OchrOna ÅrOdOwiSka i ZaSObów naTuralnych nr 31
OchrOna ÅrOdOwiSka i ZaSObów naTuralnych nr 31
OchrOna ÅrOdOwiSka i ZaSObów naTuralnych nr 31
You also want an ePaper? Increase the reach of your titles
YUMPU automatically turns print PDFs into web optimized ePapers that Google loves.
CHRONA<br />
ŒRODOWISKA<br />
I ZASOBÓW<br />
NATURALNYCH<br />
<strong>nr</strong> <strong>31</strong><br />
Warszawa<br />
2007<br />
INSTYTUT<br />
OCHRONY<br />
ŒRODOWISKA
INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA<br />
INSTITUTE OF ENVIRONMENTAL PROTECTION<br />
OCHRONA<br />
ŚRODOWISKA<br />
I ZASOBÓW<br />
NATURALNYCH<br />
ENVIRONMENTAL PROTECTION<br />
AND NATURAL RESOURCES<br />
<strong>nr</strong> <strong>31</strong><br />
Warszawa 2007
Komitet Wydawniczy Instytutu Ochrony środowiska<br />
Prof. dr hab. Barbara Gworek – przewodnicząca,<br />
prof. dr hab. Apolonia Ostrowska, doc. dr hab. Grażyna Porębska.<br />
Opracowanie edytorskie<br />
Maria Bucka, Marta Radwan-Röhrenschef, Alicja Sienkiewicz<br />
Korekta techniczna<br />
Barbara Oksańska, Hanna Cieniuszek<br />
© Copyright by INSTYTUT OCHRONY ŚRODOWISKA, Warszawa 2007<br />
Wydawca<br />
DZIAŁ WYDAWNICTW IOŚ<br />
00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11<br />
tel. (0-22) 628 15 69; 625 10 05 w. 58; fax: (0-22) 629 52 63<br />
www.ios.edu.pl; e-mail: wydawnictwa@ios.edu.pl<br />
CZASOPISMO RECENZOWANE<br />
ISSN: 1230-78<strong>31</strong>-08-7<br />
Przygotowanie do druku i druk<br />
Wydawnictwo Naukowe Gabriel Borowski<br />
www.borowski.net.pl
Wydanie dotowane przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego
SPIS TREŚCI<br />
Ewa M. Skibniewska, Tadeusz Kośla<br />
The evaluation of rubidium content in the soils of Poland..............13<br />
Katarzyna Borowska, Jan Koper, Teresa Tykwińska<br />
ZAWARTOŚĆ SELENU W WYBRANYCH TYPACH GLEB MINERALNYCH<br />
REGIONU KUJAW I POMORZA NA TLE AKTYWNOŚCI OKSYDOREDUKTAZ........18<br />
Dorota Kawałko, Jarosław Kaszubkiewicz, Przemysław Woźniczka<br />
ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH W GLEBACH WYBRANYCH SIEDLISK<br />
LEŚNYCH NA TERENIE PARKU KRAJOBRAZOWEGO „DOLINA JEZIERZYCY”.....23<br />
Katarzyna Szopka<br />
ZRÓŻNICOWANIE ZAWARTOŚCI OŁOWIU W GLEBACH KARKONOSKIEGO<br />
PARKU NARODOWEGO W REJONIE JAGNIĄTKOWA.............................................28<br />
Mirosław Kobierski, Hanna Kobierska, Halina Dąbkowska-Naskręt<br />
Distribution of Zn and Cu in profiles of arable luvisols<br />
of the Chełmno-Dobrzyń Lake District.......................................................33<br />
Ryszard Malinowski<br />
ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH W GLEBACH PARKU NARODOWEGO<br />
„UJŚCIE WARTY”........................................................................................................40<br />
Anna Trawczyńska, Wojciech Tołoczko<br />
Żyzność siedlisk leśnych w gminie Ujazd..................................................46<br />
Andrzej Mocek, Waldemar Spychalski, Piotr Gajewski<br />
ZAWARTOŚĆ PIERWIASTKÓW ŚLADOWYCH W GLEBACH<br />
HYDROGENICZNYCH DOLINY GRÓJECKIEJ...........................................................52<br />
Mirosław Skorbiłowicz, Elżbieta Skorbiłowicz, Józefa Wiater<br />
Zawartość żelaza w niektórych glebach województwa<br />
podlaskiego...........................................................................................................58<br />
Jerzy Ciba, Monika Skwira, Maria Zołotajkin<br />
WPŁYW WYBRANYCH SUBSTANCJI CHEMICZNYCH NA ZAWARTOŚĆ GLINU<br />
WYMIENNEGO I pH GLEB LEŚNYCH – PRZEGLĄD LITERATUROWY...................63<br />
Maria Zołotajkin<br />
GLIN MOBILNY W GLEBACH LASÓW ŚWIERKOWYCH<br />
BESKIDU ŚLĄSKIEGO................................................................................................68<br />
Aleksandra Bielicka, Irena Bojanowska, Katarzyna Świerk<br />
EKSTRAKCJA SEKWENCYJNA W OCENIE MOBILNOŚCI METALI<br />
CIĘŻKICH W UKŁADZIE GLEBA/PRZEMYSŁOWY OSAD ŚCIEKOWY....................74
Spis Treści<br />
Jarosław Zawadzki, Piotr Fabijańczyk<br />
THE POSSIBILITY OF INTEGRATION OF CHEMICAL AND MAGNETOMETRIC<br />
MEASUREMENTS IN ORDER TO ASSESS THE POTENTIAL SOIL<br />
CONTAMINATION WITH HEAVY METALS..................................................................79<br />
Irena Burzyńska<br />
ZASTOSOWANIE TESTU WYCIĄGU 0,01 M CHLORKU WAPNIA<br />
W MONITORINGU ZANIECZYSZCZENIA GLEBY I PŁYTKICH WÓD<br />
GRUNTOWYCH SKŁADNIKAMI MINERALNYMI Z OBSZARÓW WIEJSKICH..........84<br />
Jarosław Zawadzki, Piotr Fabijańczyk<br />
INTEGRATED MEASUREMENTS OF SOIL MAGNETIC SUSCEPTIBILITY..............89<br />
Joanna Kyzioł-Komosińska, Aneta Kocela<br />
WPŁYW SKŁADU ROZTWORU NA ZDOLNOŚĆ WIĄZANIA<br />
JONÓW METALI CIĘŻKICH PRZEZ MATERIĘ ORGANICZNĄ..................................94<br />
Elżbieta Biernacka, Marcin J. Małuszyński<br />
Formy ołowiu i kadmu w wierzchnich warstwach<br />
gleb dwóch wybranych obszarów o różnym stopniu<br />
zanieczyszczenia środowiska......................................................................101<br />
Elżbieta Biernacka, Ilona Małuszyńska, Marcin J. Małuszyński, Jacek Borowski<br />
IRON AND MANGANESE AVAILABILITY IN THE UPPER LAYER<br />
OF SOILS OF GREEN BELTS OF WARSAW............................................................106<br />
Grzegorz Kusza<br />
WPŁYW WYBRANYCH ZAKŁADÓW PRZEMYSŁOWYCH NA WZROST<br />
ZAWARTOŚCI METALI CIĘŻKICH W GLEBACH TERENÓW PRZYLEGŁYCH.......110<br />
Tadeusz Filipek, Karolina Falkowska<br />
FORMY AZOTU W WIERZCHNIEJ WARSTWIE GLEB W REJONIE<br />
ODDZIAŁYWANIA ZAKŁADÓW AZOTOWYCH „PUŁAWY” S.A...............................115<br />
Barbara Oleśków<br />
Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi ogródków<br />
działkowych rejonu WrocławIA..................................................................121<br />
Edward Niedźwiecki<br />
ZANIECZYSZCZENIE ŚRODOWISKA GLEBOWEGO METALAMI CIĘŻKIMI<br />
PRZEZ NIEKONTROLOWANE WYSYPISKA ODPADÓW........................................126<br />
Anna Karczewska, Alicja Król<br />
Zawartość i formy rozpuszczalne Cu, Zn i Pb w glebach<br />
rejonu składowiska odpadów poflotacyjnych Wartowice<br />
w rejonie Bolesławca......................................................................................1<strong>31</strong><br />
Agnieszka Medyńska, Cezary Kabała<br />
ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH W PRÓCHNICY NADKŁADOWEJ GLEB<br />
LEŚNYCH WOKÓŁ SKŁADOWISKA ODPADÓW PO FLOTACJI RUD MIEDZI.......137
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Monika Czop, Janusz W. Wandrasz<br />
Procesy ruchu wielopierścieniowych węglowodorów<br />
aromatycznych w glebach............................................................................144<br />
Aldona Szczepocka, Anna Prędecka , Andrzej Pawlak, Dariusz Dmochowski<br />
WPŁYW INFRASTRUKTURY DROGOWEJ NA ZANIECZYSZCZENIE<br />
GLEB WWA I SUBSTANCJAMI ROPOPOCHODNYMI NA PRZYKŁADZIE<br />
GIEŁDY SAMOCHODOWEJ W SŁOMCZYNIE.........................................................149<br />
Mirosław Wyszkowski, Agnieszka Ziółkowska<br />
ZAWARTOŚĆ AZOTU MINERALNEGO W GLEBIE ZANIECZYSZCZONEJ<br />
Benzyną i olejem napędowym........................................................................154<br />
Sławomir Klatka, Krzysztof Boroń, Krzysztof Lipka<br />
ZMIENNOŚĆ POWIERZCHNIOWA WYBRANYCH WŁAŚCIWOŚCI<br />
GLEB NA OBSZARZE SZKÓD GÓRNICZYCH.........................................................160<br />
Leszek Woźniak, Krzysztof Kud, Bożydar Ziółkowski<br />
LIT W GLEBACH NAPŁYWOWYCH I ROŚLINACH ŁĄK DOLINY SANU.................165<br />
Barbara Sapek<br />
Potas i magnez w glebie i wodzie z zagrody wiejskiej<br />
w aspekcie ich równowagi w środowisku...............................................170<br />
Dorota Kawałko<br />
WŁAŚCIWOŚCI CHEMICZNE GLEB O RÓŻNYM SPOSOBIE<br />
UŻYTKOWANIA NA OBSZARZE CHRONiONEGO KRAJOBRAZU<br />
„DOLINA CZARNEJ WODY”......................................................................................177<br />
Alina Maciejewska, Jolanta Kwiatkowska<br />
MIGRACJA CYNKU, OŁOWIU i KADMU W UKŁADZIE<br />
GLEBA – ROŚLINA....................................................................................................183<br />
Marek Wesołowski, Beata Ulewicz-Magulska<br />
THE CONTENT AND RELATIONSHIP BETWEEN SELENIUM, ZINC,<br />
NICKEL AND LEAD IN RAW PLANT MATERIALS USED IN MEDICINE..................188<br />
Małgorzata I. Szynkowska, Aleksandra Pawlaczyk, Tadeusz Paryjczak<br />
Assessing the level of air pollution in the<br />
Lodz region based on the analysis of airborne<br />
particulates deposited on surface of commonly<br />
used bioindicators............................................................................................193<br />
Marek Wesołowski, Agnieszka Arceusz<br />
MACRO- AND MICROELEMENTS IN LEAVES OF MEDICINAL<br />
RAW PLANT MATERIALS..........................................................................................199<br />
Barbara Letachowicz, Józef Krawczyk, Agnieszka Klink, Magdalena Wisłocka<br />
ACCUMULATION OF METALS IN GENTIANA ASCLEPIADEA L.<br />
FROM KARKONOSZE MTS......................................................................................204
Spis Treści<br />
Wojciech Dmuchowski, Ewa Sołtykiewicz<br />
Hiperakumulacja cynku w liściach brzozy brodawkowatej<br />
(Betula pendula Roth)......................................................................................209<br />
Andrzej Czerniak, Małgorzata Górna, Dariusz Kayzer<br />
Ocena predyspozycji aparatu asymilacyjnego topoli osiki<br />
(Populus tremula L.) do akumulacji pierwiastków śladowych......215<br />
Joanna Podlasińska, Zdzisław Zabłocki, Urszula Pietrucik<br />
Zawartość ołowiu w niektórych gatunkach grzybów.....................220<br />
Józef Krawczyk, Agnieszka Klink, Barbara Letachowicz, Magdalena Wisłocka<br />
INFLUENCE OF TREE CANOPY ON MANGANESE CONCENTRATION<br />
IN THROUGHFALL AND MOSS PLEUROZIUM SCHREBERI (BIRD.) MITT............225<br />
Mirosław Wyszkowski, Jadwiga Wyszkowska<br />
Zanieczyszczenie gleby kadmem a zawartość<br />
makropierwiastków w roślinach................................................................2<strong>31</strong><br />
Anna Gierula, Daria Gąbka, Karol Wolski<br />
ODPORNOŚĆ POSZCZEGÓLNYCH GATUNKÓW DRZEW NA EMISJE<br />
PRZEMYSŁOWE Z ZAKŁADU „MESKO”..................................................................236<br />
Anna Gierula, Daria Gąbka, Karol Wolski<br />
WPŁYW RÓŻNYCH PODŁOŻY NA ROZWÓJ ROŚLINNOŚCI TRWAŁEJ<br />
POSADZONEJ NA SKARPIE ZBIORNIKA ODPADÓW POFLOTACYJNYCH<br />
„ŻELAZNY MOST”......................................................................................................243<br />
Krzysztof Wraga, Agnieszka Zawadzińska<br />
Ocena wpływu podłoża z komunalnego osadu ściekowego<br />
na kwitnienie i walory dekoracyjne chryzantemy<br />
wielkokwiatowej (Chrysanthemum × grandiflorum (Ramat.) Kitam.)......249<br />
Kazimierz Grabowski, Agata Głowacka-Gil, Anna Biedrzycka<br />
Początkowy wzrost i rozwój wybranych gatunków<br />
(odmian) traw gazonowych wysiewanych na trawniki<br />
ekstensywne użyźnione osadem ściekowym..........................................255<br />
Hanna Rekosz-Burlaga<br />
Występowanie bakterii z rodziny Azospirillum<br />
w ryzosferze kukurydzy oraz ich aktywność wiązania...................260<br />
Andrzej Czerniak, Bogusław Kamiński, Agata Poszyler-Adamska<br />
Pierwiastki śladowe w glebie i igłach sosny zwyczajnej<br />
(Pinus sylvestris L.) w sąsiedztwie dróg leśnych...............................265<br />
Małgorzata Maciejewska, Jerzy Wybieralski, Danuta Brzostowska-Żelechowska<br />
ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH (Pb, Cu, Zn, Fe) W ROŚLINACH<br />
ZEBRANYCH W POBLIŻU PARKINGÓW I WYBRANYCH TRAS<br />
TURYSTYCZNYCH NA SZLAKU PIASTOWSKIM PO WIELKOPOLSCE.................271
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Krystyna Niesiobędzka, Elżbieta Krajewska<br />
AKUMULACJA METALI CIĘŻKICH W GLEBACH I ROŚLINNOŚCI<br />
TRAWIASTEJ PRZY TRASACH SZYBKIEGO RUCHU............................................278<br />
Alina Maciejewska, Agnieszka Pusz<br />
Wpływ węgla brunatnego na zawartość metali ciężkich<br />
w roślinach..........................................................................................................284<br />
Jolanta Kozłowska-Strawska<br />
WPłYW NAWOŻENIA RÓŻNYMI FORMAMI SIARKI NA ZAWARTOŚĆ<br />
MANGANU W ROŚLINACH.......................................................................................291<br />
Aleksandra Bielicka, Irena Bojanowska, Agnieszka Krupa,<br />
Piotr Schuetz, Jarosław Leszczyński<br />
BIOMASA – PRODUKT III STOPNIA OCZYSZCZANIA ŚCIEKÓW<br />
JAKO ŹRÓDŁO ENERGII ODNAWIALNEJ...............................................................296<br />
Jacek Antonkiewicz<br />
Zawartość metali ciężkich w kostrzewie łąkowej<br />
uprawianej na glebie z dodatkiem popiołu i kadmu..............................302<br />
Mariola Jabłońska, Marta Pięta, Ewa Jainta<br />
ZAWARTOŚĆ Pb, Zn, Cd, Fe i Mn W OPADZIE<br />
ATMOSFERYCZNYM, W WYBRANYCH MIEJSCOWOŚCIACH<br />
WOJEWÓDZTWA ŚLĄSKIEGO.................................................................................<strong>31</strong>1<br />
Andrzej Sapek<br />
Obieg magnezu w środowisku na tle stężenia<br />
w zasobach wody w obszarach wiejskich...............................................<strong>31</strong>7<br />
Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska<br />
DYNAMIKA ZMIAN ZAWARTOŚCI FOSFORU W ZBIORNIKACH<br />
RETENCYJNYCH......................................................................................................323<br />
Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk<br />
NIEORGANICZNE FORMY AZOTU W EKOSYSTEMACH WYBRANYCH<br />
ZBIORNIKÓW ZAPOROWYCH PODLASIA..............................................................328<br />
Jacek Jaszczyński, Barbara Sapek, Andrzej Sapek<br />
WYSTĘPOWANIE CHLORKÓW I SODU W WODZIE<br />
ZE STUDNI GOSPODARSKICH NA TLE ICH STĘŻEŃ<br />
W WODACH GRUNTOWYCH SĄSIEDNIEGO OBIEKTU<br />
TORFOWISKOWEGO................................................................................................333<br />
Anetta Zioła, Marcin Frankowski, Marcin Siepak<br />
ANALIZA GLINU W PRÓBKACH WÓD POWIERZCHNIOWYCH<br />
ORAZ FRAKCJONOWANIE GLINU W OSADACH DENNYCH.................................338<br />
Elżbieta Skorbiłowicz, Mirosław Skorbiłowicz<br />
JAKOŚĆ WÓD POWIERZCHNIOWYCH GÓRNEJ NARWI......................................348
Spis Treści<br />
Janina Piekutin<br />
KSZTAŁTOWANIE SIĘ SKŁADU CHEMICZNEGO WODY<br />
INFILTRACYJNEJ NA UJĘCIU W WASILKOWIE......................................................355<br />
Małgorzata Rauba<br />
Wpływ antropopresji na jakość wód transgranicznej<br />
rzeki Leśna Prawa...............................................................................................360<br />
Izabela Lewandowska, Małgorzata Gałażyn-Sidorczuk, Małgorzata M. Brzóska<br />
OCENA ZANIECZYSZCZENIA METALAMI CIĘŻKIMI<br />
WÓD ZALEWU DOJLIDY POŁOŻONEGO NA TERENIE<br />
BIAŁEGOSTOKU – BADANIA W LATACH 2006–2007..............................................366<br />
Krzysztof Lipka, Sławomir Klatka, Anita Pytel, Ewa Kowalczyk<br />
ZATORFIENIE I ZASOBY WODNE ZŁÓŻ TORFOWYCH DORZECZA NOTECI......371<br />
Leszek Woźniak, Krzysztof Kud<br />
Cynk w środowisku terenów zalewowych.............................................376<br />
Krystian Obolewski<br />
WPŁYW STĘŻENIA WYBRANYCH METALI W WODZIE<br />
PRZEPŁYWOWEGO STARORZECZA NA KOMPLEKS<br />
TRZCINA-PERIFITON I ROSZLA-PERIFITON..........................................................380<br />
Anna Gotkowska-Płachta<br />
WYBRANE GRUPY BAKTERII CYKLU AZOTOWEGO<br />
W DOPŁYWACH, ODPŁYWIE I STREFIE PRZYBRZEŻNEJ<br />
JEZIORA HAŃCZA.....................................................................................................388<br />
Magdalena Bełdowska, Katarzyna Zawalich, Justyna Kwaśniak, Lucyna Falkowska<br />
RTĘĆ W RYBACH W POLSKIEJ STREFIE BRZEGOWEJ BAŁTYKU....................394<br />
Piotr Michalik, Tadeusz Kośla<br />
Zawartość Strontu w organizmach pszczelich<br />
i produktach spożywczych pochodzenia pszczelego.......................399<br />
Elżbieta Kalisińska, Katarzyna Dziubak<br />
Rtęć u gągoła Bucephala clangula z Zalewu Szczecińskiego.......404<br />
Anna Spodniewska, Dariusz Barski, Arkadiusz Zasadowski<br />
ZAWARTOŚĆ MIEDZI, CYNKU, KADMU I OŁOWIU<br />
W WąTROBIE GĘSI POCHODZĄCYCH Z WYBRANYCH<br />
FERM WOJEWÓDZTWA WARMIŃSKO-MAZURSKIEGO........................................410<br />
Jacek Fabisiak<br />
NAGROMADZANIE URANU W PTAKACH MORSKICH...........................................414<br />
Sylwia Piotrowska, Zygmunt Machoy, Dariusz Chlubek<br />
Zawartość cynku w tkankach twardych saren<br />
(Capreolus capreolus L.) na tle obiegu cynku w przyrodzie.........420<br />
10
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Elżbieta Kalisińska, Mirona Palczewska<br />
Fluorki w zębach lisa Vulpes vulpes<br />
z Pomorza Zachodniego..................................................................................428<br />
Tadeusz Kośla, Grażyna Urbańska-Słomka,<br />
Ewa Małgorzata Skibniewska, Patrycja Klimkowska<br />
Magnesium content in hair of schnauzer dogs<br />
from the region of Warsaw depending<br />
on their breed, sex and colour...................................................................434<br />
Tadeusz Kośla, Ewa M. Skibniewska, Grażyna Urbańska-Słomka,<br />
Michał Skibniewski, Patrycja Klimkowska<br />
Correlation between sulphur content in hair and the results<br />
in blood of haematological and biochemical examinations<br />
in cats free living in Warsaw........................................................................438<br />
Ewa M. Skibniewska, Tadeusz Kośla, Michał Skibniewski<br />
Phosphorus content in hair of free living cats and<br />
haematological results................................................................................442<br />
Magdalena Popiołek-Pyrz, Robert Krusiński<br />
TRANSFER OF COPPER FROM SHEEP MOHER’S ORGANISM<br />
TO ITS OFFSPRING THOUGH THE HEALTHY AND DISEASED<br />
MAMMARY GLAND...................................................................................................447<br />
Jolanta Król, Anna Litwińczuk, Aneta Brodziak, Monika Kędzierska-Matysek<br />
POZIOM OŁOWIU I KADMU W MLEKU KRÓW UTRZYMYWANYCH<br />
W RÓŻNYCH REJONACH POLSKI..........................................................................451<br />
Lucyna Lewińska-Preis, Mariola Jabłońska, Andrzej Kita<br />
KONCENTRACJA SUBSTANCJI MINERALNEJ I METALI CIĘŻKICH<br />
W WĄTROBIE LUDZKIEJ..........................................................................................455<br />
Anna Lubkowska, Włodzimierz Sobieraj<br />
Zawartość magnezu, wapnia, żelaza oraz arsenu,<br />
rtęci, glinu, kadmu i ołowiu we włosach grupy dzieci<br />
w wieku przedszkolnym..................................................................................464<br />
Józef Szkoda, Jan Żmudzki, Agnieszka Grzebalska<br />
ZANIECZYSZCZENIE ŻYWNOŚCI ZWIERZĘCEGO POCHODZENIA<br />
I PASZ PIERWIASTKAMI TOKSYCZNYMI – BADANIA<br />
MONITORINGOWE....................................................................................................469<br />
Marcin J. Małuszyński<br />
VANADIUM IN ENVIRONMENT.................................................................................475<br />
Mirosław Skorbiłowicz, Elżbieta Skorbiłowicz, Janina Piekutin<br />
Prognozowanie i identyfikacja źródeł pochodzenia<br />
pierwiastków śladowych w osadach dennych<br />
rzeki Orlanka.......................................................................................................479<br />
11
Spis Treści<br />
Michał Woszczyk, Waldemar Spychalski<br />
Czynniki czasowej zmienności zawartości<br />
wybranych metali ciężkich w osadach Jeziora Sarbsko<br />
(Nizina Gardnieńsko-Łebska) na tle genezy zbiornika.........................485<br />
Elżbieta Skorbiłowicz, Mirosław Skorbiłowicz<br />
Prognozowanie stężenia pierwiastków śladowych<br />
w osadach dennych rzeki Narewka............................................................498<br />
Tomasz Ciesielczuk, Grzegorz Kusza<br />
METALE CIĘŻKIE W OSADACH DENNYCH ZBIORNIKA<br />
ZAPOROWEGO JEZIORO TURAWSKIE............................................................ 503<br />
Monika Rajkowska, Kamila Pokorska, Magdalena Lidwin-Kaźmierkiewicz<br />
fORMY GEOCHEMICZNE wybranych METALI<br />
W osadACH dennych NA PRZYKŁADZIE EUTROFICZNEGO<br />
jeziora Ińsko Małe.............................................................................................507<br />
Dorota Wolicka, Andrzej Borkowski<br />
Geomikrobiologia – nowy kierunek badań...............................................512<br />
Andrzej Borkowski, Dorota Wolicka<br />
Powstawanie i utlenianie metanu jako istotny czynnik<br />
kształtujący procesy geomikrobiologiczne........................................517<br />
Izabela Bojakowska, Anna Pasieczna<br />
ARSEN I ANTYMON W WĘGLACH KAMIENNYCH<br />
I BRUNATNYCH ZE ZŁÓŻ POLSKICH......................................................................522<br />
Izabela Bojakowska, Dariusz Lech, Anna Pasieczna<br />
PIERWIASTKI ŚLADOWE W KRAJOWYCH SUROWCACH<br />
DO PRODUKCJI CERAMIKI BUDOWLANEJ I CEMENTU<br />
JAKO POTENCJALNE ŹRÓDŁO ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA.................528<br />
12
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
The evaluation of rubidium content in the soils of Poland*<br />
Rubidium takes seventeenth place in respect to its frequency of appearance in the<br />
Earth’s crust, between nitrogen (N) and fluorine (F). Mineral rubidium never appears alone<br />
in the nature. Most often that element appears as a component part of lithium (Li) and caesium<br />
