoneczne wykorzystać można do: 

1. Wytworzenia ciepłej wody. Podgrzanie c.w.u. jest najpopularniejszym i najbardziej 

oczywistym sposobem wykorzystania energii słonecznej. Instalacja słoneczna w naszych 

szerokościach geograficznych jest w stanie zapewnić w okresie letnim nawet ponad 

90% zapotrzebowania na ciepłą wodę użytkową (c.w.u.). Ze względu na to że poza 

sezonem letnim brakuje energii mogącej pokryć całkowite zapotrzebowanie na c.w.u. 

stosuje się dodatkowe źródło ciepła (które można wykorzystać w sytuacji niepogody 

w lecie). W ciągu całego roku można pokryć nawet do 60% zapotrzebowania na energię 

do powyższego celu. Obecnie najbardziej popularne w kraju są systemy grzewcze 

o powierzchni kolektorów słonecznych 4–6 m 2 , przeznaczone dla 4-osobowej rodziny. 

2. Dogrzewania basenu. Wykorzystanie energii słonecznej do ogrzewania basenu jest 

jednym z najbardziej efektywnych ekonomicznie i energetycznie przedsięwzięć. Dogrzewanie 

wody basenowej wiąże się z dostarczeniem dużej ilości ciepła niskotemperaturowego, 

które może być dostarczone przez kolektor. Stosuje się tutaj proste kolektory 

płaskie, pracujące w zamkniętym obiegu i zaopatrzone w basenowy wymiennik 

ciepła. Jeszcze lepsze rezultaty zapewniają absorbery (maty plastikowe), które podgrzewają 

bezpośrednio wodę basenową. Takie rozwiązanie zalecane jest do basenów 

sezonowych – odkrytych. Wykorzystanie kolektorów próżniowych do ogrzewania basenu 

(całorocznego) nie jest efektywne. 

3. Wspomagania dogrzewania (c.o.). Wykorzystanie energii słonecznej do ogrzewania 

budynków wiąże się z koniecznością bardzo efektywnego pozyskania energii słonecznej 

(niewielka ilość dostępnej energii w półroczu chłodnym – 20% całkowicie dostępnej 

w ciągu roku), jak też rozwiązania zagadnienia magazynowania energii. W celu 

zapewnienia sensownego udziału energii słonecznej w całkowitym bilansie należy 

gruntownie obniżyć zapotrzebowanie na ciepło. Dla domu dobrze zaizolowanego i zaopatrzonego 

w niskotemperaturowy system grzewczy instalacja wspomagająca z kolektorem 

słonecznym może dostarczyć do 30% ciepła potrzebnego do ogrzewania 

budynków. Sensowne wykorzystanie wspomagania dogrzewania może mieć miejsce 

od połowy lutego do końca października. W Polsce tego typu systemy stosowane są 

w niewielkim stopniu. 

240


4. Suszenia słonecznego. Wykorzystanie kolektorów słonecznych do suszenia płodów 

rolnych jest rozwiązaniem korzystnym, tanim i naturalnym. Płody rolne zwłaszcza owoce, 

warzywa, grzyby, zioła i nasiona suszy się w niskich temperaturach w okresie dużej 

dostępności energii słonecznej. Najbardziej efektywne ekonomicznie jest wykorzystanie 

kolektorów powietrznych, w których powietrze suszące przepływa w sposób bezpośredni 

przez kolektor [Kurowski, Kamiński 2007]. 

Niekoherentność (niedopasowanie podaży energii słonecznej do popytu na nią) jest 

jedną z najważniejszych cech promieniowania słonecznego mogących się przyczynić do 

ograniczenia wykorzystania energii słonecznej. 

Kolektor słoneczny jest to urządzenie (przetwornik, konwerter), które absorbuje (pochłania) 

promieniowanie energii słonecznej i „zamienia” je w energię cieplną. Ze względu 

na stosowany nośnik ciepła, rozróżnia się kolektory cieczowe – najczęściej wykorzystywane, 

oraz powietrzne. 

Kolektory powietrzne wykorzystuje się głównie, w naszych warunkach, do podsuszania 

płodów rolnych. Ostatnio zaczyna się je stosować do podgrzewania powietrza wentylacyjnego 

oraz dogrzewania powietrza w systemach ogrzewania powietrznego. W Polsce są 

rzadko stosowane – dostępne są 2–3 konstrukcje. 