(Cs) minerals. The most important of them is lepidolite K(Li, Al) 2-3<br />
[(OH,F) 2<br />
/Al, Si 3<br />
O 10<br />
],<br />
which, apart from lithium, also contains 0.2–3.7% Rb 2<br />
O. Apart from lepidolite it is also present<br />
in other minerals, such as: pollucite, carnallite (KCl ·MgCl·6H 2<br />
O), amazonite, petalite,<br />
biotin, cinvaldite, obsidian, leucite, orthoclase and many others. Rubidium is also present<br />
in granites. In acidic volcanic rocks such as granite and gneiss the content of rubidium<br />
amounts to about 150 ppm and in basalt 20–45 ppm [Angelow 1994; Anke and Angelow<br />
1994; Kabata-Pendias 1995; Kabata-Pendias and Pendias 1999]. The most affluent in this<br />
element are soils originating from rocks of volcanic origin.<br />
In soils the content of rubidium varies from 20 to 500 ppm [Gaccio et al. 1997]. Acidic<br />
magmatic rocks and argillaceous sedimentary rocks contain 100–200 ppm of rubidium.<br />
Much smaller amounts of that element can be found in sandy and organic soils. The content<br />
of rubidium in those soils varies from 30 to 50 ppm while in peat soil from 1–10 ppm and in<br />
coals the mean content amounts to 16 ppm [Kabata-Pendias and Pendias 1999]. In the process<br />
of weathering of rocks, free rubidium ions are bond by argillaceous minerals and in relation<br />
to that process a positive correlation is observed between the content of argillaceous<br />
minerals in the soil and the content of rubidium [Haneklaus et al. 1994; Kośla 1997].<br />
Soils formed on the calcareous base contain, on the average, 75 ppm rubidium, sandy<br />
mantle loam 65 ppm and sandy soils 50 ppm [Shacklette and Boerngen 1984]. In the<br />
light, loamy soils the content of rubidium amounts, on the average, to 66 ppm [Angelow<br />
1994]. The concentration of rubidium in the biomass depends on the soil pH [Tyler 1997; Nyholm<br />
and Tyler 2000]. Rubidium is geochemically connected with potassium [Kośla 1997].<br />
Thus its content in formations rich in potassium minerals is always increased [Kabata-Pendias<br />
and Pendias 1999].<br />
Table 1. Rubidium content in some subsoils from the region of Central Italy (Abrazja), Giaccio<br />
et al. 1997<br />
Subsoil<br />
ppm<br />
River deposit (mud) 28.96<br />
River deposit (mud) at the depth of 13 m 36.44<br />
Sandstone 17.87<br />
Clay 28.98<br />
The above data (Table 1) refer to the total rubidium soil content. However, the significant<br />
value is the amount of the element which plants can uptake from the soil. For that reason<br />
the contents of trace metals in various solutions are often determined. That solubility<br />
defines approximately the availability for plants of soil minerals. This method may determine<br />
the possible danger of contamination of ground water with trace elements. In the extraction<br />
of metals from the soil the chelating compounds EDTA (ethylenediamine tetra-acetic acid)<br />
* Dr. inż. Ewa M. Skibniewska, prof. dr hab. Tadeusz Kośla – Katedra Biologii Środowiska<br />
Zwierząt, Wydział Nauk o Zwierzętach, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie.<br />
13
Bioakumulacja<br />
and DTPA (diethylenetriamine penta-acetic acid) are used which absorbs metal fractions<br />
connected with organic substance [Kabata-Pendias and Szteke 1998]. Dąbrowska-Naskręt<br />
and Malczyk [1999] report that a fraction of rubidium extracted from the soil with the help of<br />
DTPA did not present any dependencies in relation to the physico-chemical soil traits (reaction,<br />
carbon content in organic combinations and calcium carbonate). The obtained values<br />
were contained between 0.03–0.25 ppm which comprised only 30% of the total rubidium<br />
content in the samples of the investigated soils. Giaccio et al. [1997] obtained similar results<br />
performing extraction with the help of EDTA. Their results did not exceed the level of 0.50<br />
ppm. Rubidium, a trace element, was used as a marker in plants, soils, in the investigations<br />
of microorganisms, plant parasites and insects. The use of rubidium as a marker is particularly<br />
favourable in relation to other elements. The first benefit is that the metal is safe for<br />
the environment (it is not radioactive). The other benefit from using that element is the fact<br />
that the marked samples are easily recognized because the level of rubidium is low, varying<br />
from 5 to 10 ppm. That trait makes rubidium a proper marker in the field experiments<br />
[Hamou et al. 2007].<br />
The aim of the investigations was a determination of rubidium content in the soil obtained<br />
from different regions of Poland characterized by both very strong effect of industrial<br />
contamination and from agricultural regions with a slight degree of environmental contamination.<br />
Material and methods. Material for the investigations comprised 280 soil samples<br />
collected from seven different regions of Poland (40 x 7) located from the western to eastern<br />
border of the state.<br />
Fig. 1. Regions of samplings<br />
Five regions: Nowe Miasteczko (lubuskie province), Lipce Rejmontowskie (łódzkie<br />
province), Grójec (mazowieckie province), Glinojeck (mazowieckie province), Dąbrowa<br />
Białostocka (podlaskie province) are the regions without industrial contamination while<br />
Bełchatów (łódzkie province) and Tarnowskie Góry (śląskie province) are the regions significantly<br />
contaminated by industry.<br />
Soils in particular regions differed in their type and reaction. In the region of Nowe Miasteczko,<br />
Glinojeck and Tarnowskie Góry soils are light and sandy. While dividing soils according<br />
to their reaction, the number of collected soil samples contained within the pH range<br />
(pH < 5.0; pH 5.0–6.0; pH > 6.0) are more or less equally distributed in the region of Nowe<br />
14
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Miasteczko and Dąbrowa Białostocka. Alkaline soils predominate in the regions of Glinojeck<br />
and Tarnowskie Góry while soils of acid reaction are most often found in Grójec, Bełchatów<br />
and Lipce Rejmontowskie [Kośla et al. 1995].<br />
Soil samples were collected with the help of soil sampling stick in accordance to the procedures<br />
obligatory in pedology. Soil samples were comminuted in the agate mortar. Samples<br />
of 1 g soil in two repetitions were weighed and put into quartz beakers. Then 5 ml condensed<br />
HNO 3<br />
acid and 2.5 ml condensed HClO 4<br />
acid were added to both weighted portions.<br />
Further stages of preparation included warming them in the temperature of 90 o C and slow<br />
evaporation of the solution until obtaining wet salts. Rubidium content was analyzed in the<br />
Analytical Laboratory of SGGW using the method of atomic absorption spectrophotometry<br />
(AAS) with the application of emission function. The control of correctness of the determinations<br />
was performed using the reference material Wirginia I No 2710. The obtained results<br />
were analyzed statistically using the computer program Statistica 5.0.<br />
Results and discussion. The investigations revealed that the content of rubidium<br />
in the soils of Poland varied from 7.24 to 27.63 ppm (Table 2).<br />
Table 2. Mean rubidium contents in the investigated soil samples in ppm<br />
Region<br />
Rubidium content<br />
Bełchatów 27.63 ± 7.16<br />
Glinojeck 10.48 ± 1.02<br />
Dąbrowa Białostocka 16.19 ± 5.28<br />
Tarnowskie Góry 7.24 ± 1.02<br />
Grójec 20.02 ± 5.92<br />
Lipce Reymontowskie 21.69 ± 1.67<br />
Nowe Miasteczko 14.44 ± 3.11<br />
These values corresponded to the reaction of the collected soil samples. Acid soils with<br />
pH below 5.0 predominate in Bełchatów, Grójec and Lipce Rejmontowskie. In those regions<br />
the highest mean rubidium contents were noted which amounted to 27.63, 20.02 and 21.69<br />
ppm, respectively. The lowest mean rubidium contents were noted in the soil samples collected<br />
in the regions of Tarnowskie Góry (7.24 ppm) and Glinojeck (10.48 ppm) where soils<br />
of alkaline reaction predominate.<br />
Table 3. Statistical differences of mean rubidium contents in soil samples<br />
Region (1) (2) (3) (4) (5) (6) (7)<br />
Bełchatów (1) ** ** ** ** ** **<br />
Glinojeck (2) ** ** ** ** *<br />
Dąbrowa Białostocka (3) ** ** ** **<br />
Tarnowskie Góry (4) ** ** ** ** **<br />
Grójec (5) ** ** ** **<br />
Lipce Reymontowskie (6) ** ** ** ** **<br />
Nowe Miasteczko (7) ** * ** ** **<br />
* Significant differences at p≤ 0.05.<br />
** Highly significant differences at p≤ 0.01.<br />
15
Bioakumulacja<br />
Statistical analysis revealed highly significant differences at p≤ 0.01 between Bełchatów<br />
and the remaining regions and between Nowe Miasteczko and Tarnowskie Góry, Lipce Rejmontowskie<br />
and Grójec. Highly significant (p≤ 0.01) differences were also noted between<br />
soils from Lipce Rejmontowskie and soils from Tarnowskie Góry, Glinojeck and Dąbrowa<br />
Białostocka and soils from Grójec and Dąbrowa Białostocka with soils from Tarnowskie<br />
Góry and Glinojeck.<br />
rednia zawarto rubidu w glebach<br />
30<br />
25<br />
20<br />
ppm<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
Region<br />
Bełchatów<br />
Glinojeck<br />
Dąbrowa<br />
Białostocka<br />
Tarnowskie<br />
Góry<br />
Grójec<br />
Lipce<br />
Reymontowskie<br />
Nowe<br />
Miasteczko<br />
Fig. 2. Mean rubidium contents in the investigated soils (ppm)<br />
The obtained results are close to the data from literature. Kabata-Pendias and Pendias<br />
[1999] report that mean rubidium contents in soils vary within the limits 1–100 ppm<br />
depending on the type of soil. According to Coughtrey and Thorne [1989] mean rubidium<br />
contents are contained within the limits 50–100 ppm. Similar values are also reported by<br />
Angelow and Anke [1994] from 20 to 100 ppm and Voland et al. [1989]. While investigating<br />
the content of rubidium in soils (chernozem and brown soil), Dąbrowska-Naskręt and Malczyk<br />
[1999] formed an opinion that its level is negatively correlated with pH and the content<br />
of calcium carbonate. These values varied within the limits 23.1–78 ppm depending on<br />
pH and CaCO 3<br />
. Similar dependence concerning rubidium content and soil reaction was observed<br />
in our own investigation.<br />
Conclusions. The content of rubidium in the investigated soil depended on the soil<br />
reaction. The highest values of that element content were observed in soils with acid reaction<br />
and the lowest in the alkaline soils.<br />
References<br />
Angelow L., 1994: Rubidium in der Nahrungskette, Habilitationsschrift, Friedrich-Schiller-Universität,<br />
Jena.<br />
Anke M., Angelow L., Schmidt A., Günter H. 1993. Rubidium: an essential element for animal<br />
and man. Trace Elements in Man and Animals- (Tema 8), Verlag Media Touristik, Gersdorf:<br />
719–723.<br />
Anke M., Angelow L. 1994. The biological importance of rubidium, 6 Internat. Trace Elements<br />
Symposium, Budapest: 241–262.<br />
Dąbkowska-Naskręt H., Malczyk P. 1999. Total and DTPA – extractable forms of Li, Rb and Sr<br />
in arable soils of Kujawy region (Poland), Mengen- und Spurenelemente 19. Arbeitstagung<br />
Friedrich- Schiller- Universiät Jena: 834–841.<br />
16
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Giaccio M., Del Signore A., Murmura F. di Giacomo F. 1997. Diffusion of lithium and rubidium in<br />
a closed ecosystem (the natural reserve of Penne Lacke, Abruzzo, Mengen- und Spurenelemente<br />
17. Arbeitstagung Friedrich- Schiller- Universiät Jena: 536–544.<br />
Haneklaus S., Vogel W., Schung E. 1994. Rubidium in soils and its determination by X-RAY fluorescence<br />
spectrometry, Mengen- und Spurenelemente 14. Arbeitstagung Friedrich- Schiller-<br />
Universiät Jena: 29–36.<br />
Hamou M.B., KulhánekA., Lacombe S., Whalen J.K. 2007. Marking earthworms for release-recapture<br />
studies using the trace element rubidium, Applied soil ecology 36: 41–45.<br />
Kabata-Pendias A. 1995. Biogeochemistry of lithium, Lithium in the trophic chain soil-plant-animal-man,<br />
Fundacja Rozwój SGGW, Warszawa: 9–15.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych, PWN Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A., Szteke B. 1998. Problemy jakości analizy śladowej w badaniach środowiska<br />
przyrodniczego, Wydawnictwo edukacyjne Zofii Dobkowskiej, Warszawa.<br />
Kośla T., Wrzesień R., Roga-Franc M. 1995. Lithium content in polish soils according to its acidity,<br />
Lithium in the trophic chain soil-plant-animal-man, Proc. Intern. Symp. Warsaw Agricult.<br />
Univ. SGGW Warszawa.<br />
Kośla T. 1997. Rubid – pierwiastek ultraśladowy, Medycyna Wet. 53, 11: 642–643.<br />
Nyholm N.E.I., Tyler G. 2000. Rubidium content of plants, fungi and animals closely reflects potassium<br />
and acidity conditions of forest soils, Forest Ecology and Management 134: 89–96.<br />
Schacklette H.T., Boerngen J.G. 1984. Element concentrations in soils and other surficial materials<br />
of the conterminous United. States. U. S. Geol. Surv. 1270.<br />
Tyler G. 1997. Influence of acidity and potassium saturation on plant uptake of indigenous soil rubidium,<br />
Environmental – Experimental- Botany 38,2:181–186.<br />
Voland B., Metzner I., Kluge A. 1989. Complex geochemical investigations of soils on holocene<br />
sediments of flood plain and lowland areas, 6 th International Trace Element Symposium,<br />
Univ. Leipzig, Univ. Jena, Vol. 1: 142–151.<br />
Ocena zawartości rubidu w glebach Polski<br />
Materiał do badań stanowiło 280 prób gleby pobranych z siedmiu różnych rejonów Polski<br />
(40 x 7), leżących od zachodniej do wschodniej granicy państwa. Próby glebowe pobierano<br />
za pomocą laski glebowej, zgodnie z procedurami obowiązującymi w gleboznawstwie.<br />
Otrzymane wyniki poddano analizie statystycznej z wykorzystaniem programu komputerowego<br />
Statistica TM 5.0.<br />
Badania wykazały, że zawartość rubidu w glebach Polski mieściła się w granicach<br />
od 7,24–27,63 ppm. W Bełchatowie, Grójcu i Lipcach Reymontowskich przeważają gleby<br />
kwaśne o pH poniżej 5.0. W wyżej wymienionych rejonach odnotowano najwyższe średnie<br />
zawartości rubidu, które wynosiły odpowiednio: 27,63; 20,02 i 21,69 ppm. Najniższe<br />
średnie zawartości rubidu stwierdzono w próbach gleb pobranych w okolicach Tarnowskich<br />
Gór (7,24 ppm) i Glinojecka (10,48 ppm), gdzie przeważają gleby o odczynie alkalicznym.<br />
W analizie statystycznej wysoko istotne różnice przy (p ≤ 0,01) wystąpiły między Bełchatowem<br />
a pozostałymi rejonami oraz Nowym Miasteczkiem a Tarnowskimi Górami, Lipcami<br />
Reymontowskimi i Grójcem. Wysoko istotnie (p ≤ 0,01) różniły się także gleby z Lipiec Reymontowskich<br />
z glebami z Tarnowskich Gór, Glinojecka i Dąbrowy Białostockiej oraz gleby<br />
z Grójca i Dąbrowy Białostockiej z glebami z Tarnowskich Gór i Glinojecka.<br />
17
Bioakumulacja<br />
ZAWARTOŚĆ SELENU W WYBRANYCH TYPACH GLEB MINERALNYCH REGIONU<br />
KUJAW I POMORZA NA TLE AKTYWNOŚCI OKSYDOREDUKTAZ*<br />
WPROWADZENIE. Rola selenu zaznacza się szczególnie wyraźnie w końcowych ogniwach<br />
łańcucha pokarmowego, zarówno bowiem niedobór, jak i nadmierna koncentracja<br />
tego pierwiastka w roślinach paszowych, mogą powodować objawy chorobowe u zwierząt<br />
i ludzi. Dlatego też nieodzowna jest znajomość występowania selenu w ogniwach wcześniejszych,<br />
czyli w glebach i roślinach [Borowska, Koper 2007]. Z tego powodu, z gleboznawczego<br />
punktu widzenia dużą rangę mają badania prowadzące do poznania glebowych<br />
zasobów selenu oraz czynników wpływających na zmiany jego zawartości. Aktywność enzymatyczna<br />
uważana jest za jeden z najbardziej czułych i miarodajnych wskaźników zmian<br />
zachodzących w glebie, a także jest miarą jej produktywności i żyzności [Koper, Piotrowska<br />
1996]. W glebie procesy rozkładu i syntezy zachodzą nieustannie oraz są kontrolowane<br />
i aktywowane przez różne enzymy. Wszystkie te procesy składają się na metabolizm<br />
gleby, który jest niezbędny do utrzymania jej żyzności [Nowak i in. 2002]. Chociaż wielu<br />
autorów wskazuje na wpływ selenu na aktywność enzymów oksydoredukcyjnych, to jednak<br />
stosunkowo mało wiadomo o roli selenu w procesach biochemicznych zachodzących<br />
w glebie i roślinach [Nowak i in. 2004]. Dlatego też celem niniejszej pracy było określenie<br />
zasobności w selen gleb uprawnych regionu Kujaw i Pomorza na tle aktywności wybranych<br />
oksydoreduktaz.<br />
MATERIAŁ I METODY. Badaniami objęto czarne ziemie, gleby brunatne i płowe regionu<br />
Kujaw i Pomorza. Materiał glebowy pobrano w 2001 r. z warstwy ornej (0–20 cm) i podornej<br />
(20–40 cm). Próbki glebowe wysuszono i przesiano przez sito o oczkach 2 mm. Zawartość<br />
selenu ogółem oznaczono metodą Watkinsona [1966] przy użyciu spektrofluorymetru<br />
F-2000 firmy Hitachi. Próbki glebowe mineralizowano w mieszaninie stężonego kwasu azotowego<br />
i wody utlenionej w piecu mikrofalowym. W tych warunkach selen organiczny przechodził<br />
w postać selenianu (VI), który redukowano do selenianu (IV) przez dodanie HCl.<br />
Selenian (IV) w reakcji z 2,3-diaminonaftalenem tworzył kompleksowy związek 4,5-benzopiazoselenol,<br />
który po wyekstrahowaniu do cykloheksanu oznaczono fluorymetrycznie. Aktywność<br />
katalazy (E.C.1.11.1.6) oznaczono metodą Johnsona i Temple [1964], aktywność<br />
dehydrogenaz metodą Cassida i in.[1964] z użyciem TTC jako substratu, a aktywność peroksydaz<br />
(EC 1.11.1.7) oznaczono kolorymetrycznie metodą Zwiagincewa [1980]. Wszystkie<br />
oznaczenia wykonano w trzech powtórzeniach. Dla oznaczenia podstawowych właściwości<br />
gleb zastosowano metody rutynowe: pH oznaczono metodą potencjometryczną; węgiel organiczny<br />
metodą Tiurina oraz skład granulometryczny metodą Bouycossa-Cassagrande.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Wyniki przedstawione w tabeli 1 wskazują, że badane gleby<br />
pod względem składu granulometrycznego można zaliczyć do gatunku piasku, piasku gliniastego,<br />
pyłu piaszczystego, gliny piaszczystej, gliny pylastej i gliny lekkiej. Pod względem<br />
wartości odczynu badane gleby zaliczyć można do gleb obojętnych (pH w H 2<br />
0 występowało<br />
w zakresie 5,53–8,14, a w 1N KCl od 5,04 do 7,68). Badane gleby różniły się<br />
znacząco zawartością węgla organicznego. Zawartość węgla organicznego w czarnych<br />
ziemiach, glebach brunatnych i płowych wynosiła odpowiednio: 10,1–19,3 g·kg -1 , 5,4–9,8<br />
g·kg -1 i 3,1–11,0 g·kg -1 .<br />
* Dr inż. Katarzyna Borowska, prof. dr hab. Jan Koper, inż. Teresa Tykwińska – Katedra Biochemii.<br />
Wydział Rolniczy, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy w Bydgoszczy; prof. dr hab.<br />
Halina Dąbkowska-Naskręt – Katedra Gleboznawstwa i Ochrony Gleb. Wydział Rolniczy, Uniwersytet<br />
Technologiczno-Przyrodniczy w Bydgoszczy.<br />
18
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Podstawowe właściwości badanych gleb<br />
Warstwa<br />
n<br />
C org.<br />
[g·kg -1 ]<br />
w H 2<br />
O<br />
pH Frakcje granulometryczne [%]<br />
w KCl<br />
Bioakumulacja<br />
Zawartość selenu ogółem w badanych glebach była wysoko skorelowana z zawartością<br />
węgla organicznego (0,88***) oraz kwasowością czynną (0,58**) i hydrolityczną<br />
(0,57**). Zawartość selenu ogółem w badanych glebach regionu Kujaw i Pomorza (rys.1)<br />
była zbliżona do średniej zawartości tego pierwiastka w przypowierzchniowych poziomach<br />
gleb uprawnych Polski (0,27 mg∙kg -1 ) [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Podobne zawartości<br />
selenu w glebach Pomorza i Kujaw stwierdzono we wcześniejszych badaniach [Cieśla<br />
i in.1994; Borowska 1995; Borowska 1998], gdzie zawartość Se ogółem w czarnych ziemiach,<br />
glebach brunatnych i płowych mieściła się w zakresie 0,1–0,2 mg·kg -1 . Wielu autorów<br />
[Levèsque 1977; Hamdy, Gissel-Nielsen 1976; Piotrowska 1984] wskazuje na związek<br />
selenu z zawartością materii organicznej, co znalazło potwierdzenie w przeprowadzonych<br />
badaniach.<br />
Aktywność dehydrogenaz przedstawiono na rysunku 1. Stwierdzono wyraźne zróżnicowanie<br />
w aktywności tego enzymu w zależności od typu gleby. Najwyższą aktywność tego<br />
enzymu oznaczono w czarnych ziemiach, następnie w glebach brunatnych i płowych. Analiza<br />
statystyczna wykazała wysokoistotne dodatnie korelacje pomiędzy aktywnością dehydrogenaz<br />
a zawartością selenu ogółem (0,51**) oraz zawartością węgla organicznego<br />
(0,67**). W czarnych ziemiach stwierdzono korelacje pomiędzy aktywnością dehydrogenaz<br />
a zawartością frakcji koloidalnej (0,41*) oraz kwasowością czynną (0,43*) i hydrolityczną<br />
(0,42*). Zdaniem Brzezińskiej i Włodarczyk [2005], oznaczenie aktywności dehydrogenaz<br />
w glebie jest wskaźnikiem intensywności metabolizmu oddechowego mikroorganizmów glebowych,<br />
głównie bakterii i promieniowców, a więc wskaźnik ten jest powszechnie stosowany<br />
w określaniu aktywności biologicznej gleby. Zaobserwowano również ścisłą zależność<br />
pomiędzy aktywnością dehydrogenaz oraz zawartością materii organicznej, żyznością gleby<br />
i liczebnością drobnoustrojów glebowych.<br />
Jak wynika z rysunku 1 najwyższą aktywność katalazy stwierdzono w czarnych ziemiach<br />
w porównaniu do gleb brunatnych i płowych. Na ogół wyższą aktywność tego enzymu<br />
oznaczono w próbkach pobranych z warstwy 20–40 cm. Analiza statystyczna wykazała<br />
wysokoistotną dodatnią korelację pomiędzy aktywnością katalazy w czarnych ziemiach<br />
a pH w H 2<br />
O i KCl (0,86** i 0,78**); zawartością węgla organicznego (0,78**) i zawartością<br />
frakcji ilastej (0,52**). Aktywność katalazy w czarnych ziemiach była również wysokoistotnie<br />