Kolektory cieczowe dostępne na rynku można podzielić ze względu na stosowaną konstrukcję 

na: 

1) kolektory płaskie, 

2) kolektory rurowe, 

3) kolektory ze zwierciadłem skupiającym. 

Zdecydowanie najczęściej wykorzystuje się kolektory płaskie, które oprócz prostej konstrukcji 

charakteryzuje stosunkowo niska cena. Wykorzystują one zarówno promieniowanie 

słoneczne bezpośrednie, jak i w pewnej części rozproszone. Praktycznie każdy z producentów 

i przedstawicieli firm zagranicznych ma w swej ofercie takie urządzenia. Stanowią one 

produkt standardowy – bazowy. 

Innym kolektorem wykorzystywanym w naszym kraju jest kolektor próżniowo – rurowy. 

Najczęściej mamy do czynienia z dwoma typami kolektora: z przepływem bezpośrednim 

i kolektor z rurkami ciepła (przepływ pośredni). Dobrze wykonane kolektory zapewniają kilkunastoprocentowy 

wzrost ilości pozyskiwanej energii. 

Kolektor ze zwierciadłem skupiającym jest przykładem kolektora wykorzystującego jedynie 

promieniowanie bezpośrednie. Kolektor składa się z czaszy skupiającej energię słoneczną 

a następnie kierującą ją na absorber próżniowy. 

Kolektory pracować mogą w różnych temperaturach. W zastosowaniach praktycznych 

stosuje się kolektory niskotemperaturowe – temperatura czynnika roboczego nie przekracza 

100 0 C, oraz średnio temperaturowe, w których temperatura nie przekracza 200 0 C. W pierwszym 

przypadku mamy do czynienia z kolektorami płaskimi, w drugim z próżniowymi. 

241


Produkty dostępne na rynku krajowym podlegają ogólnym trendom, modom i zgodnie 

z nimi ewoluują. Stosuje się nowe rozwiązania, materiały, które przyczyniają się do zwiększenia 

sprawności przetwarzania promieniowania słonecznego w ciepło. Osiąga się to, 

m.in. poprzez powiększanie selektywności powłok absorberów, tzn. podwyższaniem współczynnika 

pochłaniania (absorpcji) powłoki absorbera oraz obniżaniem emisji (transmisji). 

Stosuje się nowe rozwiązania szyb, przepuszczających więcej promieniowania i zmniejszających 

odbicie od jego powierzchni. Zmienia się sposób łączenia absorbera z orurowaniem 

kolektora. Także zmienia się konstrukcja obudowy, powstają kolektory stabilniejsze a zarazem 

lżejsze [Kurowski 2007]. 

Kolektor składa się z: powłoki przezroczystej, przepuszczającej promieniowanie słoneczne 

(szyba hartowana, niskożelazowa o grubości 3–5 mm), absorbera metalowego 

(z powłoką selektywną) z przytwierdzoną od spodu wężownicą lub układem kanałowym, 

przez który przepływa ciecz, izolacji z wełny mineralnej lub (i) pianki poliuretanowej oraz 

obudowy metalowej, drewnianej lub z tworzywa sztucznego. Najistotniejszym elementem 

kolektora jest absorber, który bazował na czarnym chromie, obecnie coraz częściej stosuje 

się powłoki oparte na tlenkach tytanu (np. Tinox, Sunselect). Ważny jest sposób łączenia 

rurek miedzianych z absorberem – zapewniający możliwie duży kontakt. 

Standardowe kolektory słoneczne mają wymiary około 1 m×2 m i powierzchnią czynną 

około 1,7–1,8 m 2 . Obecnie spotka się jednak znacznie szerszą paletę wielkości kolektorów 

słonecznych z przedziału 0,9–2,5 m 2 . Ciężar kolektorów stanowi często istotną cechę 

szczególnie, jeśli chodzi o montaż oraz nośność konstrukcji dachowej. Ciężar kolektorów 

płaskich wynosi około 50 kg. 