skorelowana z zawartością selenu ogółem (0,72**). W glebach brunatnych i płowych<br />
wykazano dodatnie korelacje pomiędzy aktywnością tego enzymu a kwasowością czynną<br />
(0,65***) i hydrolityczną (0,65***). Podobne zależności uzyskali Turski i in.[1985] oraz Koper<br />
i Piotrowska [1999]. Według Brzezińskiej i Włodarczyk [2005] katalaza uwolniona z komórki<br />
wykazuje w glebie znaczną stabilność dzięki sorpcji na powierzchni minerałów ilastych oraz<br />
asocjacji z glebowym koloidem organicznym.<br />
Jak wynika z rysunku 1 aktywność peroksydaz w badanych glebach występowała na<br />
podobnym poziomie. Nieco wyższą aktywność tego enzymu określono w poziomie podornym<br />
badanych gleb brunatnych. Zdaniem Zeppa i innych, [1988] wyraźnie wyższa aktywność<br />
peroksydaz glebowych występuje wraz z wyższą zawartością zarówno kwasów huminowych,<br />
jak i fulwowych. Analiza statystyczna wyników badań własnych nie potwierdziła<br />
jednak zależności pomiędzy aktywnością peroksydaz a podstawowymi właściwościami badanych<br />
gleb.<br />
Aktywność enzymatyczna zależy też w głównej mierze od typu gleby, głębokości profilu<br />
glebowego, szaty roślinnej oraz czynników fizykochemicznych, które wpływają na glebę<br />
[Nowak i in. 1999; Gliński i in. 1983]. Dowiedziono, że gleby lekkie wykazują niższą aktywność<br />
enzymatyczną niż ciężkie i próchniczne, a gleby o wyższej zawartości próchnicy, która<br />
korzystnie wpływa na ich strukturę i właściwości sorpcyjne, biorą większy udział w sorpcji<br />
enzymów. Także gleby, w których skład wchodzą minerały ilaste, montmoryllonit i illit z dużą<br />
pojemnością sorpcyjną stwarzają dogodne środowisko dla rozwoju i działalności mikroorga-<br />
20
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nizmów wydzielających enzymy. Na podstawie swoich badań Cieśla i in. [1977] stwierdził,<br />
że fosfataza wykazywała najwyższą aktywność w glebach brunatnych, według Glińskiego<br />
i in. [1983] dehydrogenaza w glebach płowych piaszczystych, natomiast Turski i in.[1985]<br />
dowiedli, że katalaza w glebach płowych wykazywała najniższą aktywność.<br />
Jak wiadomo, selen jest pierwiastkiem niezbędnym w metabolizmie ludzi i zwierząt,<br />
a jego właściwości antyoksydacyjne są porównywane do właściwości witaminy E [Kabata-<br />
Pendias, Pendias 1999]. Wielu autorów wskazuje na silny wpływ selenu na oksydoreduktazy,<br />
takie jak katalaza, peroksydaza glutationowa i dysmutaza ponadtlenkowa w organizmach<br />
zwierzęcych, a niewiele badań dotyczy udziału selenu w procesach biochemicznych<br />
zachodzących w glebie i roślinach [Nowak i in. 2004]. Badania Nowak i in. [2002] dotyczyły<br />
wpływu dodatku selenu na aktywność enzymatyczną gleb. Autorzy stwierdzili, że dodatek<br />
selenu do gleb znacząco wpływa na aktywność oksydoreduktaz, dehydrogenaz i reduktazy<br />
azotanowej. Zdaniem Kissa i in. [1993], aktywność enzymów glebowych odzwierciedla kierunek<br />
i charakter procesów biogeochemicznych, a także całość podstawowych przemian<br />
z biologią gleb i jej właściwościami fizykochemicznymi.<br />
WNIOSKI. Przeprowadzone badania i uzyskane wyniki pozwoliły na sformułowanie następujących<br />
wniosków:<br />
1. Zawartość selenu ogółem w badanych glebach regionu Kujaw i Pomorza występowała<br />
w zakresie 0,035–0,332 mg∙kg -1 (średnio 0,138 mg∙kg -1 ) i była niższa od średniej zawartości<br />
tego pierwiastka w przypowierzchniowych poziomach gleb uprawnych Polski<br />
(0,27 mg∙kg -1 ). Stwierdzono wysokoistotną korelację pomiędzy zawartością tego pierwiastka<br />
a zawartością węgla organicznego oraz kwasowością czynną i hydrolityczną.<br />
2. W badanych glebach stwierdzono istotną zależność pomiędzy zawartością selenu ogółem<br />
a aktywnością dehydrogenaz i katalazy oraz pomiędzy aktywnością tych enzymów<br />
a zawartością węgla organicznego. Nie stwierdzono zależności między aktywnością<br />
peroksydaz glebowych a podstawowymi właściwościami badanych gleb.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Borowska K.1995. Selenium content and distribution in selected arable soils of the Pomorze and<br />
Kujawy region. Mengen – und Spurenelemente, 15 Arbeitstagung, Jena: 428–434.<br />
Borowska K.1998. Distribution of total and the DTPA-extractable selenium in soil profiles from<br />
Kujawy Upland (Poland). Proc. 16 th World Congress of Soil Science, Montpellier, France,<br />
CD-ROM.<br />
Borowska K., Koper J. 2007. Rozmieszczenie selenu w glebach. W: Selen – pierwiastek ważny<br />
dla zdrowia, fascynujący dla badacza. Wierzbicka M., Bulska E., Pyrzyńska A., Wysocka I.,<br />
Zachara B.A., (red.): <strong>31</strong>–45.<br />
Brzezińska M., Włodarczyk T. 2005. Enzymy wewnątrzkomórkowych przemian redoks (oksydoreduktazy).<br />
Acta Agrophysica, Rozprawy i Monografie 3: 11–26.<br />
Casida L.E.Jr, Klein D.A., Santoro T. 1964. Soil dehydrogenase activity. Soil.Sci. 98: 371–376.<br />
Cieśla W., Dąbkowska-Naskręt H., Borowska K., Malczyk P., Długosz J., Jaworska H., Kędzia<br />
W., Zalewski W.1994. Pierwiastki śladowe w glebach wybranych obszarów Pomorza i Kujaw,<br />
Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 414: 63–70.<br />
Cieśla W., Pech K., Pawlczuk Z., Rześniowiecka-Sulimierska G. 1977. Wstępne badania nad<br />
sezonową zmiennością aktywności fosfatazy i ureazy w czarnoziemach kujawskich. Zesz.<br />
Nauk. ATR 44 – Rolnictwo 3: 23–34.<br />
Gliński J., Stępniowska Z., Kasiak A. 1983. Zmiany aktywności enzymatycznej gleb w warunkach<br />
zróżnicowanej zawartości tlenu i wilgotności. Rocz. Glebozn. 34, 1: 53–59.<br />
21
Bioakumulacja<br />
Hamdy A.A., Gissel-Nielsen G.1976. Relationships between soil factors and selenium content of<br />
Danish. Soil and Plants. Risø Report No 349, Denmark.<br />
Johnson J.I., Temple K.L. 1964. Some variables affecting the measurement of catalase activity in<br />
soil. Soil Sci.Soc. Am. Proc. 28: 207–216.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd. PWN, Warszawa.<br />
Koper J., Piotrowska A. 1996. Aktywność enzymatyczna gleby płowej w zależności od uprawy roślin<br />
w zmianowaniu i monokulturze. Rocz. Glebozn. XLVII 3/4:89–100.<br />
Kiss S., Dragan-Bulara M., Pasca D. 1993. Enzymology of Technogenic Soils, Casa Carti de<br />
Stiinta, Cluj.<br />
Lévesque M. 1977. Some aspects of selenium relationships in Eastern Canadian soils and plants.<br />
Can. J. Soil Sci. 54: 205–214.<br />
Nowak J., Kaklewski K., Kłódka D. 2002. Influence of various concentration of selenic acid (IV)<br />
on the activity of soil enzymes. Sci. Tot. Environm. 291:105–110.<br />
Nowak J., Kaklewski K., Ligocki M. 2004. Influence of selenium on oxidoreductive enzymes activity<br />
in soil and in plants. Soil Biol. Biochem. 36: 1553–1558.<br />
Nowak J., Niedźwiedzki E., Dziel M. 1999. Wpływ metali ciężkich na zmiany aktywności enzymatycznej<br />
gleby. Rocz. Glebozn. 1/2: 61–68.<br />
Piotrowska A.M. 1984. Zawartość selenu w uprawnych glebach Polski. Rocz. Glebozn. 35: 24–<strong>31</strong>.<br />
Turski R., Stępniewska Z., Wójcikowska-Kapusta A., Kasiak A.1985. Wpływ metali ciężkich na<br />
aktywność dehydrogenazową i katalazową w glebach. Rocz. Glebozn. XXXVI, 2: 29–42.<br />
Watkinson J.H. 1966. Fluorometric determination of selenium in biological material with 2,3-diaminonaphtalene.<br />
Anal. Chem. 38: 92–97.<br />
Zwiagincew D.G. 1980. Mietody poczwiennoj mikrobiologii i biochimii. Izdatielstwo Moskowskowo<br />
Uniwiersitieta, Moskwa.<br />
THE SELENIUM CONTENT IN SELECTED SOIL TYPES OF POMORZE AND KUJAWY<br />
REGION IN RELATED TO SOIL OXIDOREDUCTASES ACTIVITY<br />
The aim of this research was to determine the total selenium content and oxidoreductases<br />
activity in black earths, brown and lessivé soils of Pomorze and Kujawy region. Soil<br />
samples were collected in 2001 from 30 points represented major soil types and were taken<br />
from the depths of 0–20 cm and 20–40 cm, air-dried and sieved through a 2 mm screen.<br />
Total selenium content of soils was determined with the method of Watkinson, catalase activity<br />
was determined by the method of Johnson and Temple, dehydrogenases activity was<br />
assayed with the method of Cassida et al. and peroxidases activity according to the method<br />
of Zwiagincew. All analyses were performed in triplicate. Mean total selenium content in<br />
black earths was 0.212 mg∙kg -1 in samples from the depth of 0–20 cm and 0.203 mg∙kg -1 in<br />
samples from 20–40 cm depth. Mean values for total selenium content in brown and lessivé<br />
soils are lower compared to black earths (0.119 mg∙kg -1 and 0.122 mg∙kg -1 in brown soils<br />
and 0.121 mg∙kg -1 and 0.107 mg∙kg -1 in lessivé soils). Generally higher amounts of total Se<br />
were observed in soil samples from the depths of 0–20 cm. Total selenium content in black<br />
earths was positively significantly correlated with organic carbon content (0.88***) and pH in<br />
H 2<br />
O (0.58**) and KCl (0.57**). We found significant correlation between total selenium content<br />
and dehydrogenases and catalase activity and between enzymes activity and organic<br />
carbon content.<br />
22
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH W GLEBACH WYBRANYCH SIEDLISK LEŚNYCH<br />
NA TERENIE PARKU KRAJOBRAZOWEGO „DOLINA JEZIERZYCY”*<br />
WPROWADZENIE. Lasy stanowią niezbędny czynnik równowagi ekologicznej, ciągłości<br />
życia, różnorodności krajobrazu, a także neutralizacji zanieczyszczeń przez co przeciwdziałają<br />
degradacji środowiska. Zachowanie lasów jest nieodzownym warunkiem ograniczenia<br />
procesów erozji gleb, zachowania zasobów wodnych i regulacji stosunków wodnych<br />
oraz ochrony krajobrazu. Lasy są formą użytkowania gruntów, zapewniającą produkcję biologiczną<br />
o wartości rynkowej oraz dobrem ogólnospołecznym kształtującym jakość życia<br />
człowieka.<br />
Głównym działaniem zrealizowanym na rzecz ochrony przyrody jest do dnia dzisiejszego<br />
wyznaczanie cennych, naturalnych lub półnaturalnych obszarów i ochrona ich<br />
przy założeniu, że chronione są jednocześnie gatunki i zbiorowiska tam występujące.<br />
Wydaje się to uzasadnione, że jedynym skutecznym sposobem zachowania różnorodności<br />
biologicznej w dłuższej skali czasowej jest ochrona nietkniętych ekosystemów [Pullin<br />
2005].<br />
Park Krajobrazowy „Dolina Jezierzycy” położony jest na pograniczu dwóch gmin: Wińsko<br />
i Wołów, będących pod wpływem niekorzystnych oddziaływań, jakie niesie za sobą bezpośrednie<br />
sąsiedztwo obszarów ekologicznego zagrożenia, tj. LGOM i dużych aglomeracji<br />
miejskich, w tym Wrocławia [Jankowski 1992]. Istotnym problemem dla Parku jest nasilenie<br />
ruchu drogowego, ponieważ przez jego środek przebiega droga wojewódzka Wołów –<br />
Ścinawa. Główną przyczyną wzmożonego ruchu drogowego jest możliwość przekroczenia<br />
Odry, na drugim po Lubiążu moście występującym na tej rzece, co z kolei przyczynia się do<br />
zwiększenia poziomu hałasu oraz zanieczyszczenia powietrza spalinami samochodowymi<br />
[Obecna 2005].<br />
W pracy zaprezentowano wyniki badań dotyczących całkowitej zawartości cynku, miedzi,<br />
kadmu i ołowiu w glebach wybranych siedlisk leśnych na terenie Parku Krajobrazowego<br />
„Dolina Jezierzycy”.<br />
MATERIAŁ I METODYKA. Badaniami objęto gleby wybranych siedlisk leśnych (bór<br />
mieszany wilgotny, bór mieszany świeży, kwaśna dąbrowa) na terenie Parku Krajobrazowego<br />
„Dolina Jezierzycy”. Ze wszystkich wydzielonych poziomów genetycznych 5 profili pobrano<br />
próbki glebowe, w których oznaczono całkowitą zawartość form ogólnych wybranych<br />
metali ciężkich metodą AAS, po mineralizacji w stężonym kwasie nadchlorowym. Dodatkowo<br />
określono skład granulometryczny metodą areometryczną Casagrande’a w modyfikacji<br />
Prószyńskiego, odczyn gleb – potencjometrycznie oraz zawartość węgla organicznego metodą<br />
Tiurina.<br />
WYNIKI. Analizowane gleby zaliczono do działu gleby autogeniczne, rzędu bielicoziemne.<br />
Są to gleby rdzawe właściwe, często inicjalnie zbielicowane. Gleby te reprezentują<br />
skład granulometryczny piasków luźnych bądź słabogliniastych akumulacji rzecznej lub<br />
pochodzenia wodnolodowcowego, w których zawartość części spławianych nie przekracza<br />
6 %. Są to gleby silnie kwaśne (pH mierzone w 1 n KCl wynosi od 2,7 do 4,2), o czym zdecydowała<br />
występująca roślinność borowa. W badanych glebach materia organiczna jest zakumulowana<br />
głównie w próchnicy nadkładowej, gdzie zawartość jej mieści się w granicach<br />
od 62,80 % do 81,10 %. W poziomach mineralnych ilość próchnicy zawiera się w przedziale<br />
od 0,50 % do 5,00 %.<br />
* Dr inż. Dorota Kawałko, dr hab. Jarosław Kaszubkiewicz, dr Przemysław Woźniczka − Instytut<br />
Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu.<br />
23
Bioakumulacja<br />
Nadmiar pierwiastków śladowych w glebie, zarówno niezbędnych dla roślin, jak i niespełniających<br />
podstawowych funkcji metabolicznych, działa szkodliwie. Oprócz działania fitotoksycznego,<br />
nadmierne ilości pierwiastków śladowych, a przede wszystkim metali ciężkich,<br />
powodują niebezpieczeństwo zanieczyszczenia łańcucha żywieniowego, co z kolei<br />
stwarza zagrożenie dla zwierząt i człowieka. Nadmiar tych pierwiastków śladowych w glebie<br />
wpływa również na chemiczny skład wód gruntowych i powierzchniowych.<br />
Spośród badanych metali ciężkich największa zdolność migracji charakteryzuje cynk.<br />
Bez względu na jego formę rozpuszczalność tego metalu maleje proporcjonalnie do wzrostu<br />
odczynu gleby. W Polsce najmniejsze ilości cynku (Zn) występują w lekkich glebach bielicowych<br />
i płowych, a największe w ciężkich glebach brunatnych i madach. Zróżnicowanie<br />
pomiędzy gatunkowymi grupami gleb jest duże, średnia zawartość Zn dla wszystkich niezanieczyszczonych<br />
gleb Polski wynosi 40 mg·kg -1 [Kabata-Pendias 1999].<br />
W badanych glebach całkowita zawartość Zn kształtuje się w granicach (tab. 1) od 5,75<br />
mg∙kg -1 (poziom IIC2, profil 4) do 47,75 mg∙kg -1 (poziom Olfh, profil 1). W poziomach mineralnych<br />
jego zawartość mieści się w przedziale od 5,75 mg∙kg -1 (poziom IIC2, profil 4) do<br />
13,25 mg∙kg -1 (poziom C2, profil 1 oraz poziom Bv, profil 5). Większość analizowanych gleb<br />
wykazuje niską zawartość cynku. Najwyższe ilości Zn, występują w poziomach próchnicy<br />
nadkładowej, co znajduje potwierdzenie w literaturze [Drozd i in.1998].<br />
Tabela 1. Zawartość metali ciężkich w badanych glebach<br />
Nr<br />
profilu<br />
1<br />
2<br />
3<br />
4<br />
5<br />
Siedlisko<br />
Bór<br />
mieszany<br />
wilgotny<br />
Bór<br />
mieszany<br />
świeży<br />
Bór<br />
mieszany<br />
wilgotny<br />
Bór<br />
mieszany<br />
świeży<br />
Kwaśna<br />
dąbrowa<br />
Poziom<br />
Głębokość [cm] Zawartość [mg∙kg -1 ]<br />
poziomu pobrania Zn Cu Cd Pb<br />
Olfh 3−0 3–0 47,75 25,25 0,78 34,25<br />
ABv 0−23 0−10 22,25 12,25 0,40 18,00<br />
C1 23−55 30−40 9,00 14,00 0,19 7,26<br />
C2 >55 65−75 13,25 14,00 0,05 7,50<br />
Olf 10−0 10−0 22,25 54,75 0,86 32,12<br />
AC 0−13 0−13 8,50 3,50 0,52 19,27<br />
ABv 13−30 13−30 7,75 2,25 0,23 8,56<br />
C1 30−45 30−45 9,25 1,00 0,12 6,06<br />
C2 >45 45−55 7,50 1,25 0,09 6,45<br />
Olf 10−0 10−0 22,25 34,25 0,51 25,35<br />
AEes 0−14 0−14 7,50 4,00 0,42 11,07<br />
Bvfe 14−32 15−25 6,50 2,25 0,17 7,80<br />
BfeC 32−70 40−50 7,25 2,00 0,20 7,28<br />
C >70 70−80 7,00 12,25 0,00 5,16<br />
Olfh 7−0 7−0 18,75 22,50 0,60 22,25<br />
AEes 0−17 0−17 8,25 3,50 0,47 10,11<br />
Bv 17−25 17−25 6,75 3,25 0,10 6,43<br />
C1 25−65 25−35 8,00 4,25 0,12 7,00<br />
C1 25−65 40−55 9,25 4,00 0,00 5,21<br />
IIC2 >65 70−80 5,75 4,50 0,00 4,96<br />
Olfh 7−0 7−0 19,50 21,00 1,41 68,72<br />
AEes 0−10 0−10 13,50 18,00 0,76 29,50<br />
Bv 10−23 10−23 13,25 5,00 0,47 11,67<br />
C1 23−65 30−40 11,75 15,50 0,22 5,66<br />
C2 >65 70–80 11,00 19,50 0,26 6,74<br />
24
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Zawartość miedzi (Cn) w glebach zależy ściśle od ich rodzaju i wykazuje dodatnią korelację<br />
ze składem granulometrycznym. Podstawowym źródłem zanieczyszczenia gleb Cu<br />
jest hutnictwo miedzi, a także nieumiejętne stosowanie mikronawozów i odpadów organicznych<br />
[Znamirowski 2006]. Całkowita zawartość miedzi w analizowanych glebach zawiera<br />
się w granicach od 1,00 mg∙kg -1 (poziom C1, profil 2) do 54,75 mg∙kg -1 (poziom Olf, profil 2).<br />
Badane gleby zawierają największe zawartości Cu w poziomach próchnicy nadkładowej, od<br />
21,00 mg∙kg -1 (poziom Olfh, profil 5) do 54,75 mg∙kg -1 (poziom Olf, profil 2).<br />
W ujęciu profilowym zawartości miedzi w poziomach glebowych nie są zbyt zróżnicowane.<br />
Z analizy poziomów mineralnych wynika, że największą zawartość miedzi wykazują<br />
poziomy w profilu 1 i 5, gdzie ilość Cu maleje wraz z głębokością, a następnie zwiększa się<br />
w poziomach skały macierzystej (tab.1). Zawartość miedzi w analizowanych glebach nie<br />
przekracza wartości dopuszczalnej według rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie<br />
standardów jakości gleby i ziemi [2002]. Jedynie w poziomach próchnicy nadkładowej<br />
w profilach 2 i 3 wartości te przekraczają zawartość dopuszczalną dla terenów grupy A, która<br />
wynosi 30 mg∙kg -1 .<br />
W analizowanych glebach całkowita zawartość kadmu (Cd) kształtuje się w granicach<br />
od 0 (poziom C, profil 3 oraz poziom C1 i C2, profil 4) do 1,41 mg∙kg -1 (poziom Olfh, profil 5),<br />
przy czym w poziomach mineralnych jego zawartość nie przekracza 0,47 mg∙kg -1 (poziom<br />
Bv, profil 5; rys. 2; tab. 1). W większości poziomów mineralnych stwierdzono małą zawartość<br />
kadmu, zbliżoną do średniej naturalnej zawartości kadmu dla gleb Polski. Najwyższą<br />
zawartością Cd charakteryzują się poziomy próchnicy nadkładowej, gdzie jej ilość waha<br />
się w granicach od 0,51 mg∙kg -1 (poziom Olf, profil 3) do 1,41 mg∙kg -1 (poziom Olfh, profil<br />
5; rys. 1 i 2).<br />
Zawartość kadmu niemal we wszystkich profilach maleje w głąb profilu glebowego (tab. 1).<br />
Zawartości kadmu w badanych glebach nie przekracza zawartości dopuszczalnej wg rozporządzenia<br />
Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby i ziemi [2002], z wyjątkiem<br />
poziomu Olfh (profil 5), gdzie jego zawartość wynosi 1,41 mg∙kg -1 , co jest spowodowane<br />
lokalizacją blisko szosy.<br />
cd<br />
0,6<br />
0,5<br />
0,4<br />
0,3<br />
0,2<br />
0,1<br />
0<br />
Olf (10-0<br />
cm)<br />
AEes (0-14<br />
cm)<br />
Bvfe (14-32<br />
cm)<br />
BfeC (32-70<br />
cm)<br />
C (>70 cm)<br />
Rys. 1. Zawartość Cd [mg∙kg -1 ] w profilu <strong>nr</strong> 3<br />
Ze względu na słabą migrację ołowiu (Pb) naturalne jego rozmieszczenie w profilu glebowym<br />
odzwierciedla zawartość w skałach macierzystych i służy często jako wskaźnik do<br />
prospekcji geochemicznej. Jednak występowanie ołowiu w powierzchniowych poziomach<br />
gleb jest związane w dużym stopniu z wpływem czynników antropogenicznych i jego zawartość<br />
jest przeważnie większa od zawartości naturalnej. Jak podaje literatura [Kabata-Pendias<br />
1999], dla większości gleb naturalna zawartość tego metalu nie powinna przekraczać<br />
25
Bioakumulacja<br />
20 mg∙kg -1 . Rozmieszczenie ołowiu w różnych typach gleb jest raczej zbliżone, zaznacza<br />
się natomiast różnica między grupami gatunkowymi.<br />
cd<br />
1,6<br />
1,4<br />
1,2<br />
1<br />
0,8<br />
0,6<br />
0,4<br />
0,2<br />
0<br />
C2 (>65<br />
cm)<br />
C1 (23-65<br />
cm)<br />
Bv (10-23<br />
cm)<br />
AEes (0-10<br />
cm)<br />
Olfh (7-0<br />
cm)<br />
Rys. 2. Zawartość Cd [mg∙kg -1 ] w profilu <strong>nr</strong> 5<br />
W badanych glebach całkowita zawartość Pb kształtuje się w granicach od 5,21 mg∙kg -1<br />
(poziom C1, profil 4) do 68,72 mg∙kg -1 (poziom Olfh, profil 5), przy czym w poziomach mineralnych<br />
jego ilość wynosi od 5,21 mg∙kg -1 (poziom C1, profil 4) do 11,67 mg∙kg -1 (poziom Bv,<br />
profil 5). Większość poziomów glebowych wykazuje mała zawartość Pb, zbliżoną do średniej<br />
naturalnej zawartości w glebach Polski. Największe zawartości ołowiu występują w poziomach<br />
próchnicy nadkładowej i wahają się w przedziale od 22,25 mg∙kg -1 (poziom Olfh,<br />
profil 4) do 68,72 mg∙kg -1 (poziom Olfh, profil 5). Zawartość ołowiu niemal we wszystkich<br />
glebach zmniejsza się wraz z głębokością. Nieznaczny wzrost zawartości Pb obserwuje się<br />
w poziomach skały macierzystej w większości analizowanych gleb (tab. 1). Zawartość Pb<br />
w analizowanych glebach nie przekracza zawartości dopuszczalnej według rozporządzenia<br />
Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby i ziemi [2002]. Wyjątek stanowi<br />
próchnica nadkładowa Olfh z profilu 5, znajdującego się w pobliżu drogi szybkiego ruchu.<br />
WNIOSKI. Na podstawie wykonanych badań i ich analizy stwierdzono:<br />
1. W badanych glebach leśnych zawartość metali ciężkich w poziomach powierzchniowych<br />
jest wyższa niż w warstwach podpowierzchniowych.<br />
2. Analizowane gleby charakteryzują się zróżnicowaną zawartością Zn, Cu, Cd i Pb, która<br />
maleje wraz ze wzrostem głębokości profilu glebowego lub nieznacznie wzrasta w poziomie<br />
skały macierzystej.<br />
3. Badane gleby zgodnie z rozporządzeniem Ministra Środowiska w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi na obszarach poddanych ochronie prawnej,<br />
nie wykazują zanieczyszczenia metalami ciężkimi. Wyjątek stanowią jedynie poziomy<br />
organiczne profili zlokalizowanych w pobliżu drogi, gdzie przekroczona została<br />
dopuszczalna zawartość Cu, Cd i Pb.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Drozd J., Liczna M., Weber J., Liczna St. E., Jamroz E., Dradrach A., Mastalska–Cetera B., Zawerbny<br />
T. 1998. Degradacja gleb w zniszczonych ekosystemach Karkonoszy i możliwość jej<br />
zapobiegania. PTSH, Wrocław: 27–<strong>31</strong>.<br />