Cechą charakterystyczną kolektora próżniowego jest próżnia występująca pomiędzy 

absorberem a powłoką szklaną. Zapewnia ona zmniejszenie strat, przyczyniając się do 

zwiększenia efektywności wykorzystania pochłoniętego ciepła. Najczęściej kolektory te są 

w postaci zestawu rur, a nie jak to ma miejsce w kolektorach płaskich skrzynki. Kolektor 

zbudowany jest z zestawu od 9 do 21 rur połączonych na górze registrem. Elementy te 

montowane są na ramie. Około 20–30% kolektorów montowanych w naszym kraju to kolektory 

próżniowe. 

Konstrukcje kolektorów montowanych w naszym kraju mają nowoczesne rozwiązania, 

nie ustępujące konstrukcjom stosowanym w Europie. 

2.2. KONWERSJA FOTOELEKTRYCZNA 

Przetwarzanie energii promieniowania słonecznego na energię elektryczną odbywa się 

za pośrednictwem ogniw fotowoltaicznych, których głównym elementem konstrukcji jest półprzewodnik. 

Działanie ogniw fotoelektrycznych polega na bezpośredniej przemianie energii 

promieniowania słonecznego w energię elektryczną. W ogniwach wykorzystuje się zjawi- 

242


sko fotowoltaiczne wewnętrzne polegające na tworzeniu się swobodnych nośników prądu 

w półprzewodniku w wyniku działania na niego promieniowania optycznego. Podstawowymi 

materiałami stosowanymi do budowy ogniw słonecznych jest krzem (monokrystaliczny, 

polikrystaliczny, amorficzny). 

Ogniwa fotowoltaiczne stosowane są jako alternatywne źródła zaopatrzenia w energię 

elektryczną w miejscach, gdzie doprowadzenie sieci energetycznej jest zbyt kosztowne, 

oraz w zastosowaniach o niewielkich poborach prądu. 

W Polsce PV wykorzystuje się głównie do zasilania świateł i znaków drogowych oraz 

w gospodarce morskiej. Użytkownicy prywatni wykorzystują je w jachtach oraz domkach 

położonych z dala od sieci energetycznej. 

3. ASPEKT EKONOMICZNY 

Spośród urządzeń energetyki słonecznej (obecnie) jedynie kolektory mogą mieć uzasadnienie 

ekonomiczne. 

Kolektor słoneczny (w cenie od około 1000 zł za sztukę) jest częścią układu i stanowi około 

30% ceny instalacji. W szacunkach posłużono się małą instalacją kolektora słonecznego 

(4 osoby) w zastosowaniach c.w.u. Koszt jest szacowany na około 7500 zł (bez montażu). 

W celu określenia czasu zwrotu kosztów instalacji należy określić ilość energii uzyskiwanej 

z instalacji w ciągu roku a następnie określić ekwiwalent energii zastępowanej. 

Założono że z 1 m 2 można uzyskać około 530 kWh energii w ciągu roku (dla dobrych 

kolektorów). Zastępując pracę instalacji słonecznej, wytwarzającej c.w.u. przez boiler elektryczny 

można stwierdzić, że 1 kWh wytworzony przez energię słoneczną oszczędza nam 

0,40 zł (koszt 1 kWh energii elektrycznej). Mnożąc ilość energii uzyskanej ze słońca w ciągu 

roku przez koszt „zastępowanej energii” otrzymamy sumę, jaką oszczędzamy w ciągu 

roku. Dzieląc kwotę wydaną na kolektor przez sumę oszczędności uzyskaną w ciągu roku 

uzyskamy tzw. prosty okres zwrotu, który w tym przypadku wyniesie około 6 lat. W wyliczeniu 

tym pominięto amortyzację i koszt eksploatacji. 

7500 7500 

530kWh 

× 

kWh 

6m× 6 

× 

m0,4 

2 × 0,4 

zl / 

zł/kWh 

2 

≈ 

6 

lat 

Koszty eksploatacji instalacji słonecznej są pomijalnie niskie (rzędu 20–30 zł na rok) 

i są związane głównie z pracą pompy. Dochodzą do tego koszty związane z okresową wymianą 

(raz na 5 lat) płynu roboczego oraz serwisem. 