26
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Jankowski W. 1992. Dokumentacja projektowanego Parku Krajobrazowego Dolina Jezierzycy.<br />
Wrocław.<br />
Kabata-Pendias A., Pedias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa.<br />
Obecna A. 2005. Stan środowiska przyrodniczego ze szczególnym uwzględnieniem rezerwatów<br />
przyrody na terenie Parku Krajobrazowego „Dolina Jezierzycy”. Praca magisterska<br />
wykonana pod kierunkiem dr inż.. D. Kawałko w IGiOŚ, AR Wrocław, (maszynopis).<br />
Pullin Andrew S. 2005. Biologiczne podstawy ochrony przyrody”, (przekład pod red. J. Weinera),<br />
PWN, Warszawa.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości<br />
ziemi. (DzU z 2002 r. <strong>nr</strong> 165, poz. 1359).<br />
Znamirowski D. 2006. Skład i właściwości chemiczne gleb wybranych siedlisk leśnych na terenie<br />
Parku Krajobrazowego Dolina Jezierzycy. Praca magisterska wykonana pod kierunkiem<br />
dr inż. D. Kawałko w IGiOŚ. AR Wrocław (maszynopis).<br />
CHEMICAL PROPERTIES OF SOILS IN DIFFERENT CATEGORY OF USE IN THE AREA<br />
OF PROTECTED LANDSCAPE VALLEY OF BLACK WATER<br />
The main of this work was analyzing the total content of heavy metals in soils of different<br />
forest habitats in the area of Dolina Jezierzycy Landscape Park. There are rusty soils, often<br />
initial podzolized, developed from alluvial or glacial sands. The forest soils characterize<br />
a strongly acidic reaction and typical distribution of organic matter with maximum content in<br />
accumulative horizon. Results showed differentiation of total content of Zn, Cu, Cd and Pb<br />
in the analyzing soils decreases with growth of depth or substantial increases in the parent<br />
rock level. The superficial levels had higher content of the heavy metals that the subsurface<br />
levels. The conducted investigations indicate no pollution of the soils with heavy metals.<br />
27
Bioakumulacja<br />
ZRÓŻNICOWANIE ZAWARTOŚCI OŁOWIU W GLEBACH KARKONOSKIEGO PARKU<br />
NARODOWEGO W REJONIE JAGNIĄTKOWA*<br />
WPROWADZENIE. W ramach ochrony Karkonoskiego Parku Narodowego prowadzony<br />
jest stały monitoring ekosystemów leśnych, którego integralną częścią jest monitoring<br />
środowiska glebowego, ze szczególnym uwzględnieniem zanieczyszczeń, zwłaszcza siarki<br />
i metali ciężkich [Karczewska i in. 2006].<br />
W roku 2002 na obszarze Parku wyznaczono 630 stałych powierzchni kołowych rozmieszczonych<br />
w siatce 200 x 300 m, w celu określenia stanu poszczególnych komponentów<br />
ekosystemu leśnego. W poszczególnych typach siedliskowych lasu i odpowiadającym<br />
im zbiorowiskach leśnych wyznaczono następujące liczby powierzchni: bór wysokogórski<br />
(BWG) – 374, bór mieszany górski (BMG) – 49, las mieszany górski (LMG) – 201, las górski<br />
(LG) – 1 powierzchnia [Danielewicz i in. 2002].<br />
Gleby są kluczowym elementem środowiska w ekosystemach leśnych. Każdy czynnik<br />
stresogenny, taki jak zanieczyszczenie, może negatywnie wpłynąć na żywotność,<br />
produktywność i skład gatunkowy lasu. Dlatego analiza zawartości ołowiu, jako jednego<br />
z ważniejszych wskaźników antropopresji, wydaje się bardzo zasadna w przypadku gleb<br />
leśnych terenów górskich. Wiadomo bowiem jest, że całkowita zawartość pierwiastków<br />
śladowych w glebie jest nie tylko pochodną zasobności skały macierzystej, ale odzwierciedla<br />
również procesy zachodzące w glebie oraz zewnętrzne zjawiska oddziałujące na<br />
glebę, np. zanieczyszczenie powietrza i zmiany składu opadu atmosferycznego. Procesy<br />
te znajdują swoje odbicie w zróżnicowaniu form, w których pierwiastki występują w glebie<br />
[Kabała i in. 1998]. Podwyższone zawartości ołowiu w glebach ekosystemów leśnych<br />
obszarów górskich prowadzą do obniżenia aktywności mikrobiologicznej gleb lub bezpośrednio<br />
toksycznie oddziaływają na system korzeniowy drzew [Kabała, Szerszeń 1997].<br />
Celem pracy jest określenie zróżnicowania zawartości ołowiu w glebach leśnych Karkonoszy<br />
w wybranych transektach zlokalizowanych w okolicach Jagniątkowa oraz próba<br />
określenia wpływu wybranych czynników abiotycznych (wysokości n.p.m., rzeźby terenu)<br />
i biotycznych (zróżnicowania zbiorowisk leśnych) na zawartość ołowiu w glebach organicznych<br />
i mineralnych.<br />
METODYKA BADAŃ. Na terenie Karkonoskiego Parku Narodowego w rejonie Jagniątkowa<br />
próbki do analiz pobrano z 55 punktów stałego monitoringu ekosystemów leśnych<br />
zlokalizowanych na różnych wysokościach (600 – 1250 m n.p.m.), w strefie regla dolnego<br />
i górnego, na obszarach występowania zróżnicowanych siedlisk leśnych. Ogólną charakterystykę<br />
badanych gleb w punktach monitoringowych zamieszczono w tabeli 1.<br />
Gleby w wytypowanych punktach monitoringowych zostały podzielone na grupy w zależności<br />
od wysokości n.p.m. (gleby występujące w reglu górnym, gleby występujące w górnej<br />
części regla dolnego, gleby występujące w dolnej części regla dolnego) oraz ze względu<br />
na zawartość materii organicznej (gleby mineralne i organiczne, tab. 1).<br />
W wytypowanych punktach monitoringowych próbki do analiz laboratoryjnych pobierano<br />
z poziomu organicznego (poziom ściółki) oraz z poziomów mineralnych lub organicznych<br />
z dwóch głębokości (0–10 cm i 10–20 cm).<br />
W próbkach oznaczono: skład granulometryczny metodą areometryczną Casagrande’a<br />
w modyfikacji Prószyńskiego, zawartość C-org. metodą Tiurina, odczyn w 1 mol·dm -3 KCl<br />
metodą potencjometryczną. Całkowite zawartości ołowiu oznaczono w próbkach organicz-<br />
* Dr inż. Katarzyna Szopka, dr hab. Anna Karczewska, dr hab. Cezary Kabała, dr hab. Adam<br />
Bogacz, dr Paweł Jezierski – Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska, Uniwersytet<br />
Przyrodniczy we Wrocławiu.<br />
28
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nych po ich spopieleniu i roztworzeniu w stężonym kwasie HNO 3<br />
oraz HCl. Próbki z poziomów<br />
mineralnych poddano mineralizacji stężonym HClO 4<br />
.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Przeprowadzone prace terenowe pozwoliły stwierdzić, że pod<br />
lasami regla dolnego dominują gleby brunatne kwaśne, czasem z oznakami bielicowania.<br />
Obszarowo najwięcej na badanym obszarze stwierdzono gleb należących do działu gleb<br />
autogenicznych, rzędów: gleb brunatnoziemnych i bielicoziemnych. W lasach regla górnego<br />
stwierdzono występowanie: gleb inicjalnych, rankerów, głównie bielicowych, czasem<br />
butwinowych oraz gleb bielicowych i brunatnych kwaśnych bielicowanych. Dość duże obszarowo<br />
powierzchnie w zbiorowiskach lasów regla górnego zajmują gleby torfowe lub torfowo-glejowe<br />
często na stromych stokach, gdzie pokrycie głazami było duże (tab. 1).<br />
Tabela 1. Ogólna charakterystyka badanych gleb w punktach monitoringowych<br />
Wysokość położenia<br />
punktów<br />
[m n.p.m.]<br />
Liczba<br />
punktów<br />
Podział gleb<br />
Miąższość ściółki<br />
[cm]<br />
Pokrycie powierzchni<br />
głazami<br />
[%]<br />
zakres średnia zakres średnia<br />
1000–1250<br />
(regiel górny)<br />
13<br />
12<br />
gleby<br />
mineralne<br />
gleby<br />
organiczne<br />
2–15 5,6 5–95 55<br />
1–7 3,5 10–90 40<br />
800–1000<br />
(górna część regla<br />
dolnego)<br />
500–750<br />
(dolna część<br />
regla dolnego)<br />
16<br />
gleby<br />
mineralne<br />
1,7–12 5,4 5–90 40<br />
14<br />
gleby<br />
mineralne<br />
2–7,7 3,8 15–80 40<br />
Na badanym obszarze występują gleby deluwialno-wietrzeniowe wytworzone z granitu,<br />
co znajduje odzwierciedlenie w dominacji frakcji gruboziarnistych. Zawartość części szkieletowych<br />
w niektórych profilach przekracza 50% (dla większości próbek liczba części szkieletowych<br />
mieści się w przedziale 30–40%). Mniejszą liczba części szkieletowych stwierdzono<br />
w poziomach mineralnych gleb lasów regla dolnego. Już podczas wykonywania prac<br />
terenowych zaobserwowano zwiększanie się liczby części szkieletowych wraz ze wzrostem<br />
głębokości. Wraz z głębokością zwiększa się również liczba ostrokrawędziastych odłamków<br />
granitowych. Jest to typowa cecha gleb Karkonoszy [Borkowski 1966]. Uziarnienie części<br />
ziemistych jest więc zróżnicowane i odpowiada piaskom (słabogliniastym, gliniastym lekkim<br />
i mocnym) oraz glinom (lekkim i średnim).<br />
Badane gleby charakteryzują się wysoką zawartością węgla organicznego od 1,0%<br />
w poziomach mineralnych 10–20 cm do 57% w poziomie próchnicy nadkładowej (tab. 2),<br />
co jest typowe dla gleb górskich i wiąże się z powolniejszym rozkładem materii organicznej<br />
w glebach wyżej położonych [Drozd 1995].<br />
Wszystkie badane profile glebowe charakteryzują się odczynem silnie kwaśnym bez<br />
względu na dominujący gatunek drzew w drzewostanie oraz wysokość n.p.m. (tab. 2): pH<br />
w roztworze KCl waha się w granicach od 2,5 do 4,1. W poziomach głębszych pH wzrasta<br />
do przedziałów odczynu kwaśnego, natomiast poziomy powierzchniowe (szczególnie<br />
próchnicy nadkładowej) wykazują najczęściej odczyn bardzo silnie kwaśny, co potwierdzają<br />
również inne badania rejonu Karkonoszy [Borkowski, Szerszeń 1998; Drozd i in. 1998; Karczewska<br />
i in. 2004; Skiba i in. 1995]. Biorąc pod uwagę skalę Puchalskiego i Prusinkiewicza<br />
z 1990 r. [Puchalski, Prusinkiewicz w: Kocjan 2000] dotyczącą odczynu gleb leśnych, analizowane<br />
gleby należy zaliczyć do gleb silnie kwaśnych. We wszystkich badanych próbkach<br />
29
Bioakumulacja<br />
stwierdzono wzrost pH w miarę zwiększania się głębokości. Najniższe wartości pH stwierdzono<br />
w poziomach powierzchniowych (próchnicy nadkładowej). Silnie kwaśny odczyn badanych<br />
gleb powodowany jest przez szereg czynników. Jednym z nich jest skała macierzysta<br />
uboga w zasady (gleby powstały ze zwietrzeliny granitu lub gnejsu). Kolejny czynnik to<br />
klimat, z którym związane jest wymywanie w głąb profilu soli o charakterze zasadowym.<br />
Ponadto działalność organizmów glebowych, wydzielających CO 2<br />
i produkujących kwasy<br />
organiczne w procesach rozkładu substancji organicznej, powoduje naturalne zakwaszenie<br />
gleb. Kwaśny odczyn badanych gleb związany jest również z roślinnością drzewiastą,<br />
szczególnie lasami szpilkowymi, których opad w postaci igliwia wpływa znacznie na zakwaszenie<br />
gleb, co widać szczególnie w poziomach organicznych. Zakwaszenie może być<br />
również potęgowane przez wieloletnią działalność antropogeniczną, polegającą na opadzie<br />
substancji zakwaszających w postaci tzw. kwaśnych deszczów.<br />
Całkowita zawartość ołowiu w analizowanych glebach waha się w dość szerokim zakresie<br />
od 14,0 do 225,5 mg·kg -1 (tab. 2), przy czym w poziomach mineralnych nie przekracza<br />
149 mg·kg -1 . We większości punktów stwierdzono koncentrację ołowiu przekraczającą<br />
wartości dopuszczalne dla gleb obszarów chronionych (50 mg·kg -1 ) zgodnie z rozporządzeniem<br />
Ministra Środowiska z 2002 r. w sprawie standardów jakości gleb i standardów jakości<br />
ziemi. Najwyższą koncentrację ołowiu stwierdzono w poziomach ściółki w glebach mineralnych<br />
oraz w poziomach organicznych 0–10 cm gleb organicznych. Średnie zawartości ołowiu<br />
dla poziomów próchnicy nadkładowej wahają się w granicach od 92,6 do 134,4 mg·kg -1<br />
(tab. 2), przy czym dla gleb mineralnych lasów regla dolnego różnice w średnich zawartościach<br />
ołowiu są nieznaczne. Znacznie wyższa jest natomiast średnia zawartość ołowiu<br />
w poziomach ściółki gleb występujących pod zbiorowiskami leśnymi lasów regla górnego<br />
w porównaniu z lasami regla dolnego.<br />
Stwierdzone koncentracje ołowiu w poziomach ściółek nie odbiegają zasadniczo od zawartości<br />
podawanych dla obszaru Karkonoszy przez autorów, jak również innych rejonów<br />
Sudetów [Drozd i in. 1998; Kabała i in.1998; Karczewska i in. 2006; Kocowicz 2000; Skiba<br />
i in. 1995; Szopka i in. 2005].<br />
We wszystkich glebach mineralnych wraz ze wzrostem głębokości zawartość ołowiu<br />
malała (tab. 2). Znacznie wyższe zawartości ołowiu występujące w poziomach organicznych<br />
potwierdzają dotychczasowe doniesienia, że podlega on głównie procesom akumulacji<br />
biologicznej. Biorąc pod uwagę, że w granitowej skale macierzystej średnia zawartość<br />
ołowiu wynosi 23,7–30,3 mg·kg -1 , można przypuszczać, że na podwyższoną koncentrację<br />
ołowiu w glebach Karkonoszy istotny wpływ wywierają czynniki antropogeniczne [Drozd<br />
i in. 1998].<br />
Karkonosze stanowią barierę orograficzną dla napływających mas powietrza i dlatego<br />
szczególnie narażone są na imisję i akumulację zanieczyszczeń pochodzących z atmosfery,<br />
co podawane jest jako jedna z przyczyn koncentracji zanieczyszczeń [Zwoździak<br />
i in. 1993]. Przeprowadzone badania wykazały jednak, że nie wykluczając wpływu emisji<br />
i kumulacji w glebie tego pierwiastka widać, że w podobnych warunkach ekologicznych<br />
jego zawartość w poziomach organicznych jest czasem mocno zróżnicowana, co potwierdzają<br />
również inne badania [Szopka, Szerszeń 2004]. Różnice te najprawdopodobniej<br />
wynikają z różnego stopnia mineralizacji substancji organicznej.<br />
Analiza zawartości ołowiu na tle wysokości usytuowania gleby wykazuje, że średnia<br />
zawartość tego pierwiastka w poziomach ściółek maleje wraz ze spadkiem wysokości,<br />
natomiast w poziomach mineralnych 0–10 cm najwyższą koncentrację omawianego<br />
pierwiastka stwierdzono w glebach występujących na wysokości 750–1000 m n.p.m.<br />
(wykres 1).<br />
Analizując zawartość ołowiu w zależności od dominującego zbiorowiska roślinnego, obserwujemy<br />
jego największe nagromadzenie w glebach pod monokulturami świerkowymi.<br />
30
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Wysokość<br />
położenia<br />
punktów<br />
[m n.p.m]<br />
1000-–1250<br />
(regiel<br />
górny)<br />
750–1000<br />
(górna część<br />
regla dolnego)<br />
500–750<br />
(dolna część<br />
regla dolnego)<br />
Podział<br />
gleb<br />
gleby<br />
mineralne<br />
gleby<br />
organiczne<br />
gleby<br />
mineralne<br />
gleby<br />
mineralne<br />
Głębokość<br />
pobrania<br />
próbki<br />
[cm]<br />
pH<br />
[1 mol·dm -3 KCl]<br />
zakres<br />
zakres<br />
C org.<br />
zakres<br />
Pb<br />
Tabela 2. Zawartość ołowiu, pH i zawartość węgla organicznego w badanych punktach monitoringowych<br />
średnia<br />
średnia<br />
średnia<br />
SD<br />
SD<br />
[%] [mg·kg -1 ] [%]<br />
ściółka 2,6–2,9 2,7 – – 77,5–196,0 134,4 37,5 27,9<br />
0-10 2,7–3,0 2,9 3,0–10,9 7,4 26,3–149,0 77,6 35,3 45,5<br />
10-20 2,7–3,3 3,10 1,0–4,7 2,2 10,2–119,5 50,0 28,5 57,0<br />
ściółka 2,6–3,2 2,9 – – 14,0–59,0 42,6 17,6 41,3<br />
org. 0-10 2,5–3,5 3,0 – – 53,5–225,5 149,3 46,0 30,8<br />
org. 10-20 2,7–3,7 3,2 5,3–12,0 8,9 39,2–179,0 91,9 46,2 50,3<br />
ściółka 2,4–3,4 2,9 – – 36,5–124,5 93,0 28,6 30,7<br />
0-10 2,7–3,4 3,1 5,8–12,5 8,0 49,8–133,5 85,9 28,7 33,4<br />
10-20 3,1–3,7 3,4 3,4–10,2 4,8 32,5–64,0 52,0 9,5 18,3<br />
ściółka 2,5–4,1 3,0 – – 57,0–122,3 92,6 21,6 23,3<br />
0-10 3,1–3,6 3,2 3,5–7,3 5,4 43,0–110,5 70,0 20,2 28,9<br />
10-20 3,0–3,6 3,3 3,1–6,3 4,7 32,0–86,0 56,9 16,2 28,5<br />
WNIOSKI. Na podstawie przeprowadzonych badań sformułowano nastepujące wnioski:<br />
1. W badanych glebach stwierdzono wysokie koncentracje ołowiu w poziomach organicznych<br />
(poziomach ściółki), co może świadczyć o długotrwałej, negatywnie działającej<br />
depozycji atmosferycznej.<br />
2. W poziomach organicznych gleb mineralnych stwierdzono duże zróżnicowanie zawartości<br />
ołowiu pod zbiorowiskami zarówno leśnymi w reglu górnym, jak również w reglu dolnym.<br />
Może być to związane z różnym stopniem mineralizacji substancji organicznej.<br />
3. Średnie zawartości ołowiu w poziomach organicznych i mineralnych badanych gleb są<br />
znacznie wyższe pod zbiorowiskami leśnymi regla górnego. Zawartość ołowiu wzrasta<br />
wraz ze wzrostem wysokości n.p.m.<br />
300,0<br />
250,0<br />
200,0<br />
pb [mg·kg -1 ]<br />
150,0<br />
100,0<br />
o<br />
0-10 cm<br />
10-20 cm<br />
50,0<br />
0,0<br />
1 2 3 4<br />
1 – regiel górny (1000–1250 m n.p.m.) – gleby mineralne<br />
2 – regiel górny (1000–1250 m n.p.m.) – gleby organiczne<br />
3 – regiel dolny – górna część (750–1000 m n.p.m.) – gleby mineralne<br />
4 – regiel dolny – dolna część (500–750 m n.p.m.) – gleby mineralne<br />
Wykres 1. Średnia zawartość ołowiu w glebach mineralnych i organicznych z uwzględnieniem<br />
wysokości n.p.m.<br />
<strong>31</strong>
Bioakumulacja<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Borkowski J. 1966. Gleby brunatne Sudetów. PAN, Wydz. Nauk Roln. i Leśnych. Komitet Zagospodarowania<br />
Gleb Górskich. z.12: 29–93.<br />
Borkowski J., Szerszeń L. 1998. Stan oraz zagrożenia i ochrona gleb Karkonoszy. Zesz. Probl.<br />
Post. Nauk Rol. z. 464, 273–280.<br />
Drozd J., Licznar M., Weber J., Licznar S.E., Jamroz E., Dradrach A., Mastalska-Cetera B., Zawerbny<br />
T. 1998. Degradacja gleb w niszczonych ekosystemach Karkonoszy i możliwość jej<br />
zapobiegania. Wyd. PTSH, AR Wrocław.<br />
Drozd J. 1995. Charakterystyka próchnicy nadkładowej w różnie zdegradowanych ekosystemach<br />
leśnych Karkonoszy. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 418: 347–351.<br />
Danielewicz W., Raj A., Zientarski J. 2002. Forest ecosystems of the Karkonosze National Park.<br />
Karkonoski Park Narodowy (ed.). Jelenia Góra.<br />
Kabała C., Karczewska A., Szerszeń L. 1998. Formy pierwiastków śladowych w glebach leśnych Sudetów<br />
Zachodnich. W: Geoekologiczne problemy Karkonoszy. Wyd. Acarus, Poznań, 213–216.<br />
Kabała C., Szerszeń L. 1997. Profilowa zmienność zawartości kadmu w leśnych glebach Sudetów.<br />
Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 448a.<br />
Karczewska A., Kabała C., Lizurek S., Zając S. 2004. Zanieczyszczenie gleb metalami ciężkimi<br />
w sąsiedztwie Szosy Jakuszyckiej na obrzeżach Karkonoskiego Parku Narodowego. Opera<br />
Corconica 41/1: 60–60.<br />
Karczewska A., Bogacz A., Kabała C., Szopka K., Duszyńska D. 2006. Methodology of soil monitoring<br />
In a forested zone of the Karkonosze National Park with reference to the diversity of<br />
soil properties. Pol. J. Soil Sci. 39, 2: 117–129.<br />
Karczewska A., Szopka K., Kabała C., Bogacz A. 2006: Zinc and lead In forest silos of Karkonosze<br />
National Park – data of the assessment of environmental pollution and soil monitoring.<br />
Polish J. Environ. Stud. Vol. 15, no 2a: 336–342.<br />
Kocjan H. 2000. Prace przygotowawcze do odnowień i zalesień, sposoby, technika sadzenia<br />
i pielęgnacji upraw. Wyd. AR, Poznań.<br />
Kocowicz A. 2000. Zawartość ołowiu w wybranych glebach leśnych i darniowych Karkonoskiego<br />
Parku Narodowego. Zesz. Nauk. PAN „Człowiek i środowisko” z. 21: 33–40.<br />
Skiba S., Drewnik M., Szmuc R. 1995. Zawartość metali ciężkich w powierzchniowych poziomach<br />
gleb Karkonoszy. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 418, 1: 353–360.<br />
Szopka K., Karczewska A., Kabała C., Duszyńska D. 2005. Lokalna zmienność zawartości ołowiu,<br />
miedzi i cynku w glebach leśnych Karkonoskiego Parku Narodowego – na podstawie<br />
wybranych punktów stałego monitoringu ekosystemów leśnych. Monografia „Obieg pierwiastków<br />
pierwiastków przyrodzie” t. III, wyd. IOŚ, Warszawa: 17–20.<br />
Szopka K., Szerszeń L. 2004. Całkowita zawartość oraz profilowe rozmieszczenie wybranych mikroelementów<br />
w glebach brunatnych kwaśnych na terenie lasów regla dolnego w Karkonoszach.<br />
Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. z. 502: 1003–1009.<br />
Zwoździak J., Zwoździak A., Kmieć G., Kacperczyk K. 1993. Przyczyny zanieczyszczenia atmosfery<br />
w wyższych partiach Sudetów. W: Karkonoskie badania ekologiczne. Materiały I konferencji<br />
w Dziekanowie Leśnym, Instytut Ekologii PAN: 19–32.<br />
SPATIAL DIVERSITY OF LEAD CONCENTRATION IN FOREST SOILS IN THE AREA OF<br />
KARKONOSZE NATIONAL PARK NEAR JAGNIĄTKÓW<br />
This study presents concentration of lead in forested zone of the Karkonosze National<br />
Park, the area of a forest decline in the end of 20 th century. Soil samples were collected from<br />
soil floor and the layers: 0–10 and 10–20 cm, at 55 sites belonging to a monitoring system.<br />
Concentrations of lead, expressed in mg·kg -1 , were much higher in organic than in mineral<br />
soil layers. Lead concentration in soil depended on the altitudal zone and were in the upper<br />
forest zone (1000–1250 m) much higher than in the low part of lower forest zone.<br />
32
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Distribution of Zn and Cu in profiles of arable luvisols of the<br />
Chełmno-Dobrzyń Lake District*<br />
Introduction. Natural concentration of trace elements in the soils without an anthropogenic<br />
influence come mainly from parent material as the result of texture and mineralogical<br />
composition [Adriano 1986].<br />
Trace metals concentration in topsoils are likely to increase with growing industrial and<br />
agricultural activities. Desirable Zn and Cu level in soil can increase up to toxic amounts,<br />
because these metals are present in wet and dry atmospheric deposition, mineral and organic<br />
fertilizers, as well as in sewage sludge applied to soil [Henderson et al. 1998, Mc-<br />
Bride and Spiers 2001].<br />
Assessment of concentrations of heavy metals in parent material, generally accepted<br />
as geochemical background, is necessary for determination the pollution degree of upper<br />
horizons in soil profiles used for plant cultivation. Geochemical background concentration<br />
should reperesent natural concentrations, which ideally exclude human influence.<br />
The main factors controlling the behaviour of trace metal in soils are organic matter,<br />
iron and manganese hydroxides and redox potential [Kabata-Pendias and Pendias 1992,<br />
M. de la Flor et. al. 1995]. Distribution of metals in soil profiles can be also affected by the<br />
amount and quality of clay and organic matter [Tack et al. 1997, Martinez and Motto 2000].<br />
The cation-exchange capacity (CEC) of both organic and mineral colloids increased with<br />
soil pH. This process decrease the soluble Zn and Cu concentrations their free ionic activities<br />
in soil solution.<br />
Studies on the content and mobility of heavy metals in the environment are triggered<br />
by the concern for the correct quality of soil and agricultural products of importance for human<br />
and animal health.<br />
The aim of the study was to asses the possible impact of anthropogenic and natural<br />
(pedogenic, lithogenic) factors on zinc and copper distribution within soil profiles of<br />
Chełmno-Dobrzyń Lake District.<br />
Material and methods. The study was conducted on soils, localizated in the<br />
Chełmno-Dobrzyń Lake District from mezoregion of the Cuiavia-Pomerania Province in<br />
central Poland.<br />
The investigations were based on Luvisols formed from glacial till. These are 3 profiles<br />
(B/11, B/12, B/14) with Ap-Bt-C horizon sequence and 3 of typical Luvisols (P/2, P/3, P/4),<br />
used for crop production usually under plants of high nutritional and fertilization demands<br />
were. The latter were formed from stratified parent material. A layer of silt over till was found<br />
in the glaciated part of the region<br />
The soil samples were taken from a particular genetic horizons, air-dried and sieved<br />
through a 2 mm screen. The following physical and chemical properties of soil were determined<br />
by standard methods used in analitycal work: granulometric composition by<br />
Cassegrande`a method, pH in 1 mol KCl . dm -3 – potentiometrically, organic carbon (TOC)<br />
using TOCN Primacs Skalar Analyser, cation exchange capacity (CEC) was calculated<br />
on the basis of hydrolitic acidity and exhcangeable bases determined with BaCl 2<br />
(ISO <strong>nr</strong><br />
11260). Total Zn and Cu content were determined after HF and HClO 4<br />
mineralisation of ho-<br />
* Dr inż. Mirosław Kobierski, dr inż. Hanna Kobierska, prof. dr hab. Halina Dąbkowska-Naskręt<br />
– Katedra Gleboznawstwa i Ochrony Gleb, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy w Bydgoszczy.<br />
33
Bioakumulacja<br />
mogenised soil samples according to Crock and Severson [1987]. For DTPA quantifying<br />
the labile or “available” metals an extraction was made using 0,005 M DTPA extractant solution<br />
acc. to Lindsey and Norvell [1978]. The precision of this procedure was confirmed with<br />
reference materials Till-3 and SO-4 for Zn and Cu determination. The measurement of total<br />
metal contents was done by atomic absortion spectrometry using the PHILIPS PU 9100X<br />
spectrometer. The index of Zn and Cu distribution in soil profiles was calculated as a ratio of<br />
the content of metals in a given horizon to the average content of metals in the parent material<br />
[Kabata-Pendias 1993]. Statistical analyses were performed with Statistica 6.0 computer<br />
package. Relationships between selected properties of analyzed soils were evaluated.<br />
Results and Discussion. Some physical, physicochemical and chemical properties<br />
of the investigated Luvisols are included in Table 1. The soils were slightly acid and neutral<br />
or alkaline, with the pH in KCl ranging from 5.50 to 7.87. The parent material of analyzed<br />
Luvisols contained considerable amounts of CaCO 3<br />
(up to 10.99% in B/14 profile) and clay<br />
fraction, which varied from 7% to 20%. The pH of the upper horizons was lower than parent<br />
material. Soils differed in texture and organic matter content, mean values for clay particles<br />
and organic matter contents were in the range 4–28% and 8.57–12.98 mg . kg -1 in humus horizon,<br />
respectively. Illuvial horizons of all analyzed soils were e<strong>nr</strong>iched in clay fraction.<br />
The total content of metals in parent material of B/11, B/12, B/14 soils ranged from<br />
<strong>31</strong>.95 to 40.65 mg/kg and from 8.40 to 12.08 mg/kg, for Zn and Cu, respectively (Fig. 1a,b).<br />
Very similar results were noted for P/2, P/3, P/4 profiles: 26.27–42.10 mg Zn/kg soil and<br />
8.30–15.37 mgCu/kg soil, respectively (Fig. 2a,b).<br />
The observed range is similar to the amounts of zinc and copper in uncontaminated<br />
soils of others regions of Poland, formed from glacial till [Czarnowska and Gworek 1990;<br />
Czarnowska 1996; Kalembasa and Pakuła 2006; Dąbkowska-Naskręt et al. 2006].<br />
The content of DTPA extractable Zn and Cu ranged from 0.28 mg . kg -1 to 4.34 mg . kg -1<br />
and from 0.35 mg . kg -1 to 1,92 mg . kg -1 , what constituted 0.69 – 16.82% and 2.57 – 17.83% of<br />
the total zinc and copper content in the investigated soils (Table 2).<br />
The genetic horizons of analyzed Luvisols could be presented in the following order of<br />
decreasing mean contents of the Zn-DTPA and Cu-DTPA: Ap>Bt1>Bt2>Cca2>Cca1 in B/11,<br />
B/12, B/14 profiles and Ap>Eet>IIBt>IICca1>IICca2 in P/2, P/3, P/4 profiles (Fig. 3a,b).<br />
In samples having relatively high pH, mobile forms of zinc and copper are rather low.<br />
Activities of free ionic as well as total dissolved concentration of Cu, showed a strong dependence<br />
on soil pH. Concentration of total dissolved Cu and their free ionic activities in<br />
soil solution decrease with the increase in soil pH [Salam and Helmke 1998]. The reason is<br />
that the adsorption capacity of soils increase with the increase in soil pH, theoretically due<br />
to the deprotonation of the surface-bound H + on the soil-exchange sites [Kabata-Pendias<br />
and Pendias 1992].<br />
Zinc in calcareous and alkaline soils is mostly unvailable due to sorption by carbonates,<br />
or precipitation of Zn hydroxide or carbonates [Bradl 2004].<br />
DTPA- extractable fraction of metals were the highest in surface horizons, and gradually<br />
decreased with depth along with a decrease in organic matter. The highest amounts of<br />
metals found in the upper horizon (humus horizon) in comparison with subsurface horizons<br />
indicated a chelating role of organic matter in relation to metals [Livens 1991].<br />
Sorption sites on organic matter can be highly specific [Adriano 2001]. Humic phenolic<br />
and carboxylic groups are mainly involved in the formation of metal-humic complexes<br />
[Spark at al. 1997].<br />
For the estimation of eventually accumulation of zinc and copper within soil profiles,<br />
the distribution index was calculated – Table 2. The values of the index were not high and<br />
ranged between 0.58–1.22 for zinc and 0.66–1.29 for copper.<br />
34
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Total content of Zn<br />
[mg . kg -1 ]<br />
Total content of Cu<br />
[mg . kg -1 ]<br />
total content of cu<br />
[mg . kg -1 ]<br />
Ap<br />
Ap<br />
Bt1<br />
Ap<br />
Bt1<br />
Bt2<br />
eet<br />
Bt2<br />
Cca1<br />
iibt<br />
Cca1<br />
Cca2<br />
30 32 34 36 38 40 42 44 46<br />
Profile B/11<br />
Profile B/12<br />
Profile B/14<br />
iicca1<br />
Cca2<br />
iicca2<br />
6 7 8 9 10 11 12 13 14 15<br />
Profile B/11<br />
Profile B/12 P/2<br />
Profile B/14 P/3<br />
Profile P/4<br />
Fig. Figure1a. Profile distribution of of Zn Zn<br />
6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16<br />
Figure1b. Profile distribution of Cu<br />
Fig. 1b. Profile distribution of Cu<br />
Figure2b. Profile distribution of cu<br />
total content of zn<br />
[mg . kg -1 ]<br />
total content of cu<br />
[mg . kg -1 ]<br />
Ap<br />
eet<br />
iibt<br />
iicca1<br />
iicca2<br />
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42 44<br />
Fig. Figure2a. Profile distribution of zn of Zn<br />
5,0<br />
[mg<br />
Ap<br />
. kg -1 ]<br />
4,5<br />
4,0<br />
eet 3,5<br />
3,0<br />
iibt 2,5<br />
2,0<br />
iicca1 1,5<br />
total content of zn<br />
mean, max., min.<br />
[mg . kg -1 ]<br />
Profile P/2<br />
Profile P/3<br />
Profile P/4<br />
zn dTPA<br />
cu dTPA<br />
1,0<br />
iicca2 0,5<br />
0,0<br />
Profile P/2<br />
Profile P/3<br />
Ap bt1 bt2 cca1 cca2<br />
Profile P/4<br />
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38 40 42 44<br />
Figure 3a. content of dtPa extractable metals<br />
in genetic<br />
Fig. 3a. l horizons of b/11, b/12, b/14 Luvisols<br />
Content of DTPA extractable metals<br />
Profile metals distribution in genetic of zn horizons of<br />
Figure2a.<br />
B/11, B/12, mean, max., B/14 min. Luvisols<br />
5,0 [mg<br />
. kg -1 ]<br />
zn dTPA<br />
4,5<br />
cu dTPA<br />
4,0<br />
3,0<br />
iicca1<br />
2,5<br />
2,0<br />
iicca2<br />
1,5<br />
0,56 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16<br />
0,0<br />
Ap bt1 bt2 cca1 cca2<br />
Fig. Figure2b. Figure 3a. Profile content distribution dtPa extractable of cu metals of Cu<br />
in genetic l horizons of b/11, b/12, b/14 Luvisols<br />
Profile P/2<br />
Profile P/3<br />
Profile P/4<br />
3,5The distribution index calculated for Zn in the upper horizons of B/11, B/12, B/14 Luvisols indicated<br />
3,0<br />
2,5<br />
very slight anthropogenic and more distinct pedogenic-caused accummulation of this metal,<br />
while 2,0 in the case of Cu only pedogenic character of the e<strong>nr</strong>ichment in this element. Was noted<br />
1,5<br />
a tendency for pedogenic accummulation of Zn and Cu was observed in P/2, P/3, P/4 Luvisols<br />
1,0<br />
beceause the value of distribution index higher than 1 was noted in the Bt horizons (Table 2).<br />
0,5<br />
0,0<br />
Ap eet iibt iicca1 iicca2<br />
Figure 3b. content of dtPa extractable metals<br />
in genetic horizons of P/2, P/3, P/4 Luvisols<br />
Ap<br />
5,0<br />
eet [mg . kg -1 ]<br />
4,5<br />
4,0<br />
iibt<br />
3,5<br />
1,0<br />
5,0 [mg<br />
. kg -1 ]<br />
4,5<br />
4,0<br />
3,5<br />
3,0<br />
2,5<br />
2,0<br />
1,5<br />
1,0<br />
0,5<br />
0,0<br />
mean, max., min.<br />
mean, max., min.<br />
Ap eet iibt iicca1 iicca2<br />
Figure 3b. content of dtPa extractable metals<br />
Fig. in 3b. genetic Content horizons of P/2, of P/3, DTPA P/4 Luvisols extractable<br />
metals in genetic horizons of<br />
P/2, P/3, P/4 Luvisols<br />
zn dTPA<br />
cu dTPA<br />
zn dTPA<br />
cu dTPA<br />
35
Bioakumulacja<br />
Table 1. Some properties of the Luvisols<br />
Profile<br />
B/11<br />
B/12<br />
B/14<br />
P/2<br />
P/3<br />
P/4<br />
Genetic<br />
horizon<br />
Depth<br />
[cm]<br />
pH<br />
KCl<br />
CaCO 3<br />
[%]<br />
TOC*<br />
Clay fraction<br />
CEC**<br />
[g . kg -1 ] [%] [mmol . kg -1 ]<br />
Ap 0–26 6.62 – 8.57 17 145.4<br />
Bt1 26–45 6.46 – 2.10 23 171.1<br />
Bt2 45–65 7.01 – 0.78 19 194.6<br />
Cca1 65–125 7.22 10.49 – 17 170.1<br />
Cca2 125–150 7.24 10.99 – 14 170.0<br />
Ap 0–27 6.46 – 10,25 15 177,6<br />
Bt1 27–65 6.91 – 2.77 28 187,5<br />
Bt2 65–95 6.81 – 1.52 22 162.5<br />
Cca1 95–130 7.12 4.43 – 20 212.4<br />
Cca2 130–150 7.18 7.27 – 18 166.7<br />
Ap 0–32 7.01 0.26 8.36 15 128.0<br />
Bt1 32–65 6.71 – 2.15 26 150.5<br />
Bt2 65–85 6.62 – 1.48 20 151.4<br />
Cca1 85–130 7.24 10.99 – 15 147.5<br />
Cca2 130–150 7.33 10.40 – 16 147.6<br />
Ap 0–25 7.03 – 10.00 8 222.3<br />
Eet 25–43 7.14 – 1.85 6 140.1<br />
IIBt 43–110 6.30 – 1.50 15 252.8<br />
IICca1 110–130 7.46 3.8 – 14 245.3<br />
IICca2 130–150 7.59 4.2 – 13 390.7<br />
Ap 0–25 5.80 – 12.98 4 126.0<br />
Eet 25–40 6.44 – 1.74 5 107.7<br />
IIBt 40–95 7.21 – 1.19 17 274.6<br />
IICca1 95–125 7.87 3.5 – 15 294.0<br />
IICca2 125–150 7.85 4.4 – 15 321.3<br />
Ap 0–30 5.50 – 11.59 9 123.9<br />
Eet 30–50 5.94 – 3.18 4 121.1<br />
IIBt 50–80 6.92 – 1.22 12 215.1<br />
IICca1 80–120 7.04 – – 10 193.1<br />
IICca2 120–150 6.77 2.6 – 7 254.4<br />
* Total organic carbon.<br />
** Cation exchange capacity.<br />
Total concentration of Zu and Cu, the distribution index for Zn and Cu as well as forms<br />
of metals extractable with DTPA solution allow to evaluate the arable soils under study as<br />
non-polluted with these metals.<br />
Statistical analysis on the results showed a significant positive correlation betwen total<br />
Zn concentration and the content of clay fraction in analyzed Luvisols (Table 3). A positive<br />
statistical correlation between C-org. contents and the amount of DTPA-extractable metals<br />
was noted in soils under study.<br />
Both organic matter and clay fraction were important factors for Zn and Cu distribution<br />
in analyzed Luvisols. The distribution of metals in the soil profiles was a result of the<br />
influence of lessivage soil formation process and biological accumulation in humus horizons.<br />
36
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Table 2. Total and DTPA extractable content of metals in analyzed Luvisols<br />
Profile<br />
B/11<br />
B/12<br />
B/14<br />
P/2<br />
P/3<br />
P/4<br />
Genetic<br />
horizon<br />
Zn<br />
Zn t<br />
Cu t<br />
Zn DTPA<br />
Cu DTPA<br />
Cu DTPA<br />
DTPA<br />
Zn t<br />
Cu t<br />
1 2 1 2<br />
[mg·kg -1 ] [%]<br />
Ap 38.11 0.98 9.54 0.79 1.09 0.86 2.86 9.01<br />
B1t 39.77 1.03 13.98 1.16 0.64 0.67 1.61 4.79<br />
B2t 38.95 1.00 13.20 1.09 0.32 0.66 0.82 5.00<br />
Cca1 38.45 12.05 0.36 0.51 0.94 4.23<br />
Cca2 39.07 12.08 0.38 0.67 0.97 5.55<br />
Ap 45.00 1.14 11.95 1.09 1.16 1.44 2.58 12.05<br />
Bt1 43.32 1.10 11.58 1.06 0.52 0.95 1.20 8.20<br />
Bt2 41.01 1.04 11.00 1.01 0.38 0.67 0.93 6.09<br />
Cca1 40.65 11.83 0.28 0.47 0.69 3.97<br />
Cca2 38.23 10.04 0.33 0.53 0.86 5.28<br />
Ap 36.95 1.11 6.56 0.66 2.50 1.02 6.77 15.55<br />
Bt1 40.70 1.22 8.33 0.83 0.54 1.00 1.33 12.00<br />
Bt2 39.45 1.19 13.85 1.39 0.38 0.76 0.96 5.49<br />
Cca1 <strong>31</strong>.95 11.52 0.34 0.42 1.06 3.65<br />
Cca2 34.70 8.40 0.40 0.47 1.15 5.60<br />
Ap 25.80 0.92 10.77 1.29 4.34 1.92 16.82 17.83<br />
Eet 19.<strong>31</strong> 0.69 6.58 0.79 0.53 0.64 2.74 9.73<br />
IIBt <strong>31</strong>.95 1.11 9.55 1.15 0.28 0.52 0.88 5.45<br />
IICca1 26.27 8.37 0.41 0.41 1.56 4.90<br />
IICca2 29.90 8.30 0.33 0.38 1.10 4.58<br />
Ap 30.37 0.84 11.32 0.74 1.26 0.83 4.15 7.33<br />
Eet 21.08 0.58 10.81 0.70 0.52 0.68 2.47 6.29<br />
IIBt 36.37 1.01 13.75 0.88 0.37 0.71 1.02 5.16<br />
IICca1 30.22 15.37 0.29 0.54 0.96 3.51<br />
IICca2 42.10 15.02 1.42 0.51 3.37 3.40<br />
Ap 28.05 0.93 11.37 0.81 1.88 0.94 6.70 8.27<br />
Eet 26.67 0.89 11.27 0.80 0.63 0.79 2.36 7.01<br />
IIBt 33.82 1.12 15.12 1.08 0.30 0.40 0.89 2.65<br />
IICca1 <strong>31</strong>.43 14.27 0.35 0.46 1.11 3.22<br />
IICca2 28.77 13.63 0.30 0.35 1.04 2.57<br />
1<br />
Total content of metals [mg·kg -1 ]; 2 index of distribution calculated from the content of metals in analyzed<br />
horizon to the average content of metals in parent material.<br />
Conclusions. The total content of Zn and Cu in selected Luvisols from Chełmno-<br />
Dobrzyń Lake District formed from genetically homogeneus parent material, allows to classify<br />
them as uncontaminated with these metals soils.<br />
Table 3. Correlation coefficients significant at p
Bioakumulacja<br />
Profile distribution of zinc and copper in the analyzed Luvisols was more due to the<br />
pedogenic factors than to lithogenic ones.<br />
Genetic differentiation of the soil material in the upper horizons of P/2, P/3, P/4 Luvisols<br />
did not affect the concentration of both metals.<br />
Zinc concentration in genetic horizons of analyzed Luvisols was correlated with the<br />
content of clay fraction. A positive statistical correlation between C-org. contents and the<br />
amount of DTPA-extractable metals was noted in soils under study.<br />
Organic matter and clay fraction contents were found to be significant in predicting soil<br />
Zn and Cu contents in unpolluted soils beond the anthropogenic impact.<br />
References<br />
Adriano D.C. 1986. Heavy metals in the environment. New York: Springer-Verlag.<br />
Adriano D.C. 2001. Trace elements in terrestial environments. Biogeochemistry, bioavailability,<br />
and risks of metals. 2nd ed. Springer-Verlag, new York.<br />
Bradl H.B. 2004. Adsorption of heavy metal ions on soils and soils constituents. J. of Colloid and<br />
Interface Sci: 277, 1–18.<br />
Crock J.G., Severson R. 1987. Four reference soil and rock samples for measuring element availability<br />
in the western energy regions. Geochemical Survey circular: 841.<br />
Czarnowska K. 1996. Ogólna zawartość metali ciężkich w skałach macierzystych jako tło geochemiczne<br />
gleb . Rocz. Gleb. T: 47, Supl. 43–50.<br />
Czarnowska K., Gworek B. 1990.Geochemical background values for trace elements in arable<br />
soils developed from sedimentary rocks of glacial origin. Environ. Geochemistry and Helth.12:<br />
289–290.<br />
Dąbkowska-Naskręt H., Długosz J., Jaworska H., Kobierski M., Malczyk P., Bartkowiak A., Różański<br />
SZ. 2006. Variability of zinc contents in surface horizons of soils from the Eastern Part<br />
of the Wielkopolska Lake District. Polish J. Environ. Stud. Vol. 15, 2a: 52–55.<br />
Henderson P.J., McMartin I., Hall G.E., Percival B.J., Walker D.A. 1998. The chemical and physical<br />
characteristics od heavy matals in humus and till in the vicinity of the base metal smelter<br />
at Flin Flon, Manitoba, Canada. Environ. Geology. 34 (1): 39–58.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1992. Trace Elements in Soils and Plants, 2nd ed. CRC Press,<br />
London.<br />
Kabata-Pendias A.1993. Behavioural properties of trace metals in soil. Appl. Geochem: Suppl.<br />
2: 3–9.<br />
Kalembasa D., Pakuła K. 2006. Fractions of Zinc and Cooper in the forest Luvisols of the South<br />
Podlasie Lowland. Polish J. Environ. Stud. Vol 15, 2a: 98–103.<br />
Lindsay W.L., Norvell W.A. 1978. Development of a DTPA soil test for zinc, iron, manganese, copper.<br />
Soil Sci. Soc. Am. J., 42: 421–428.<br />
Livens F. 1991. Chemical reaction of metals with humic material. Environ. Pollut. 70: 183-208.<br />
M. de la Flor, R. Vigil de la Villa, Cala V. 1995. Copper sorption in clay fraction of alluvial soils.<br />
Sci. Total Environ. 172: 245–249.<br />
Martinez C.E., Motto H.L. 2000. Solubility of lead, zinc and copper added to mineral soils.<br />
Environ. Pollution. 107: 153–158.<br />
McBride M.B., Spiers G. 2001.Trace element content of dselected fertilizers and dairy manures<br />
as determined by ICP-MS. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 32 (1&2): 139–156.<br />
Salam A., K Helmke P.A. 1998. The pH dependence of free ionic activities and total dissolved<br />
concentration of copper and cadmium in soil solution. Geoderma 83: 281–291.<br />
Spark K.M., Wells J.D., Johnson B.B. 1997. The interaction of humic acid with heavy metals.<br />
Aust. J. Soil Res. 35: 89–101.<br />
38
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tack F.M.G., Verloo M.G., Van Mechelen L., Van Ranst E. 1997. Baseline concentration of trace<br />
elements as a function of clay and organic carbon contents in soils in Flanders (Belgium).<br />
Sci. Total Environ. 201: 113–123.<br />
Badania finansowane przez KBN <strong>nr</strong> Grantu 0700/PO6/2003/25.<br />
Wskaźnik rozmieszczenia Zn i Cu w profilach uprawnych gleb<br />
płowych Pojezierza Chełmińsko-Dobrzyńskiego<br />
Badania nad zawartością i mobilnością metali ciężkich w środowisku podyktowane są<br />
troską o odpowiednią jakość gleby i produktów rolnych, które decydują w konsekwencji<br />
o zdrowiu ludzi i zwierząt. Naturalna zawartość pierwiastków śladowych w środowisku glebowym,<br />
niepodlegającym wpływowi antropogenicznemu, kształtowana jest w dużej mierze<br />
przez zasobność skały macierzystej, będącej wynikiem składu granulometrycznego i mineralnego.<br />
Ocena zawartości metali ciężkich w skale macierzystej, przyjętej jako tło geochemiczne,<br />
konieczna jest w celu określenia stopnia zanieczyszczenia wierzchnich poziomów<br />
gleb, poddanych uprawie.<br />
Badaniami objęto uprawne gleby płowe wytworzone z gliny bazalnej na obszarze mezoregionu<br />
Pojezierza Chełmińsko-Dobrzyńskiego w obrębie województwa KujawskoPomorskiego.<br />
Ocenie poddano 3 profile gleb płowych ogłowionych (zerodowanych) oraz 3 profile<br />
gleb płowych typowych, będących glebami niecałkowitymi, ponieważ w ich poziomach<br />
wierzchnich występuje materiał różniący się pochodzeniem (pył wodnego pochodzenia).<br />
Dokonano oceny całkowitej zawartości Zn i Cu po mineralizacji w kwasach HF i HClO 4<br />
oraz oznaczono zawartość tych metali ekstrahowanych roztworem DTPA.<br />
Całkowita zawartość cynku i miedzi w skale macierzystej gleb płowych zerodowanych<br />
mieściła się w granicach, odpowiednio dla Zn od <strong>31</strong>,95 do 40,65 mg·kg -1 i Cu od 8,40<br />
do 12,08 mg·kg -1 . Podobne zawartości stwierdzono w glebach płowych niecałkowitych od<br />
26,27 do 42,10 mg Zn w kg gleby i Cu od 8,30 do 15,37 mg·kg -1 . Wskaźniki rozmieszczenia<br />
w profilach badanych gleb, obliczone dla Zn, wskazywały na niewielkie antropogeniczne<br />
i wyraźne pedogeniczne nagromadzenie tego metalu, natomiast dla Cu na pedogeniczny<br />
charakter wzbogacenia w ten metal.<br />
Całkowita zawartość Zn i Cu oraz ich form ekstrahowanych roztworem DTPA pozwala<br />
zaliczyć badane gleby uprawne do gleb niezanieczyszczonych tymi metalami. Zmienność<br />
genetyczna materiału glebowego w poziomach wierzchnich gleb płowych niecałkowitych<br />
nie wpłynęła na koncentrację badanych metali. Na podstawie analizy statystycznej wyników<br />
stwierdzono istotnie dodatnią korelację między całkowitą zawartością Zn a zawartością iłu<br />
koloidalnego. We wszystkich badanych glebach stwierdzono istotnie dodatnią korelację pomiędzy<br />
zawartością C-org. a ilością metali ekstrahowanych DTPA.<br />