W rzeczywistości okres zwrotu kosztów instalacji kolektorów słonecznych może się nieco 

wydłużyć. Wynika to z mniejszego rzeczywistego uzysku energii (gorsze kolektory, więk- 

243


sze straty energii) oraz zastępowanie innego źródła energii niż prądu elektrycznego, który 

jest najdroższy. 

Rzeczywisty okres zwrotu kosztów instalacji wykorzystywanej do wytworzenia c.w.u. 

waha się w przedziale 7–15 lat, w zależności od szczegółowych rozwiązań instalacji, zastosowanych 

kolektorów oraz rodzaju zastępowanego paliwa. Okres zwrotu dla kolektorów/ 

absorberów wykorzystywanych do ogrzewania basenów waha się w przedziale 3–7 lat. Podobnie 

krótki jest okres zwrotu kosztów instalacji zaopatrzonej w proste kolektory powietrzne 

wykorzystywane do suszenia płodów rolnych. 

W celu zwiększenia opłacalności instalacji można ubiegać się o dofinansowanie w ramach 

gminnych funduszy ochrony środowiska i gospodarki wodnej – a warunki finansowego 

wsparcia są ustanawiane indywidualnie przez poszczególne gminy. 


Energia odnawialna jest coraz częściej dostrzeganym źródłem energii możliwym do 

wykorzystania, tanim i ekologicznym. Pośród różnych źródeł energii – wyróżnia się energia 

słoneczna, która uważana jest za najbardziej ekologiczną. Wykorzystanie energii słonecznej 

nie wiąże się z negatywnym oddziaływaniem na środowisko (jak ma to miejsce z spalaniem 

biomasy, wykorzystaniem energii wiatru itp.). 

W Polsce istnieją stosunkowo dobre warunki wykorzystania energii słonecznej. Ilość 

energii jaka dociera do terytorium Polski znacznie przekracza zapotrzebowanie gospodarki 

narodowej (około 300 razy) na energię pierwotną. Zaletą energii słonecznej jest jej duża 

ilość w ujęciu globalnym. Energia ta posiada niewielką gęstość, przez co powierzchnie stosowanych 

przetworników są znaczne. Do wad należy zaliczyć dużą zmienność ilości promieniowania 

w czasie (w ujęciu rocznym, jak też i dziennym) i nieprzewidywalność (podobnie 

jak, np. energia wiatru). 

Urządzenia energetyki słonecznej są łatwo dostępne dla potencjalnego klienta. W kraju 

działa wielu producentów i dystrybutorów firm zagranicznych. Mają oni dobrze rozwiniętą 

sieć instalatorów dostępnych na terenie całego kraju. Obserwowany jest wzrost kilkudziesięcioprocentowy 

liczby montowanych urządzeń w skali roku. Z liczbą montowanych 

kolektorów wiążą się miejsca pracy, których w przypadku energetyki słonecznej powstaje 

sporo. 

Reasumując energia słoneczna staje się znaczącym źródłem energii odnawialnej – najbardziej 

rozpoznawalnym i budzącym największe zaufanie. 

244



Gogół W. 1993. Konwersja termiczna energii promieniowania słonecznego w warunkach 

krajowych. Oficyna Wydawnicza Politechniki Warszawskiej . 

Kurowski K., Kamiński E. 2007. Kolektor słoneczny – powietrzny z absorberem perforowanym 

w zastosowaniach suszarniczych, materiały konferencyjne – Teoretyczne 

i aplikacyjne problemy inżynierii rolniczej – IX Międzynarodowa Konferencja Naukowa, 

19–22 czerwca 2007 Polanica Zdrój: 168–171. 

Kurowski K. Technologie kolektorów słonecznych w Polsce – płaskie czy próżniowe. Polski 

Instalator – 10/2007: 58–61. 

Kurowski K. 2008. Kolektory w ... pigułce. Abc Magazyn Instalatora 4: 4–7. 

Wiśniewski G., Gołębiowski S., Gryciuk M., Kurowski K. 2006. Kolektory słoneczne 

– poradnik wykorzystania energii słonecznej. COIB Warszawa. 

245

OCHRONA ÅRODOWISKA I ZASOBÃW NATURALNYCH nr 37

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?

OCHRONA ÅRODOWISKA I ZASOBÃW NATURALNYCH nr 37