39
Bioakumulacja<br />
ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH W GLEBACH PARKU NARODOWEGO<br />
„UJŚCIE WARTY”*<br />
WPROWADZENIE. Park Narodowy „Ujście Warty” stanowi jedno z najważniejszych<br />
w Polsce miejsc ostoi ptaków. Obszar Parku (8037,59 ha) porasta naturalna roślinność łąkowa<br />
i kępami zarośla wierzbowe. Władze Parku prowadzą gospodarkę użytkową, w miejscach<br />
dostępnych wykaszają łąki i wypasają bydło. W obrębie otuliny Parku natomiast użytkuje<br />
się grunty jako orne.<br />
Znaczny areał Parku podlega corocznym zalewom wodami Warty, co stanowi pewne<br />
zagrożenie dla jakości środowiska glebowego. Jakość wód Warty w Gorzowie i Świerkocinie<br />
według WIOŚ [2002] w latach 2000 i 2001 była pozaklasowa, głównie ze względu na<br />
zawartość fosforu ogólnego i chlorofilu „a” oraz miano coli typu fekalnego. Zawartość metali<br />
ciężkich klasyfikuje te wody do I klasy czystości. Bardziej zanieczyszczone metalami<br />
ciężkimi mogą być nanoszone przez wody Warty namuły. Na czystość wód Warty wpływa<br />
gospodarka ściekowa zachodniej części Polski. Zlewnia tej rzeki stanowi ok. jednej szóstej<br />
powierzchni kraju.<br />
Charakterystyka właściwości chemicznych gleb Parku Narodowego „Ujście Warty” dotychczas<br />
nie została opracowana dlatego też przeprowadzone badania miały na celu określenie<br />
stopnia zanieczyszczenia głównych typów gleb metalami ciężkimi.<br />
MATERIAŁ I METODY. Badania gleboznawcze przeprowadzono w latach 2005–2006,<br />
u ujścia Warty do Odry w obrębie Parku Narodowego „Ujście Warty”. Badaniami objęto obszar<br />
zalewowy Warty – obwód ochronny Chyrzyno i Słońsk oraz chroniony przed zalewami<br />
wałem przeciw powodziowym – obwód ochronny Polder Północny. Na podstawie map glebowo-rolniczych<br />
i licznych wierceń glebowych wyznaczono punkty badawcze charakteryzujące<br />
główne typy gleb Parku. W próbkach glebowych pobranych z poziomów genetycznych<br />
profili glebowych oznaczono ogólną zawartość metali ciężkich (Cd, Pb, Zn, Cu, Ni, Co, Mn,<br />
Fe) przez mineralizację gleby w mieszaninie stężonych kwasów HNO 3<br />
+HClO 4<br />
. Oznaczenia<br />
wykonano za pomocą spektrofotometru absorpcji atomowej Unicam-Solaar 929.<br />
Ze względu na interpretację uzyskanych wyników dodatkowo określono zawartość materii<br />
organicznej (straty przy wyżarzaniu w temp. 550 o C) oraz grupy granulometryczne.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Znaczna część Parku Narodowego „Ujście Warty” znajduje się<br />
pod oddziaływaniem wód rzeki Warty poza obszarem Polderu Północnego, który jest obwałowany<br />
i zmeliorowany. Badania gleboznawcze przeprowadzone na tym obszarze wykazały,<br />
że występują tam mineralne gleby aluwialne o zróżnicowanym uziarnieniu oraz organiczne<br />
gleby mułowo-murszowe i torfowo-murszowe.<br />
Mady rzeczne występujące na terenie Parku podlegają często namulaniu i są silnie<br />
uwilgotnione przez cały rok. Gleby te powstały z mineralnych namułów o składzie granulometrycznym:<br />
ip, gc, gcp, płi, zasobnych w materię organiczną w całym profilu glebowym<br />
(powyżej 5%), które często są podścielone piaskiem lub pyłem zwykłym bądź torfem.<br />
W strefie brzegowej rzeki Warty spotyka się natomiast mady bardzo lekkie i lekkie wytworzone<br />
z piasków.<br />
W sąsiedztwie mad rzecznych w obniżeniach terenu − silniej uwilgotnionych − w pobliżu<br />
jeziorzysk, rozlewisk i starorzeczy występują różnej miąższości gleby organiczne zawierające<br />
ponad 20% materii organicznej, mułowo-murszowe i torfowo-murszowe. Ogniwem<br />
* Dr inż. Ryszard Malinowski − Katedra Gleboznawstwa, Akademia Rolnicza w Szczecinie.<br />
40
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
pośrednim między glebami mineralnymi a organicznymi są wytworzone z mineralno-organicznych<br />
namułów, zawierających od 10 do 17,3% materii organicznej, mady próchniczne.<br />
Jednym z bardziej niebezpiecznych metali ciężkich dla środowiska przyrodniczego jest<br />
kadm (Cd). W badanych madach rzecznych właściwych występuje on w ilościach naturalnych<br />
bądź podwyższonych [PIOŚ 1995]. W poziomie próchnicznym zawartość kadmu ogółem<br />
wynosiła od 0,12 do 0,86 mg·kg -1 s.m. i malała wraz z głębokością profilu, przy czym<br />
wyższe wartości stwierdzono w poziomie powierzchniowym mady lekkiej, która znajdowała<br />
się najbliżej koryta rzeki Warty i podlegała corocznym zalewom jej wodami (tab. 1). W zasięgu<br />
oddziaływania wód zalewowych Warty była również gleba mineralno-organiczna zaliczona<br />
do mad rzecznych próchnicznych. Charakteryzowało ją w poziomie próchnicznym<br />
średnie zanieczyszczenie kadmem − 5,84 mg·kg -1 s.m., III stopień zanieczyszczenia gleb,<br />
a w głębiej leżących w profilu glebowym poziomach genetycznych − zawartość naturalna<br />
tego pierwiastka − stopień zanieczyszczenia 0 [PIOŚ 1995].<br />
Podobne zanieczyszczenie kadmem wierzchniego poziomu odnotowano w przypadku<br />
gleby mułowo-murszowej (profil glebowy <strong>nr</strong> 4). Stwierdzone w niektórych przypadkach<br />
średnie zanieczyszczenie gleby kadmem stwarza już zagrożenie dla środowiska przyrodniczego.<br />
Gleby organiczne mułowo-murszowe i torfowo-murszowe znajdujące się w północnej<br />
części Parku chronionej wałem przeciwpowodziowym nie wykazują nagromadzenia tego<br />
pierwiastka. Stwierdzone ilości: od 0,01 do 0,37 mg·kg -1 s.m. można uznać za naturalne.<br />
Ołów (Pb) ogólny akumulował się głównie w poziomach powierzchniowych badanych<br />
gleb o miąższości nieprzekraczającej 30 cm (tab. 1). Zawartość jego w tych poziomach należy<br />
uznać także za dopuszczalną (od 17,90 w madzie lekkiej do 87,80 mg·kg -1 s.m. w madzie<br />
próchnicznej). Zazwyczaj ilość tego pierwiastka wyraźnie maleje w głąb profilu glebowego.<br />
Zwraca uwagę natomiast bardzo niska zawartość ołowiu ogółem (0,25 mg·kg -1 s.m.)<br />
w głębszych warstwach złoża torfu Polderu Północnego (tab. 1).<br />
W powierzchniowych poziomach gleb aluwialnych i organicznych, zalewanych wodami<br />
Warty, stwierdzono znacznie większe zawartości cynku (Zn), dochodzące nawet do 215,20<br />
mg·kg -1 s.m. w porównaniu z wierzchnim poziomem gleb Polderu Północnewgo (tab.1),<br />
gdzie nie przekraczają one 100 mg·kg -1 s.m., przy czym we wszystkich przypadkach wyraźnie<br />
zaznacza się spadek zawartości tego pierwiastka wraz z głębokością. Zróżnicowanie<br />
zawartości cynku należy wiązać z antropogenicznym wzbogaceniem wierzchnich poziomów,<br />
szczególnie tych podlegającym corocznym zalewom wodami Warty.<br />
Zawartość miedzi (Cu) ogółem w badanych glebach występuje w ilościach naturalnych<br />
bądź, w przypadku obszarów zalewowych − nieznacznie podwyższonych [PIOŚ 1995]. Na<br />
obszarze obwodu ochronnego Chyrzyno i Słońsk zwartość miedzi w powierzchniowych poziomach<br />
kształtuje się od 4,34 w madzie lekkiej do prawie 46,00 mg·kg -1 s.m. w madzie bardzo<br />
ciężkiej i w glebie mułowo-murszowej. Na terenach niezalewowych Polderu Północnego<br />
natomiast od 6,72 w glebie torfowo-murszowej do 19,32 w madzie bardzo ciężkiej i 25,45<br />
mg·kg -1 s.m. w glebie mułowo-murszowej. W głąb profilów glebowych zawartość miedzi<br />
ogółem wyraźnie maleje (tab. 1).<br />
Zawartość niklu (Ni) ogólnego w badanych glebach na ogół nie przekraczała jego ilości<br />
naturalnej [PIOŚ 1995]. Najmniejsze ilości tego pierwiastka, poniżej 7 mg·kg -1 s.m., stwierdzono<br />
w madzie lekkiej i glebie torfowo-murszowej, w pozostałych typach gleb wartości te<br />
nie przekraczały 40 mg·kg -1 s.m. (tab. 1).<br />
Uzyskane wartości kobaltu są także typowe dla niezanieczyszczonych gleb Polski, ponieważ<br />
mieszczą się w przedziale od 0,76 do 12,46 mg·kg -1 s.m. gleby. W odróżnieniu od<br />
dotychczas omówionych metali ciężkich zawartość w profilu glebowym tego pierwiastka<br />
była bardziej zróżnicowana i trudno dopatrzyć się prawidłowości w jego rozmieszczeniu<br />
(tab. 1).<br />
41
Bioakumulacja<br />
Tabela 1. Zawartość metali ciężkich rozpuszczalnych w stężonych kwasach (HNO 3<br />
+HClO 4<br />
)<br />
w glebach Parku Narodowego „Ujście Warty”<br />
Poziomy<br />
genetyczne<br />
i miąższość<br />
[cm]<br />
Grupa<br />
granulometryczna<br />
Straty<br />
przy<br />
żarzeniu<br />
Cd Pb Zn Cu Ni Co Mn Fe<br />
% [mg·kg -1 s.m. gleby]<br />
OBWÓD OCHRONNY CHYRZYNO I SŁOŃSK<br />
1. Mada rzeczna właściwa<br />
Aa (0–12) gc 12,0 0,28 43,25 113,70 45,95 38,30 9,87 673,0 36135<br />
G (12–43) gc 9,0 0,01 25,80 66,25 <strong>31</strong>,67 34,30 10,30 720,5 42710<br />
IIG (43–150) płz 0,8 0,01 19,65 8,48 2,48 3,35 0,94 30,0 4956<br />
2. Mada rzeczna właściwa<br />
A (0–20) psp 3,3 0,86 17,90 33,68 4,34 3,65 1,39 184,7 4470<br />
Cgg (20–70) pl 0,5 0,17 7,20 6,39 0,96 1,35 1,02 68,5 2528<br />
IIG (70–150) płz 1,2 0,18 5,10 10,02 1,74 2,60 1,47 34,76 3515<br />
3. Mada rzeczna próchniczna (gleba mineralno-organiczna)<br />
Aa1 (0–15) gcp 15,3 5,84 87,80 215,20 35,47 27,10 8,49 546,5 36285<br />
Aa2 (15–40) płi 10,0 0,73 34,60 94,05 17,52 21,15 7,48 369,3 43450<br />
G (40–120) płi 17,3 0,38 18,90 64,55 19,01 17,30 4,86 379,9 29040<br />
4. Gleba mułowo-murszowa<br />
Mm (0–13) - 47,1 5,10 72,50 178,30 45,92 30,10 5,02 870,0 22700<br />
Om (13–120) - 62,4 0,65 25,80 23,12 51,66 <strong>31</strong>,65 5,84 775,5 23885<br />
OBWÓD OCHRONNY POLDER PÓŁNOCNY<br />
5. Mada rzeczna właściwa<br />
A (0–30) gcp 5,9 0,12 25,80 94,30 19,32 22,60 9,57 391,2 30770<br />
Cgg (30–51) ip 5,8 0,10 <strong>31</strong>,85 93,60 24,57 27,55 11,98 341,8 38660<br />
G (51–100) gc 5,0 0,11 11,55 60,25 14,49 19,45 8,84 341,2 23490<br />
IIG (100–150) pglp 0,9 0,11 4,35 17,02 3,86 6,10 2,36 27,8 5590<br />
6. Gleba mułowo-murszowa na torfie<br />
Mm (0–26) – 25,3 0,37 49,50 74,35 25,45 20,50 5,87 621,0 37670<br />
Om (26–60) – 27,9 0,11 19,50 42,39 20,42 21,30 6,01 134,1 26<strong>31</strong>0<br />
Ot (60–150) – 57,3 0,11 5,50 22,44 11,77 20,90 12,46 107,8 19910<br />
7. Gleba torfowo-murszowa<br />
Mt1 (0–27) – 59,5 0,13 39,70 <strong>31</strong>,58 6,72 6,55 2,00 922,0 17520<br />
Mt2 (27–41) – 64,8 0,01 8,95 9,29 4,43 5,40 1,14 387,7 10195<br />
Ot (41–150) – 79,0 0,01 0,25 3,11 2,79 4,00 0,76 214,8 7415<br />
Poziom manganu (Mn) i żelaza (Fe) ogółem w badanych glebach był zróżnicowany,<br />
ale największe jego ilości nagromadziły się w wytworzonych z namułów madach rzecznych<br />
i glebach mułowo-murszowych (tab. 1). Zdaniem Kabaty-Pendias i Pendiasa [1999] uzyskane<br />
wartości są charakterystyczne dla tego typu gleb.<br />
Oceniając zanieczyszczenie gleb Parku Narodowego „Ujście Warty” metalami ciężkimi<br />
(Cd, Pb, Zn, Cu, Ni, Co, Mn, Fe), można uznać, że jest ono stosunkowo niewielkie. Całkowita<br />
zawartość tych metali mieściła się w granicach dopuszczalnych wartości podawanych<br />
dla gleb rolniczo użytkowanych przez Kabatę-Pendias i in. [1993], PIOŚ [1995] oraz zawar-<br />
42
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
tych w rozporządzeniu Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz jakości<br />
ziemi [2002]. W niektórych wypadkach na terenach zalewanych wodami Warty w obwodzie<br />
ochronnym Chyrzyno i Słońsk stwierdzono w poziomach powierzchniowych nadmierne<br />
stężenia kadmu, które przekraczają znacznie wartości dopuszczalne w glebie. Przy użytkowaniu<br />
tego terenu rolniczo (pastwiska, łąki kośne) wymaga się kontrolowania pobierania<br />
tego pierwiastka przez zwierzęta. Ponadto płytkie wody gruntowe również mogą ulec zanieczyszczeniu.<br />
Stwierdzony w badanych glebach stan podwyższonego poziomu zawartości niektórych<br />
metali ciężkich pod wpływem antropopresji nie powinien ulegać nasileniu. Powstałe<br />
i powstające w zlewni Warty oczyszczalnie ścieków komunalnych i przemysłowych oraz<br />
korzystne zmiany technologiczne w zakładach przemysłowych Zawiercia, Częstochowy,<br />
Sieradza, Łodzi, Koła, Konina, Poznania, Międzychodu, Skwierzyny, Gorzowa i Kostrzyna<br />
w dużym stopniu ograniczyły zanieczyszczenie Warty. Obecnie z terenu Gorzowa do Warty<br />
odprowadzane są ścieki przemysłowe i sanitarne płynące kolektorem należącym do Zakładów<br />
Przemysłu Jedwabniczego „Silwana”, ścieki technologiczne z terenu Zakładów Włókien<br />
Chemicznych „Stilon” i Elektrociepłowni „Gorzów”, wody pochłodnicze z Fabryki Makaronów<br />
„Lubella”, wody opadowe i ścieki z myjni pojazdów Miejskiego Zakładu Komunikacji<br />
oraz ścieki komunalne z miejskiej oczyszczalni ścieków.<br />
Według danych raportu o stanie środowiska w Gorzowie Wielkopolskim w latach 2000<br />
− 2001 [WIOŚ, 2002], dobre wyniki badań zawartości metali ciężkich w wodzie daje się zauważyć<br />
dopiero w ostatnich latach – 100% wyników odpowiadało I klasie czystości.<br />
Innym zagadnieniem problemowym jest natomiast akumulacja metali ciężkich w osadach<br />
dennych rzek na co zwracają uwagę w swoich badaniach Niedźwiecki i Protasowicki<br />
[1994], Niedźwiecki i in. [2001], Protasowicki i Niedźwicki [1995]. Według danych monitoringu<br />
osadów dennych w punkcie zlokalizowanym na Warcie w Gorzowie w latach 1991 − 2000<br />
wynika, że deponowane osady w tym miejscu należały do najmniej zanieczyszczonych osadów<br />
dennych wielkich rzek Polski. Większość metali ciężkich występowała w niskich stężeniach,<br />
typowych dla osadów niezanieczyszczonych, odnotowano jedynie w niektórych latach<br />
nadmierną koncentrację kadmu [WIOŚ, 2002]. Dane te potwierdzają przypuszczenia,<br />
że źródłem punktowego zanieczyszczenia kadmem gleb Parku Narodowego „Ujście Warty”<br />
były wylewy zanieczyszczonych wód rzeki Warty i deponowane osady aluwialne. Dlatego<br />
też na obszarach tych proponuje się prowadzić monitoring akumulacji kadmu w glebach,<br />
wodach, roślinach i zwierzętach. W przypadku stwierdzenia nadmiernych ilości tego metalu<br />
w bioobiegu należy ograniczyć wypas bydła na tym terenie, a wykaszaną zanieczyszczoną<br />
roślinność trawiastą zbierać i kompostować, przy czym należy zaznaczyć, że stan średniego<br />
zanieczyszczenia gleb kadmem nie powinien ulegać już dalszemu pogorszeniu.<br />
Liczne badania gleb dolinowych wskazują często na punktowe zanieczyszczenie ich metalami<br />
ciężkimi, w tym kadmem. Lewandowski i in. [1998] stwierdzili przekroczenia wartości<br />
granicznej cynku, ołowiu, miedzi i kadmu w glebach doliny Warty w obrębie miasta Poznania,<br />
co przypisują głównie zrzutom ścieków przemysłowych i bytowych. Zwracają przy tym uwagę,<br />
że zanieczyszczenia te gromadzą się głównie w osadach dennych. Przedstawione przez<br />
tych autorów wyniki składu chemicznego wód rzeki Warty przed wpływem do miasta Poznania<br />
i po minięciu go wskazują na wyraźne ich wzbogacenie na odpływie w kadm i mangan, co<br />
wskazuje na możliwość transportu i osadzania tego pierwiastka w dolinach rzecznych.<br />
Na miejscowe znaczne zanieczyszczenie kadmem gleb aluwialnych doliny Wisły i Żuław<br />
wskazują w swoich badaniach Czarnowska i Turemka [1997]. Malinowski i in. [2004]<br />
natomiast w madach cedyńskich doliny Odry stwierdzili naturalne stężenia Co, Cd, Pb<br />
i podwyższone ilości Cu, Ni i Zn. Niedźwiecki i in. [2006a] w badaniach gleb organicznych<br />
południowej części Polderu Gryfińskiego na Międzyodrzu, odnotowali zwłaszcza w powierzchniowej<br />
warstwie podwyższoną zawartość niektórych metali ciężkich (kadmu, oło-<br />
43
Bioakumulacja<br />
wiu, miedzi i cynku). Gleby organiczne natomiast, występujące w dolinie Dziwny (okolice<br />
Jarzębowa) oraz w dolinie Regi (okolice Włodarki) na terenach użytkowych jako trwałe<br />
użytki zielone, nie były zanieczyszczone metalami ciężkimi, jedynie w poziomach powierzchniowych<br />
(mułowo-murszowych) stwierdzono pewną ich akumulację [Niedźwiecki<br />
i in. 2006b].<br />
WNIOSKI. Na podstawie przeprowadzonej oceny zawartości metali ciężkich w glebach<br />
Parku Narodowego „Ujście Warty” stwierdzono:<br />
1. Wyraźne zróżnicowanie zanieczyszczenia metalami ciężkimi, zarówno profilowe, jak<br />
i przestrzenne, przy czym wyższe stężenia odnotowano głównie w poziomach powierzchniowych<br />
gleb na terenach zalewanych wodami Warty (obwód ochronny Chyrzyno<br />
i Słońsk) niż na terenach chronionych wałem przeciwpowodziwym (obwód ochronny<br />
Polder Północny).<br />
2. Oznaczone ilości metali ciężkich (Cd, Pb, Zn, Cu, Ni, Co, Mn, Fe) występują w ilościach<br />
naturalnych bądź podwyższonych, które często są spotykane w tego typu glebach. Zawartość<br />
kadmu natomiast w niektórych glebach zalewowych obwodu ochronnego Chyrzyno<br />
i Słońsk jest znaczna (średni stopień zanieczyszczenia III), która stanowi już zagrożenie<br />
dla środowiska przyrodniczego. Ponieważ na badanym obszarze nie prowadzi się<br />
działalności gospodarczej, podwyższone ilości niektórych metali ciężkich i średnie zanieczyszczenie<br />
kadmem należy wiązać z osadzanymi przez rzekę zanieczyszczeniami.<br />
3. Obszary zanieczyszczone kadmem powinny podlegać monitorowaniu zawartości tego<br />
pierwiastka w glebie, w płytko występującej wodzie gruntowej, w roślinności trawiastej<br />
i zwierzętach. W przypadku stwierdzenia nadmiernej obecności tego pierwiastka w bioobiegu<br />
należałoby zaprzestać wypasania na tym terenie bydła, a skoszoną roślinność<br />
trawiastą wywozić i kompostować.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Czarnowska K., Turemka E. 1997. Zawartość kadmu w glebach aluwialnych doliny Wisły i Żuław.<br />
Rocz. Glebozn. T. XLVIII, <strong>nr</strong> 1/2, Warszawa: <strong>31</strong>–38.<br />
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. 1993. Ocena stopnia<br />
zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa<br />
IUNG, P (53), Puławy: 20.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa.<br />
Lewandowski P., Burghardt W., Ilnicki P. 1998. Metale ciężkie w glebach doliny Warty w obrębie<br />
miasta Poznania. Rocz. Glebozn. T. XLIX, <strong>nr</strong> 3/4, Warszawa: 19–28.<br />
Malinowski R., Niedźwiecki E., Sammel A. 2004. Właściwości chemiczne zwięzłych mad cedyńskich<br />
z uwzględnieniem sposobu ich użytkowania. Rocz. Glebozn. T. LV, <strong>nr</strong> 1, Warszawa:<br />
169–173.<br />
Niedźwiecki E., Protasowicki M. 1994. Chemische Zusammensetzung von Sohlesedimenten des<br />
Fahrwassers der Oder bei Świnoujście-Szczecin. Exkursionsführer Nordost-Deutschland<br />
und Westpolen, Teil 3: Exkursion Mecklenburg-Vorpommern und Westpolen zu den DGB-<br />
Tagungen der Kommissionen V u. VI der DBG: „Vom Punkt zum Raum“ sowie der AGBodenerosion<br />
„Modelle und Methoden zur Abschätzung von Erosionsrisiken in der Ladschaft“.<br />
ZALF-Bericht <strong>nr</strong> 14 Müncheberg:167–168.<br />
Niedźwiecki E., Protasowicki M., Wojcieszczuk T., Zabłocki Z., Meller E., Malinowski R., Sammel<br />
A. 2001. Osady denne z pogłębiania torów wodnych, kanałów portowych oraz możliwości ich<br />
wykorzystania na przykładzie pola refulacyjnego Ostrów Grabowski w Szczecinie. Fol. Univ.<br />
Agric. Stetin. Agricultura (87): 159–164.<br />
44
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Niedźwiecki E., Protasowicki M., Malinowski R., Meller E., Sammel A., Mroziński W. 2006a. Content<br />
of heavy metals in organic soils of the Dziwna strait valley (near Jarzebowo) and the<br />
Rega valley (near Włodarka) under grassland vegetation with halophytes. Salt grasslands<br />
and coastal meadows, edited by He<strong>nr</strong>yk Czyż. Wydawnictwo Naukowe Akademii Rolniczej<br />
w Szczecinie: 79–83.<br />
Niedźwiecki E., Protasowicki M., Poleszczuk G., Meller E., Malinowski R., Ciemniak A. 2006b.<br />
Chemical Properties of the Soils of the Southern Part of Gryfiński Polder within the Dolna<br />
Odra Valley Landscape Park. Polish J. Environ. Stud. Vol. 15, no. 5d (2006),Olsztyn: 327–<br />
332.<br />
PIOŚ 1995. Podstawy oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb. Metale ciężkie, siarka i WWA.<br />
Biblioteka Monitoringu Środowiska. PIOŚ, Warszawa: 28.<br />
Protasowicki M., Niedźwiecki E. 1995. Zanieczyszczenie osadów dennych ujścia Odry metalami<br />
ciężkimi w świetle wieloletnich badań. W: Europejski ład ekologiczny, a problemy ochrony<br />
środowiska krajów nadbałtyckich. Red. J. Chojnacki i E., J., Pałyga. Bibl. Fund. Im. J. Modrzejewskiego<br />
(XIV). Folia Humanitates (6): 122–127.<br />
WIOŚ 2002. Stan Środowiska w Gorzowie Wielkopolskim w latach 2000–2001. Wojewódzki Inspektorat<br />
Ochrony Środowiska w Zielonej Górze delegatura w Gorzowie Wielkopolskim,<br />
Urząd Miejski w Gorzowie Wielkopolskim. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Gorzów Wielkopolski:<br />
39–75.<br />
CONTENT OF HEAVY METALS IN SOILS OF THE WARTA MOUTH NATIONAL PARK<br />
Soil studies were conducted within the National Park “Ujscie Warty” where the Warta<br />
River meets the Odra River. Their purpose was to determine the degree of contamination of<br />
main soil types with heavy metals.<br />
On the basis of these examinations it was found that this area is covered with different<br />
kinds of alluvial and organic soils (mud-muck and peat-muck soils).<br />
These soils, regardless of their type, are most frequently characterised by a natural or<br />
elevated heavy metal content in their soil profiles ( Cd, Co,Cu, Ni, Pb, Zn, Mn, Fe). On the<br />
Warta flooded area, mainly, there are some points with the soils contaminated by cadmium.<br />
The cadmium content in the soil, ground water, grass vegetation and animals should be<br />
monitored there. In the case of its excessive presence in biocirculation, cattle grazing shoud<br />
be stopped and mown grass vegetation removed and composted.<br />
45
Bioakumulacja<br />
Żyzność siedlisk leśnych w gminie Ujazd*<br />
WPROWADZENIE. Gleba jako jeden z podstawowych elementów siedliska ma ogromny<br />
wpływ na funkcjonowanie i kształtowanie leśnych zbiorowisk roślinnych. Na terenach<br />
nizinnych przy jednolitych warunkach klimatycznych potencjalna żyzność siedliska utożsamiana<br />
jest z żyznością samej gleby.<br />
Przedmiotem pracy jest siedlisko leśne, a dokładniej jego żyzność. Celem niniejszej<br />
pracy jest próba oceny żyzności lasów metodą indeksów trofizmu gleb leśnych (ITGL) oraz<br />
porównanie wyników tej oceny z istniejącą klasyfikacją siedlisk leśnych według Instytutu<br />
Badawczego Leśnictwa.<br />
MATERIAŁ I METODY. Badania prowadzono na obszarze gminy Ujazd w powiecie tomaszowskim<br />
woj. łódzkiego. Za wyborem tej gminy przemawiał znaczny procentowy udział<br />
powierzchni kompleksów leśnych oraz występująca tutaj duża różnorodność typów siedliskowych<br />
lasu pozwalająca na pełne scharakteryzowanie powiązań las – gleba. Kompleksy<br />
te znajdują się w dawnym zasięgu Puszczy Łódzkiej i tworzą obecnie wyłącznie typ gospodarczy<br />
drzewostanu.<br />
Instytut Badawczy Leśnictwa jako jednostkę siedliska leśnego przyjmuje typy siedliskowe<br />
lasów. Wyróżnia je na podstawie dominującego gatunku drzewa i dzieli według uwilgotnienia<br />
na suche, świeże, wilgotne i bagienne. Charakterystyka gleby w typologii IBL zawiera<br />
informacje o jej typie, podtypie, rodzaju i gatunku oraz o formie próchnicy leśnej.<br />
Metoda oceny potencjalnej żyzności siedlisk leśnych za pomocą Indeksu Trofizmu Gleb<br />
Leśnych wymaga szczegółowych analiz gleboznawczych we wszystkich poziomach genetycznych<br />
profili gleb leśnych. Pozwala to na równorzędne traktowanie głębszych warstw<br />
gleby ważnych dla rozwoju roślinności – szczególnie drzewiastej.<br />
Indeks trofizmu gleb leśnych (ITGL) to średnia ważona sumy wskaźników (Isuma),<br />
gdzie wagą jest miąższość poziomów genetycznych. Na I suma<br />
składają się takie wskaźniki,<br />
jak: zawartość frakcji pylastej (I pył<br />
), części spławialnych (I czs<br />
), odczyn (I pH<br />
), suma kationów<br />
wymiennych (I kat<br />
) i stopień rozkładu materii organicznej (I C/N<br />
), pomniejszone o wskaźnik zawartości<br />
frakcji szkieletowych (I szk<br />
). Pozwala to na ujęcie podstawowych właściwości gleb<br />
w jedną całość i przedstawienie ich w postaci liczbowej [Brożek 2001; Brożek, Lasota, Zwydak<br />
2001].<br />
ITGL = Suma w profilu (Isuma w poziomie genetycznym x jego miąższość)<br />
miąższość profilu<br />
Wskaźnikami są odpowiednio przyporządkowane przedziałom danej cechy liczby całkowite<br />
(tab.1), wyliczane dla wszystkich poziomów genetycznych, w których dana cecha<br />
gleby występuje. Przyporządkowanie wartości liczbowej poszczególnym przedziałom cech<br />
odbywało się przy uwzględnieniu założenia, że cały zakres danej cechy ma odpowiadać<br />
zmienności tej cechy w glebach leśnych Polski. Przy wskaźniku stopnia rozkładu materii organicznej<br />
(I C/N<br />
) zawartość węgla organicznego (C) poniżej 0,29% uznawana jest jako jego<br />
brak i próbki te są pomijane w liczeniu indeksu [Brożek 2001].<br />
Suma kationów wymiennych na potrzeby metody przeliczona została z jednostek masy<br />
na jednostki objętościowe. Dokonane to zostało w celu otrzymania danych porównywalnych<br />
zarówno w całym profilu, jak i między profilami, bez względu na różnice gęstości objętościowej.<br />
Wykorzystano do tego opracowany przez Brożka [2001] wzór na gęstość objętościową<br />
D. D=1,3773 · e -0,0547·x , gdzie x to zawartość węgla organicznego w procentach. W prób-<br />
* Dr. Anna Trawczyńska, dr. Wojciech Tołoczko – Zakład Gleboznawstwa i Geoekologii, Uniwersytet<br />
Łódzki.<br />
46
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
kach z zawartością węgla organicznego poniżej 0,29%, a więc tych, w których nie był on liczony,<br />
przyjęto stałą wartość gęstości objętościowej wynoszącą 1,38g·cm -3 .<br />
Na podstawie ITGL Brożek proponuje podział gleb leśnych na następujące odmiany troficzne:<br />
gleby dystroficzne – ITGL do 10,0; gleby oligotroficzne – ITGL 10,1–16,0; gleby mezotroficzne<br />
– ITGL od 16,1–26; gleby eutroficzne – ITGL 26,1 do 36,0; gleby hipertroficzne – ITGL<br />
ponad 36,0.<br />
Tabela 1. Zakresy właściwości gleb i odpowiadające im wartości liczbowe wskaźników.<br />
Funkcje granulometryczne<br />
>1,0 mm 0,1–0,02 mm 50<br />
1<br />
2<br />
3<br />
4<br />
5<br />
6<br />
7<br />
8<br />
9<br />
10<br />
0–1<br />
2<br />
3<br />
4–5<br />
6–7<br />
8–10<br />
11–15<br />
16–25<br />
26–50<br />
>50<br />
1<br />
2<br />
3<br />
4<br />
5<br />
6<br />
7<br />
8<br />
9<br />
10<br />
pH w H 2<br />
O I pH<br />
wymiennych<br />
Suma zasad<br />
(S)<br />
=8,0<br />
1<br />
2<br />
3<br />
4<br />
5<br />
6<br />
7<br />
8<br />
9<br />
10<br />
0,1<br />
0,2<br />
0,3–0,4<br />
0,5–0,6<br />
0,7–1,0<br />
1,1–2,0<br />
2,1–5,0<br />
5,1–10,0<br />
10,1–12,0<br />
>20,0<br />
I kat<br />
C/N I C/N<br />
1<br />
2<br />
3<br />
4<br />
5<br />
6<br />
7<br />
8<br />
9<br />
10<br />
>30,0<br />
25,1–30,0<br />
22,1–25,0<br />
20,1–22,0<br />
18,1–20,0<br />
16,1–18,0<br />
14,1–16,0<br />
12,1–14,0<br />
10,1–12,0<br />
Bioakumulacja<br />
toryjnych. Cztery stanowiska (1, 2, 6 i 7) są usytuowane w siedliskach świeżych, pozostałe<br />
związane są z siedliskami bardziej wilgotnymi, co wiąże się z występowaniem tam gleb organicznych<br />
lub murszowych [Stefaniak 1991].<br />
Odkrywki glebowe zostały wykopane w zależności od warunków terenowych do głębokości<br />
1,0–1,2 m. W przypadku profilu 7 twarde podłoże uniemożliwiło wykonanie głębszego<br />
profilu. W pobranych z każdego poziomu genetycznego próbkach glebowych wykonano<br />
oznaczenia wymaganych w zastosowanej metodzie właściwości gleb. Metodami<br />
powszechnie stosowanymi w laboratoriach gleboznawczych oznaczono w nich skład granulometryczny,<br />
zawartość węgla organicznego, zawartość azotu całkowitego, odczyn gleby<br />
(pH) w H 2<br />
O i KCl i sumę kationów wymiennych (tab.2).<br />
Tabela 2. Wybrane właściwości badanych gleb<br />
Stanowisko<br />
i<br />
<strong>nr</strong>. profilu<br />
I<br />
(Bśw)<br />
1<br />
O<br />
A<br />
BvC<br />
C<br />
Symbol<br />
poziomu<br />
genetycznego<br />
Miąższość<br />
poziomu<br />
[cm]<br />
7–0<br />
0–13<br />
13–45<br />
45–100<br />
pH<br />
w<br />
KCl<br />
3,0<br />
4,5<br />
4,7<br />
pH<br />
w<br />
H 2<br />
O<br />
3,7<br />
4,7<br />
4,9<br />
Węgiel<br />
organiczny<br />
C [%]<br />
Azot<br />
N [%]<br />
C/N<br />
Suma<br />
kationów<br />
zasadowych<br />
S<br />
[cmol + · kg -1 ]<br />
4,36 0,13 33,53 1,4<br />
1,4<br />
2,8<br />
Typ gleby<br />
i grupa<br />
granulometryczna<br />
gleba rdzawa,<br />
piasek luźny<br />
II<br />
(BMśw)<br />
2<br />
O<br />
AEes<br />
Bhfe<br />
C<br />
4–0<br />
0–10<br />
10–40<br />
40–100<br />
3,2<br />
4,4<br />
4,5<br />
4,1<br />
4,8<br />
4,6<br />
1,02 0,06 17,0 1,4<br />
0,6<br />
1,2<br />
gleba bielicowa,<br />
piasek luźny<br />
III (LMb)<br />
3<br />
O<br />
Otwy1<br />
Otwy2<br />
D1<br />
D2<br />
7–0<br />
0–35<br />
35–55<br />
55–80<br />
80–100<br />
2,9<br />
3,3<br />
4,0<br />
4.4<br />
3,7<br />
2,9<br />
4,5<br />
4,9<br />
46,65<br />
5,79<br />
2,41<br />
0,28<br />
19,35<br />
20,69<br />
16,0<br />
26,0<br />
0,4<br />
1,0<br />
gleba torfowa,<br />
torf torfowiska<br />
wysokiego na<br />
piasku luźnym<br />
IV<br />
(Ol)<br />
4<br />
V<br />
(Lw)<br />
5<br />
O<br />
Mt<br />
Otni1<br />
Otni2<br />
Otni3<br />
D<br />
O<br />
Amu<br />
AC<br />
Cgg<br />
4–0<br />
0–5<br />
5–20<br />
20–35<br />
35–55<br />
55–100<br />
5–0<br />
0–15<br />
15–35<br />
35–100<br />
3,1<br />
2,9<br />
3,5<br />
4,0<br />
4,7<br />
3,6<br />
4,4<br />
4,7<br />
4,0<br />
3,5<br />
3,5<br />
4,5<br />
5,2<br />
3,9<br />
4,6<br />
5,0<br />
26,54<br />
51,94<br />
49,04<br />
8,22<br />
0,81<br />
2,02<br />
1,96<br />
0,25<br />
32,76<br />
25,71<br />
25,02<br />
32,87<br />
11,2<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
4,4<br />
2,0<br />
4,53 0,42 10,77 2,8<br />
1,4<br />
1,2<br />
gleba torfowa,<br />
torf torfowiska<br />
niskiego na<br />
piasku luźnym<br />
gleba<br />
murszowata na<br />
piasku luźnym<br />
VI (Lśw(z))<br />
6<br />
VII (Lśw(n))<br />
7<br />
O<br />
A<br />
Eet<br />
Bt<br />
O<br />
AEes<br />
Eet<br />
Bt<br />
3–0<br />
0–5<br />
5–40<br />
40–80<br />
3–0<br />
0–7<br />
7–35<br />
35–45<br />
3,4<br />
4,1<br />
3,9<br />
3,5<br />
4,0<br />
4,0<br />
4,4<br />
4,6<br />
4,7<br />
4,0<br />
4,5<br />
5,1<br />
4,6 0,27 35,38 5,2<br />
1,2<br />
3,0<br />
2,33 0,20 11,35 1,8<br />
2,2<br />
12,6<br />
gleba płowa,<br />
piasek słabogliniasty<br />
na piasku<br />
gliniastym<br />
mocnym<br />
gleba płowa,<br />
piasek gliniasty<br />
lekki pylasty na<br />
glinie lekkiej<br />
i średniej<br />
Bśw – bór świeży, BMśw – bór mieszany świeży, LMb – las mieszany bagienny, Ol – las olsowy,<br />
Lw – las wilgotny, Lśw(z) – las świeży zniekształcony, Lśw(n) – las świeży naturalny.<br />
48
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Następnie korzystając z metody ITGL wyliczono średnią ważoną sumy wskaźników.<br />
Indeks trofizmu gleb leśnych obliczony został dla 6 profili, nie obliczono go w profilu 4 ze<br />
względu na brak kompletu wyników analiz chemicznych. Wartości wskaźników dla poszczególnych<br />
poziomów glebowych przedstawia tabela 3.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Na stanowisku 1 położonym w obrębie typu siedliskowego boru<br />
świeżego indeks trofizmu wynosił 13,55 i pozwalał zaliczyć glebę do oligotroficznych. Wartości<br />
wskaźnika w borze świeżym nie przekraczają przeważnie wartości 10,0, można więc<br />
wnioskować, że na stanowisku 1 mamy do czynienia z najżyźniejszą wersją boru świeżego.<br />
Na podniesienie wartości ITGL w tym profilu w głównej mierze wpływa stosunkowo wysokie<br />
pH (4,9) w głębiej położonych poziomach profilu oraz wysoka suma kationów zasadowych.<br />
Tabela 3. Wskaźniki liczbowe oraz wartości indeksów trofizmu gleb leśnych w badanych profilach<br />
glebowych<br />
Nr.<br />
profilu<br />
Głębokość<br />
poziomu<br />
Frakcja [%]<br />
Wskaźniki<br />
>!,0 0,1–0,02
Bioakumulacja<br />
Stanowisko 5 położone w obrębie lasu wilgotnego cechuje się niską wartością indeksu<br />
w stosunku do tego typu siedliskowego lasu. ITGL osiąga tu wartość zaledwie 17,40, co<br />
klasyfikuje glebę do mezotroficznych. Jak wykazały wcześniejsze badania [Brożek, Lasota,<br />
Zwydak 2001] siedliska lasu osiągają wartości ITGL powyżej 26,0. Wartość indeksu w odniesieniu<br />
do szaty roślinnej siedliska, gdzie oprócz drzew liściastych licznie występuje sosna<br />
sugerować by mogła błędnie określony typ siedliskowy. Zamiast lasu wilgotnego powinno<br />
się tu raczej mówić o lesie mieszanym wilgotnym.<br />
Stanowiska 6 i 7 również są związane z typami siedliskowymi lasu, tylko że uwilgotnienia<br />
świeżego: zniekształconym – stanowisko 7 i naturalnym – stanowisko 6. Te różnice<br />
żyzności potwierdza także wyliczony indeks trofizmu gleb leśnych, osiągając wartości<br />
25,62 na stanowisku 6 i 30,75 na stanowisku 7. Tę ostatnią wartość ITGL należy przyjąć<br />
jako orientacyjną ze względu na niepełną odkrywkę glebową. Na stanowisku 6 do znacznego<br />
obniżenia indeksu przyczynia się w dużej mierze wysoki stosunek C:N, świadczący<br />
o niskim tempie rozkładu materii organicznej. Wysokie natomiast wartości mają wskaźniki<br />
frakcji oraz wysycenia kationami zasadowymi.<br />
W profilu 7 frakcji wartości wskaźników frakcji są prawie optymalne, wskaźniki rozkładu<br />
materii organicznej i sumy kationów wymiennych – wysokie, przy stosunkowo niskich wartościach<br />
wskaźników odczynu w warstwach przypowierzchniowych.<br />
Pomierzony indeks wyraźnie wskazuje na wzrost wartości wskaźnika (równoważny ze<br />
wzrostem żyzności chemicznej) od siedlisk borowych do siedlisk leśnych. Nie we wszystkich<br />
jednak przypadkach zależność ta jest ewidentna, co wskazuje na duże znaczenie innych<br />
elementów żyzności (mikro- i mezoorganizmy, ukształtowanie terenu itp.) lub na niedoskonałość<br />
samej metody.<br />
Na podstawie przeprowadzonych badań można zauważyć, że wskaźnik żyzności<br />
wyliczony metodą indeksu trofizmu gleb leśnych daje nieco uproszczony i zgeneralizowany<br />
obraz trofizmu danego siedliska leśnego. Jego zakres zmienności w obrębie jednego<br />
typu siedliskowego jest bardzo duży, co wydaje się być korzystne ze względu na<br />
możliwości dokładniejszej analizy trofizmu. Indeks nie tworzy jednak przedziałów zamkniętych<br />
w obrębie typów siedliskowych, co wyklucza przyjęcie go jako wskaźnika ich<br />
delimitacji.<br />
Wnioskowanie o wyglądzie siedliska, jego typie oraz potencjalnej roślinności na podstawie<br />
samego indeksu także wydaje się być nieuzasadnione. Najlepiej ukazuje to porównanie<br />
dwóch stanowisk badawczych 1 i 2. Wartości indeksu są tutaj bardzo zbliżone<br />
do siebie (13,55 i 13,70) co sugerowałoby fitosocjologiczne podobieństwo tych dwóch<br />
siedlisk. W rzeczywistości jednak należą one do różnych typów siedliskowych lasu oraz<br />
znacznie różnią się obrazem rośliności, zwłaszcza w warstwach runa i podszycia. Stanowisko<br />
1 ma warstwy te silnie zredukowane w przeciwieństwie do stanowiska 2, o bujnie<br />
rozwiniętej roślinności runa i podszycia. Potwierdza to wniosek, że tak pomierzony indeks<br />
obrazuje głównie dostępność składników pokarmowych dla drzewostanów, nie można go<br />
jednak powiązać z roślinnością o płytszych systemach korzeniowych. Indeks przedstawia<br />
średni trofizm w całym profilu glebowym, a jak wiadomo każda średnia jest obarczona<br />
dużym błędem pomiarowym. Dla wyglądu siedliska leśnego ogromne znaczenie ma<br />
rozkład cech fizykochemicznych gleby w poszczególnych warstwach profilu. Stanowisko<br />
2, zaliczane według klasyfikacji IBL o stopień żyzności wyżej od stanowiska 1, cechuje<br />
korzystny układ cech fizykochemicznych w wierzchnich warstwach gleby i stopniowe ich<br />
pogarszanie się w głąb profilu. Na stanowisku 1 zaś najuboższe są warstwy wierzchnie,<br />
zatem mimo podobnych wartości indeksu trofizmu stanowiska te znacznie różnią się między<br />
sobą.<br />
50
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
WNIOSKI. Na podstawie przeprowadzanych obserwacji i pobranych prób sformulowano<br />
następujące wnioski:<br />
1. Obliczony indeks trofizmu gleb leśnych odznacza się dużym zróżnicowaniem, osiągając<br />
wartości od 13,55 do 30,75, co sugeruje duże zakresy zmienności żyzności w badanych<br />
glebach.<br />
2. Najkorzystniejszym układem cech fizykochemicznych z punktu widzenia żyzności odznaczają<br />
się stanowiska 6 i 7 położone w obrębie typu gleb płowych i związane z typem<br />
siedliskowym lasu świeżego.<br />
3. Stwierdzono, że stanowiska 1 i 2 związane z odmiennymi typami siedliskowymi lasu<br />
odznaczają się zbliżonymi wartościami indeksu trofizmu. Na tej podstawie można wnioskować,<br />
że tak obliczany indeks trofizmu gleb leśnych może być obarczony pewnymi<br />
błędami pomiarowymi ze względu na uśrednianie wartości potencjalnej żyzności w całym<br />
profilu glebowym.<br />
4. Indeks trofizmu gleb leśnych może być dobrym uzupełnieniem innych, nieliczbowych<br />
klasyfikacji siedlisk, dopełniając informacje o ich żyzności oraz może stać się jednym<br />
z kryteriów wydzielania typów siedliskowych lasów w sytuacjach problemowych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Brożek S. 2001. Indeks trofizmu gleb leśnych. Acta Agr. Et Silv. Sre. Silv. 39:15–33.<br />
Brożek S., Lasota J., Zwydak M. 2001. Próba wykorzystania indeksu trofizmu gleb leśnych do<br />
diagnozy siedlisk nizinnych i wyżynnych. Acta Agr. Et Silv Sre. Silv. 39: 35–46.<br />
Kowalkowski A. 1999. Rola gleboznawstwa i geologii w typologicznej analizie lasu. Sylvan. Rok<br />
CXLI-II 1999, <strong>nr</strong> 10: 95–117.<br />
Nowacki K. 1992. Objaśnienia do szczegółowej mapy geologicznej Polski. Arkusz Ujazd Państwowy<br />
Instytut Geologiczny Warszawa.<br />
Sosiński K. 2003. Mapa przeglądowa siedlisk nadleśnictwa Brzeziny, obrębu Regny 1:25000 Regionalna<br />
Dyrekcja Lasów Państwowych w Łodzi.<br />
Stefaniak P. 1991. Operat glebowo-siedliskowy nadleśnictwa Brzeziny. Biuro Urządzania Lasu<br />
i Geodezji Leśnej Warszawa.<br />
Fertility of forest habitats in the borough of Ujazd<br />
The purpose of the present work was to assess fertility of forests in the borough of<br />
Ujazd with the Forest Soil Trophism Index method (ITGL) and to compare the results of the<br />
assessment with the existing forest habitat classification by the Research Institute of Forestry.<br />
ITGL method needs detailed soil science analyses at all levels of soil profiles.<br />
ITGL is a weighted-average of total of the index numbers and the weigh is the thickness of<br />
soil levels. ITGL consists of index numbers such as; content of clay and silt fraction, reaction, exchangeable<br />
cations sum and the organic matter decomposition rate (C/N), decreased of soil skeleton<br />
fraction index. ITGL is an equivalent treatment of deeper soil layers important for the vegetation<br />
development and ignored in the other methods of assessing the fertility of forest habitats, as<br />
well as the depiction of basic properties of soils as a whole and its presentation with numbers.<br />
Seven stations in different types of forest habitat were examined and they were chosen in<br />
such a way so they could characterize with specific but, at the same time, representative habitat<br />
properties. Calculated ITGL characterizes with a considerable diversity of values, which<br />
implies wide changeability of the examined soils. Despite some imperfection, Forest Soil Trophism<br />
Index may be a good supplement to non-numerical classification of forest habitats.<br />
51
Bioakumulacja<br />
ZAWARTOŚĆ PIERWIASTKÓW ŚLADOWYCH W GLEBACH HYDROGENICZNYCH<br />
DOLINY GRÓJECKIEJ*<br />
WPROWADZENIE. Ilości oraz profilowe rozmieszczenie całkowitej zawartości pierwiastków<br />
śladowych w glebach organicznych są słabo rozpoznane i zależą od wielu czynników. Do<br />
najważniejszych z nich należy zaliczyć trofizm wód zasilających pierwotnie tworzącą się masę<br />
organiczną, rodzaj roślinności torfotwórczej (szuwarowa, drzewiasta lub mechowiskowa) oraz<br />
procesy zamulenia [Kuczyńska, Choromańska, 1983; Okołowicz, Sowa 1997; Sapek, Churski<br />
1983; Ilnicki 2002]. Obniżanie się zwierciadła wody gruntowej w glebach organicznych i związane<br />
z tym zintensyfikowanie procesów mineralizacji, prowadzi do zmian ilościowych i jakościowych<br />
w masie organicznej, czego skutkiem jest ciągłe zagęszczanie się tworzywa glebowgo<br />
[Bieniek i Piaścik 2000; Okruszko 1976, 1992; Piaścik i Bieniek 200; Mocek i in. 2006].<br />
Celem pracy było oznaczenie zawartości najważniejszych pierwiastków śladowych w glebach<br />
hydrogenicznych Doliny Grójeckiej, które charakteryzuje różny stopień odwodnienia.<br />
MATERIAŁ I METODY. Badaniami objęto gleby hydrogeniczne [PTG 1989] usytuowane<br />
w środkowej i południowej części Doliny Grójeckiej. Część południową stanowi obszar zmeliorowany<br />
w latach 60-tych ubiegłego stulecia, na którym powstały liczne obiekty infrastruktury<br />
technicznej (jazy, przepompownie, doprowadzalniki, rowy odwadniające itp.). Znacznie<br />
mniej jest zmieniona część środkowa, w której występują jeszcze naturalne zbiorowiska roślinności<br />
bagiennej, stanowiące głównie nieużytki, pośród których znajdują się liczne potorfia.<br />
Tereny wyżej położone pod względem hipsometrycznym przejęte zostały w użytkowanie<br />
pastwiskowe, rzadziej w łąkowe. Z wykonanych 21 odkrywek glebowych do analizy zmian<br />
w składzie chemicznym wytypowano 17 profili gleb pobagiennych (tab. 1) o zróżnicowanej<br />
wysokości zalegania wody gruntowej, a tym samym znajdujących się w różnych stadiach<br />
murszenia. Profile mieszczące się w przedziale 1–12 usytuowane zostały w zmeliorowanej<br />
części południowej doliny, natomiast profile 13–20 pochodzą z części środkowej, którą charakteryzuje<br />
naturalne stosunkowo wysokie zaleganie wody gruntowej. W pobranych próbkach<br />
glebowych oznaczono całkowitą zawartość miedzi (Cu), cynku (Zn), manganu (Mn),<br />
kadmu (Cd), niklu (Ni), ołowiu (Pb), chromu (Cr), kobaltu (Co), aluminium (Al.) i żelaza (Fe)<br />
metodą AAS na aparacie Varian 220 FS po ich uprzedniej termicznej mineralizacji w temperaturze<br />
450 0 C i rozpuszczeniu popiołu surowego w 10% HCl [Ostrowska i in. 1991].<br />
OMÓWIENIE WYNIKÓW I DYSKUSJA. Analizowane gleby zaliczono w większości do<br />
gleb organicznych. Zawartość materii organicznej w wierzchniej warstwie gleby była stosunkowo<br />
bardzo duża. Na badanym obszarze w stropowych warstwach, tworzonych przez<br />
mursze i utwory murszowate, zawartość materii organicznej wynosiła średnio dla obiektu<br />
zmeliorowanego 64,12% oraz dla części niezmeliorowanej – 70,27% (tab.1). Stwierdzona<br />
ok. 6% różnica w zawartości materii organicznej między wierzchnimi poziomami badanych<br />
obiektów mogła powstać na skutek intensywniej zachodzących procesów decesji w okresie<br />
poprzedzającym prace melioracyjne [Mocek i in. 2006].<br />
Całkowita zawartość miedzi, cynku, manganu, żelaza, chromu, kobaltu, ołowiu, kadmu<br />
i glinu była zróżnicowana w badanych profilach glebowych i zależała od wielu czynników,<br />
m.in. od stopnia zmurszenia gleby. Przeważnie malała ona w profilu glebowym wraz z głębokością<br />
(tab.1). Zawartości miedzi wahały się w szerokim przedziale od 2,55 do 29,97<br />
mg⋅kg -1 . Zdecydowanie największe jej ilości stwierdzono w poziomach wierzchnich w części<br />
zmeliorowanej doliny, gdzie wartości średnie dla poziomów M wynosiły 12,62 mg⋅kg -1<br />
* Prof. dr hab. Andrzej Mocek, Waldemar Spychalski, Piotr Gajewski – Katedra Gleboznawstwa,<br />
Akademia Rolnicza im. A. Cieszkowskiego w Poznaniu.<br />
52
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
i odpowiednio 7,92 dla poziomów głębszych (rys.1). Zawartość tego mikroelementu w części<br />
niezmeliorowanej w analizowanych poziomach wynosiła odpowiednio średnio 5,58 oraz<br />
4,69 mg⋅kg -1 . Podobne wartości dla gleb organicznych uzyskali inni autorzy [Kuczyńska,<br />
Choromańska 1984; Okołowicz, Sowa 1997; Sapek, Churski 1984]. Tak niska zawartość<br />
miedzi w glebach organicznych według wielu autorów bardzo często pogarsza jakość uzyskiwanej<br />
paszy dla zwierząt, będąc przyczyną ich wielu chorób [Oświt, Sapek 1983].<br />
Najzasobniejsze w cynk okazały się wierzchnie poziomy szczególnie zmeliorowanej<br />
części badanego obiektu. Zawartość tego metalu w tych poziomach wahała się od 18,3 do<br />
305,0 mg⋅kg -1 (tab.1), średnia jego zawartość natomiast różniła się istotnie zarówno w poziomach<br />
wierzchnich-murszowych (M), jak i głębiej zalegających torfowych (Ot), osiągając<br />
wartość 116,48 w poziomie Mt i 59,75 mg⋅kg -1 w poziomach T obiektu zmeliorowanego oraz<br />
odpowiednio 82,18 i 32,64 mg⋅kg -1 (rys.1).<br />
Średnią zasobność badanych gleb hydrogenicznych w mangan należy ocenić jako niską<br />
zarówno w poziomach murszowych jak i torfowych oznaczone zawartości tego pierwiastka<br />
były zdecydowanie poniżej średniej dla gleb organicznych (350 mg⋅kg -1 ) podawanej<br />
przez Kabatę-Pendias i Pendiasa [1999]. wartości ekstremalne wahają się w przedziale od<br />
56,0 do 3<strong>31</strong>,0 mg⋅kg -1 . Zdaniem niektórych autorów [Sapek i Churski 1984; Choromańska,<br />
Gotkiewicz 1984] zawartość manganu oraz innych mikroskładników jest związana bardzo<br />
często z procesem zamulenia terenów obniżonych.<br />
W omawianych glebach stwierdzono znaczne różnice w zawartości żelaza , którego<br />
ilości wahały się granicach 5,4–28,4 g⋅kg -1 . W utworach murszowych żelazo, podobnie jak<br />
inne składniki, jest uwalniane w trakcie mineralizacji masy organicznej [Okruszko 1976].<br />
W analizowanych profilach zaobserwowano, zwłaszcza w zmeliorowanej części doliny,<br />
większą kumulację żelaza ogółem w poziomach murszowych w stosunku do poziomów głębiej<br />
położonych.<br />
W poziomach murszowych w zmeliorowanej części doliny zawartość żelaza (Fe) wynosiła<br />
średnio 23,4 g⋅kg -1 , natomiast w części niezmeliorowanej 11,3 g⋅kg -1 . Z przedstawionych<br />
danych wynika, że poziomy murszowe występujące w zmeliorowanej części doliny zawierały<br />
żelaza przeciętnie prawie 2-krotnie więcej niż w części nieodwodnionej. Tak duża akumulacja<br />
tego składnika w masie murszowej świadczy nie tylko o wzmożonych procesach oksydo-redukcyjnych<br />
zachodzących w przeszłości, ale także o intensywniejszej mineralizacji. Potwierdzają<br />
to badania Piaścika [1996]. Piaścik i Bieniek [1995] dodatkowo stwierdzają, że przyczyną<br />
takiego stanu może być także niezbyt duże zapotrzebowanie roślin na ten składnik.<br />
Zawartości i rozmieszczenie w badanych profilach chromu, niklu, kobaltu i glinu były ze<br />
sobą silnie skorelowane. Najczęściej stwierdzono większe ich ilości w głębiej położonych<br />
poziomach torfowych, o mniejszej zawartości substancji organicznej, czyli bardziej zamulonych.<br />
Na podstawie uzyskanych wyników stwierdzono, że na zawartość wymienionych pierwiastków<br />
większy wpływ miały procesy zamulania poziomów, aniżeli postępująca w tych<br />
poziomach mineralizacja. W większości przypadków zawartość tych składników oscylowała<br />
poniżej średniej podawanej przez Kabatę Pendias i Pendiasa [1999]. Stwierdzono istotną<br />
zależność korelacyjną pomiędzy Cr i Al (R=0,92), Cr i Ni (R=0,62) oraz mniejszą wartość<br />
współczynnika między Ni i Al (R=0,45).<br />
Analizując koncentracje i profilowe rozmieszczenie kadmu i ołowiu, które należą do metali<br />
ciężkich przede wszystkim pochodzenia antropogenicznego, stwierdzono największą ich ilość<br />
w wierzchnich poziomach murszowych, co może być skutkiem silniejszej antropopresji. Zawartość<br />
kadmu wahała się od ilości śladowych do 1,<strong>31</strong> mg⋅kg -1 (tab.1) i w wielu przypadkach<br />
przekraczała podawaną dla gleb organicznych wartość średnią – 0,05 mg⋅kg -1 [Kabata Pendias,<br />
Pendias 1999]. Zaobserwowano stosunkowo silną korelację między zawartością kadmu<br />
i ołowiu oraz cynku (R=0,86), co może świadczyć o wspólnym pochodzeniu tych składników.<br />
Podobne relacje zaobserwowano w odniesieniu do kadmu i cynku, oraz ołowiu i cynku.<br />
53
Bioakumulacja<br />
Tabela 1. Zawartość analizowanych pierwiastków w profilach gleb hydrogenicznych<br />
Nr<br />
prof.<br />
Poz.<br />
genet.<br />
Głęb.<br />
pobrania<br />
Mat.<br />
org.<br />
Cu Zn Mn Cd Ni Pb Cr Co Al Fe<br />
mg⋅kg -1 g⋅kg -1<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14<br />
Południowa część Doliny Grójeckiej – zmeliorowana<br />
Mt 5–25 63,24 5,26 96,2 151,0 0,36 3,09 28,99 6,60 0,76 0,59 23,50<br />
1 Otni 35–50 41,69 4,60 124,4 101,9 0,26 2,56 19,93 6,04 0,71 0,52 18,30<br />
Om 60–80 54,25 3,75 43,2 64,2 0,05 2,36 12,95 4,92 0,77 0,51 10,60<br />
2<br />
Mt 10–25 82,54 4,14 26,9 74,0 0,10 2,57 12,51 3,60 0,35 0,<strong>31</strong> 28,40<br />
Otni 30–45 86,22 4,15 72,7 83,6 0,05 12,15 3,64 11,18 4,22 1,10 8,60<br />
3<br />
Mt 10–20 79,65 7,77 96,8 108,8 0,32 5,46 24,64 6,03 0,66 0,44 26,30<br />
Otni 50–70 82,32 10,53 17,8 82,3 0,09 11,07 0,88 5,69 0,98 0,30 23,90<br />
Mt 10–20 79,41 12,29 108,6 191,6 0,49 7,20 26,56 7,20 1,07 0,59 14,80<br />
OM 25–40 81,69 13,89 12,1 94,8 0,09 10,86 1,47 6,36 0,33 0,37 17,50<br />
4 Otni 60–80 86,22 10,95 16,1 78,1 0,11 12,15 0,61 4,49 1,<strong>31</strong> 0,23 15,20<br />
Ogy1 90–110 82,67 9,94 28,6 76,2 0,04 28,00 0,70 6,48 5,38 0,30 18,70<br />
Ogy2 130–150 81,02 9,16 50,5 72,2 0,04 <strong>31</strong>,00 0,57 6,29 4,89 0,23 27,70<br />
5 AOM 5–15 32,56 18,75 106,4 89,5 0,25 12,94 8,61 16,69 1,38 1,80 15,50<br />
Mt1 5–15 71,54 17,08 305,0 275,0 1,<strong>31</strong> 9,56 56,00 9,61 1,88 0,87 20,70<br />
6 Mt2 15–30 70,39 29,97 39,0 164,6 0,39 17,89 5,87 17,76 1,30 1,11 27,80<br />
Otni 35–50 46,02 14,03 74,2 123,6 0,26 19,65 8,14 18,12 2,70 1,69 17,40<br />
7<br />
AOM1 5–10 40,25 17,02 64,4 121,6 0,23 12,74 10,42 9,36 0,85 0,58 28,50<br />
AOM2 15–20 46,98 14,54 29,8 115,0 0,16 17,18 5,46 15,09 1,52 0,97 27,80<br />
M t<br />
10–15 65,23 19,79 191,0 151,6 0,91 19,17 39,12 12,<strong>31</strong> 2,<strong>31</strong> 1,25 18,60<br />
10<br />
m<br />
O m<br />
M 20–25 16,98 4,38 20,3 83,5 0,00 4,20 2,66 3,91 1,98 1,13 28,10<br />
O 50–60 15,01 5,89 96,3 54,8 0,20 12,40 9,83 15,<strong>31</strong> 1,42 1,53 7,30<br />
O mtni<br />
80–90 30,55 9,08 151,5 100,1 0,17 23,23 6,08 23,38 5,11 2,45 12,90<br />
11<br />
AOM 5–15 65,02 7,59 76,2 207,0 0,27 5,24 23,50 7,57 1,16 0,56 32,60<br />
AM 15–20 14,02 2,98 17,3 59,3 0,04 2,68 2,56 5,65 0,25 0,57 9,20<br />
M t<br />
5–15 77,28 4,66 68,3 109,9 0,39 3,16 27,14 5,72 0,60 0,38 26,60<br />
12<br />
O m<br />
30–35 87,35 9,37 83,2 91,2 0,09 13,38 10,20 14,01 1,44 1,45 14,50<br />
O tni1<br />
50–60 85,87 6,76 10,7 95,4 0,00 4,65 0,71 3,90 0,27 0,18 23,10<br />
O tni2<br />
70–80 88,45 3,29 10,6 87,3 0,05 4,20 0,37 2,79 0,33 0,10 18,10<br />
Część środkowa Doliny Grójeckiej – niezmeliorowana<br />
13<br />
M t<br />
5–15 57,,01 5,67 74,2 121,4 0,<strong>31</strong> 3,57 19,43 7,15 0,90 0,67 15,10<br />
OM 40–50 67,05 6,22 53,0 135,2 0,21 3,66 14,15 7,03 0,72 0,54 20,50<br />
M t<br />
10–20 63,98 5,96 18,3 119,9 0,10 2,83 3,36 5,40 0,38 0,60 7,20<br />
OM 25–30 76,92 7,13 30,8 224,9 0,00 3,18 4,46 4,88 0,52 0,47 9,10<br />
14 O tni1<br />
50–60 85,06 6,18 9,9 125,4 0,00 4,08 0,38 3,65 0,29 0,24 7,20<br />
O tni2<br />
70–80 88,56 4,51 13,7 60,5 0,18 3,23 0,98 2,76 0,20 0,23 5,40<br />
O tni3<br />
120–140 44,52 3,11 69,0 56,0 0,01 7,38 3,19 10,69 1,45 1,13 5,90<br />
15 AOM 5–15 75,22 8,10 90,5 192,3 0,49 4,44 54,00 7,79 1,46 0,73 17,90<br />
M t<br />
5–15 79,22 7,36 156,5 221,6 0,47 3,81 22,79 6,52 1,09 0,58 10,10<br />
16<br />
tni2<br />
O tni1<br />
30–40 91,12 2,55 17,0 80,0 0,09 1,81 0,66 2,10 0,40 0,11 5,70<br />
O 60–70 69,12 5,63 55,6 91,8 0,05 12,30 3,37 16,10 2,91 1,58 9,70<br />
O tni3<br />
70–80 51,23 5,38 13,0 70,8 0,03 2,52 1,62 3,97 0,38 0,27 22,90<br />
18 t<br />
O tni<br />
40–50 66,24 5,22 <strong>31</strong>,1 78,4 0,14 4,11 8,39 6,26 0,61 0,56 10,70<br />
M 5–20 61,48 3,71 34,1 116,7 0,11 3,05 11,72 4,79 0,39 0,41 16,00<br />
19 t<br />
O tni2<br />
50–60 52,04 5,45 53,1 62,3 0,07 12,30 3,36 16,20 2,17 1,73 10,00<br />
M 10–20 64,45 7,13 145,3 3<strong>31</strong>,0 0,41 3,46 21,64 6,15 0,77 0,51 10,50<br />
20<br />
M t<br />
10–20 77,25 3,62 64,7 182,6 0,30 2,91 9,22 2,76 0,36 0,29 8,90<br />
O tni<br />
55–65 75,32 4,22 <strong>31</strong>,4 114,4 0,08 5,52 1,97 6,47 1,01 0,66 7,70<br />
54
nych.<br />
200<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
mulacj elaza ogóem w poziomach murszowych w stosunku do Mt(z poziomów terenu zmeliorowanego)<br />
gbiej pooonych.<br />
180<br />
Otni(z terenu zmeliorowanego)<br />
mg • kg -1<br />
160<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
mg • kg -1<br />
20<br />
0<br />
200<br />
180<br />
160<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20 cu cr mn cd ni Pb Zn co<br />
Mt(z mt(z terenu zmeliorowanego)<br />
nie<br />
zmeliorowanego)<br />
Otni(z otni(z terenu zmeliorowanego)<br />
nie<br />
zmeliorowanego)<br />
mt(z terenu nie<br />
zmeliorowanego)<br />
otni(z terenu nie<br />
zmeliorowanego)<br />
0<br />
cu cr mn cd ni Pb Zn co<br />
Rys. 1 rednia zawarto Cu, Cr ,Mn, Cd, Ni, Pb, Zn, Co w poziomach murszowych i torfowych<br />
zawartość analizowanych Cu, gleb Cr ,Mn, Cd, Ni, Pb, Zn, Co w poziomach murszowych i torfowych<br />
Rys. 1. Średnia<br />
Rys. 1 rednia zawarto Cu, Cr ,Mn, Cd, Ni, Pb, Zn, Co w poziomach murszowych i torfowych<br />
analizowanych gleb analizowanych gleb<br />
g • kg -1<br />
2<br />
20<br />
1<br />
10<br />
g • kg -1<br />
2<br />
20<br />
1<br />
10<br />
mt( z terenu<br />
zmeliorowanego)<br />
mt( z terenu<br />
zmeliorowanego)<br />
otni(z terenu<br />
otni(z zmeliorowanego)<br />
terenu<br />
zmeliorowanego)<br />
mt(z terernu nie<br />
mt(z zmeliorowanego)<br />
terernu nie<br />
zmeliorowanego)<br />
otni(z tewrenu nie<br />
otni(z zmeliorowanego)<br />
tewrenu nie<br />
zmeliorowanego)<br />
<br />
<br />
0<br />
0<br />
al<br />
al<br />
fe<br />
fe<br />
Rys. 2. Średnia Rys.2. zawartość rednia zawarto glinu glinu i żelaza i elaza w w poziomach murszowych i torfowych i torfowych analizowanych<br />
zawarto gleb glinu i elaza w poziomach murszowych i torfowych analizowa-<br />
analizowanych gleb<br />
Rys.2. rednia<br />
nych gleb<br />
Tabela 2. Wartości współczynników korelacji pomiędzy analizowanymi składnikami **<br />
Wyszczególnienie<br />
Cu Zn Mn Cd Ni Pb Cr Co Al Fe<br />
subs. org. -0,04 -0,14 0,18 0,05 0,07 0,04 -0,43 -0,09 -0,55 -0,02<br />
Cu – 0,33 0,27 0,48 0,56 0,21 0,51 0,20 0,<strong>31</strong> 0,39<br />
Zn 0,33 – 0,58 0,86 0,16 0,77 0,37 0,25 0,39 0,03<br />
Mn 0,27 0,58 – 0,65 -0,17 0,62 -0,04 -,013 -0,08 0,07<br />
Cd 0,48 0,86 0,65 – 0,04 0,86 0,16 0,01 0,12 0,18<br />
Ni 0,56 0,16 -0,17 0,04 – -0,15 0,62 0,83 0,45 0,22<br />
Pb 0,21 0,77 0,62 -0,15 -0,15 – 0,04 -0,06 0,05 0,26<br />
Cr 0,51 0,37 -0,04 0,16 0,62 0,04 – 0,54 0,92 -0,00<br />
Co 0,20 0,25 -0,13 0,01 0,84 -0,06 0,54 – 0,50 0,06<br />
Al. 0,<strong>31</strong> 0,39 -0,08 0,12 0,45 0,05 0,92 0,50 – -0,14<br />
Fe 0,39 0,03 0,07 0,18 0,22 0,24 -0,00 0,06 -0,14 –<br />
** Poziom istotności P=0,05.<br />
55
Bioakumulacja<br />
Tabela 3. Zawartości minimalne i maksymalne analizowanych składników<br />
Poz.<br />
genet.<br />
Zakres<br />
wartości<br />
Cu Cr Mn Cd Ni Pb Zn Co Al Fe<br />
mg⋅kg -1 g⋅kg -1<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12<br />
Południowa – zmeliorowana część Doliny Grójeckiej<br />
Mt maks. 29,97 17,76 275,0 1,<strong>31</strong> 19,17 56,0 305,0 2,<strong>31</strong> 1,25 28,40<br />
min. 4,14 3,60 74,0 0,10 2,57 5,87 26,9 0,35 0,<strong>31</strong> 14,80<br />
Otni maks 14,03 23,38 123,6 0,26 23,23 19,93 151,5 5,11 2,45 23,90<br />
min. 3,29 2,79 78,10 0,00 2,56 0,37 16,1 0,27 0,10 8,60<br />
Środkowa – niezmeliorowana część Doliny Grójeckiej<br />
Mt maks. 7,36 7,15 3<strong>31</strong>,0 0,47 3,81 22,79 156,5 1,09 0,67 16,00<br />
min. 3,62 2,76 116,7 0,10 2,83 3,36 18,3 0,36 0,29 7,20<br />
Otni maks. 6,18 16,20 125,4 0,18 12,30 8,39 69,0 2,91 1,73 22,90<br />
min. 2,55 2,10 56,0 0,00 1,81 0,38 9,90 0,20 0,11 5,40<br />
WNIOSKI. Na podstawie uzyskanych wyników badań oraz zebranych danych literaturowych<br />
sformułowano następujące wnioski:<br />
1. Występujące na badanym obszarze gleby organiczne uległy, zarówno w części odwodnionej,<br />
jak i nieodwodnionej, w różnym stopniu procesowi murszenia.<br />
2. Zawartość analizowanych składników była zróżnicowana, przeważnie na niskim poziomie<br />
i zależała od stopnia zmurszenia i zamulenia masy torfowej.<br />
3. Największą akumulację Cu, Zn, Mn i Fe stwierdzono w poziomach wierzchnich na terenie<br />
zmeliorowanym, zawartość Cr, Ni, Co i Al natomiast zależała przede wszystkim od<br />
stopnia zamulenia masy torfowej.<br />
4. Powierzchniowe poziomy badanych gleb, zwłaszcza w południowej części doliny, zostały<br />
wzbogacone w kadm i ołów.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bieniek B., Piaścik H. 2000.Mineralizacja organicznej masy glebowej w głęboko odwodnionych<br />
glebach torfowych na Pojezierzu Mazurskim. Rocz. AR Pozn. CCCXVII, Roln. 56: 103.<br />
Choromańska D., Gotkiewicz. 1983. Zawartość miedzi manganu i cynku w profilach gleb organicznych<br />
doliny Biebrzy. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 242: 257–265.<br />
Ilnicki P. 2002.Torfowiska i torf. Wyd. AR w Poznaniu: 606.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd. Nauk PWN,<br />
Warszawa: 389.<br />
Kuczyńska I., Choromańska D. 1983. Zawartość i rozmieszczenie różnych form rozpuszczalnych<br />
mikroelementów w profilach gleb łąkowych. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 242: 247–255.<br />
Mocek A., Gajewski P. Owczarzk W., Spychalski W. 2006. The Condition of the Soil and Pland<br />
Covers of The Grójecka Valley Part III: Impact of Chemism Changes of Hydrogenic Soils of<br />
the Grójecka Valley. Polish Journal of Environmental Studies . Vol. 15, No. 5D, Part I: 37–42.<br />
Okołowicz M., Sowa A. 1997. Gleby torfowo – murszowe rezerwatu Krzywa Góra w Kampinowskim<br />
Parku Narodowym. Rocz. Glebozn. t 48, z.: 105–121.<br />
Okruszko H. 1992. Siedliska hydrogeniczne, ich specyfika i zróżnicowanie. Bibl. Wiad. IUMZ 79, 5.<br />
Okruszko H. 1976. Wpływ melioracji wodnych na gleby organiczne w warunkach Polski. Zesz.<br />
Prob. Post. Nauk Rol. 177, 159.<br />
56
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Ostrowska A., Gawliński S., Szczubałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin.<br />
IOŚ, Warszawa.<br />
Oświt J., Sapek B. 1983. Zawartość mikroelementów w glebie i roślinach na przekroju dolinowym<br />
Góra-Lipniki w dolinie Narwi. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol.,242: <strong>31</strong>1–321.<br />
Piaścik H. 1996. Zmiany zawartości wapnia i żelaza w glebach torfowo-murszowych Pojezierza<br />
Mazurskiego. Roczn. Glebozn. 47, 3/4: 83.<br />
Piaścik H., Bieniek B. 2001. Zmiany w zawartości form żelaza powodowane procesem murszenia<br />
w warunkach zróżnicowanego odwodnienia. Roczn. Gleb. 52, suplement: 119–125.<br />
Piaścik H., Bieniek B. 2000. Zmiany właściwości gleb torfowiska Łąki Szymońskie spowodowane<br />
ponad 150-letnim użytkowaniem. Biul. Nauk. 9, UW-M Olsztyn: 143.<br />
PTG. 1989. Systematyka gleb Polski: Rocz. Glebozn. 40, 3/4, PWN Warszawa.<br />
Sapek B., Churski T. 1983. Zawartość manganu, cynku i miedzi w utworach organicznych siedlisk<br />
bagiennych na przykładzie doliny górnej Narwiu. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 242: 267–<br />
277.<br />
TRACE ELEMENTS CONTENT IN HYDROGENIC SOILS OF THE GROJECKA VALLEY<br />
Investigations dealt with hydrogenic soils situated in the middle and southern part of<br />
the Grojecka Valley. Of 21 soil pits, 17 post-swampy soil profiles with differentiated level of<br />
ground water were selected for the analysis of chemical changes. The collected soil samples<br />
were analysed for the total content of most important trace elements such as: Cu, Zn,<br />
Mn, Cd, Pb, Cr, Co, Ni, Al and Fe.<br />
The total content of copper, zinc, manganese, iron, chromium, cobalt, lead, cadmium<br />
and aluminium was different for investigated soil profiles and depended on several factors,<br />
i.e. the degree of peat earth forming and silting. The content of trace elements was<br />
expressed as mg kg -1 and varied within the ranges accordingly: Cu: 2.55 –29.97; Zn: 9.90–<br />
305.0; Mn: 56.0–275.0; Cr: 2.10–23.38; Cd: 0.0–1.<strong>31</strong>; Ni: 1.81–23.23; Pb: 0.38–56.0; Co:<br />
0.20–5.11; Al: 99.0–2448.0 and iron from 540 to 28400.<br />
57
Bioakumulacja<br />
Zawartość żelaza w niektórych glebach województwa podlaskiego*<br />
WPROWADZENIE. Żelazo jest pierwiastkiem niezbędnym dla roślin. Jego niedobory<br />
występują przy braku form przyswajalnych w glebach oraz antagonistycznego oddziaływania<br />
innych pierwiastków [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Na zawartość form rozpuszczalnych<br />
tego składnika ma wpływ odczyn gleb [Domska i in. 1998; Stępień i in. 2000].<br />
Celem badań było określenie zawartości żelaza w glebach użytkowanych rolniczo w zależności<br />
od ich odczynu w warunkach ektensywnej gospodarki nawozowej.<br />
MATERIAŁ I METODY. W 14 gminach województwa podlaskiego wytypowano po<br />
3 punkty pobrania prób glebowych. Wybrano gleby charakterystyczne dla danej gminy. Ze<br />
względu na duży udział użytków zielonych w użytkach rolnych województwa podlaskiego<br />
pobrano z nich po dwie próby, a z gruntów ornych po jednej próbie. Gleby gruntów ornych<br />
scharakteryzowano jako bielicowe wytworzone z gliny średniej, piasku gliniastego lub z gliny<br />
lekkiej (4 punkty). Większość gleb gruntów ornych to gleby brunatne właściwe i brunatne<br />
kwaśne.<br />
Gleby użytków zielonych natomiast to gleby organiczne lub organiczno mineralne typu<br />
murszowo-torfowe, murszowe, murszaste i torfowe. Większość gleb była nawożona niewielkimi<br />
dawkami nawozów mineralnych i niewielkimi dawkami nawozów organicznych lub<br />
od kilku lat nie nawożono ich wcale.<br />
Miejsca pobrania prób ustalono na podstawie mapy w skali 1:100 000. Wytypowane<br />
punkty uściślono z mapami gruntowo-rolniczymi (skala 1:5000) w celu wyboru typu gleby<br />
na danym terenie. Pobrano 42 próby średnie, na które składa się od 12 do 18 prób pojedynczych,<br />
pobranych z powierzchni kwadratów 2x2 km. Próby pobrano po zakończeniu<br />
okresu wegetacji na początku listopada 2000 r., każdą próbę pobierano z warstwy 0–20<br />
cm. W glebach oznaczano pH w 1mol KCl, żelazo całkowite po poprzedniej mineralizacji<br />
prób w stężonym kwasie azotowym oraz żelazo rozpuszczalne, które ekstrahowano<br />
10-procentowym HNO 3<br />
na zimno [Ostrowska i in. 1991]. Obie formy oznaczono metodą<br />
ASA.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. W grupie gleb użytkowanych jako grunty orne odczyn wahał<br />
się od kwaśnego do lekko kwaśnego (tab. 1). Zawartość żelaza ogólnego była najwyższa<br />
w czarnej ziemi i porównywalna do zawartości podanych przez Dąbkowską-Naskręt [2000]<br />
dla czarnych ziem kujawskich. Znacznie uboższe w żelazo były gleby brunatne kwaśne<br />
i gleby bielicowe.<br />
Zawartość rozpuszczalnego żelaza w glebach gruntów ornych typu brunatne kwaśne<br />
wahała się w zakresie 477– 632 mgFe·kg -1 . Najwięcej form rozpuszczalnych zawierały gleby<br />
bielicowe.<br />
W glebach gruntów ornych zawartość żelaza rozpuszczalnego zależała głównie od<br />
ich odczynu. Zarysowała się pewna tendencja zwiększania się zawartości tej formy żelaza<br />
wraz ze zmniejszeniem się pH (współczynnik korelacji) – 0,42, (rys. 1). Podobne zależności<br />
stwierdzili Stępień i Mercik [1998], a także Kabała i Szerszeń [1998].<br />
Autorzy ci podają, że w warunkach silnego zakwaszenia gleb zwiększa się rozpuszczalność<br />
związków żelaza, które w postaci kompleksów z ruchliwymi związkami humusowymi,<br />
a także silnie zdyspergowanymi uwodnionymi tlenkami i wolnymi jonami żelaza, są<br />
przesuwane w głąb gleby. W wielu glebach poziomy położone poniżej warstwy ornej mają<br />
wyższe pH tam, gdzie następuje zatrzymanie żelaza i jego akumulacja.<br />
* Dr inż. Mirosław Skorbiłowicz, dr inż. Elżbieta Skorbiłowicz, prof. dr hab. inż. Józefa Wiater<br />
– Politechnika Białostocka.<br />
58
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Zawartość żelaza w glebach ornych<br />
Gmina<br />
Typ gleby<br />
Zawartość żelaza [mg·kg -1 ]<br />
całkowitego<br />
rozpuszczalnego<br />
Udział żelaza<br />
ropuszczalnego<br />
w całkowitym [%]<br />
Odczyn<br />
[pH]<br />
Narew brunatna kwaśna 5004 604 12,1 4,6<br />
Narewka brunatna kwaśna 4710 484 10,3 5,0<br />
Supraśl brunatna kwaśna 5330 616 11,6 5,7<br />
Tykocin brunatna kwaśna 6400 500 7,8 5,2<br />
Knyszyn brunatna kwaśna 12650 632 5,0 5,2<br />
Wyszki brunatna właściwa 5080 327 6,4 6,2<br />
Czarna<br />
Białostocka<br />
brunatna właściwa 11450 908 7,9 5,6<br />
Gródek<br />
bielicowa<br />
z piasku słabogliniastego<br />
6250 696 11,1 4,9<br />
Łapy<br />
bielicowa wytworzona<br />
z gliny lekkiej<br />
8055 1496 18,5 4,7<br />
Krynki<br />
bielicowa wytworzona<br />
z piasku słabogliniastego<br />
5780 477 8,2 5,1<br />
Zabłudów<br />
bielicowa wytworzona<br />
z piasku słabogliniastego<br />
4300 406 9,4 5,9<br />
Michałowo bielicowa z gliny lekkiej 5700 729 12,8 5,0<br />
Bielsk<br />
Podlaski<br />
Juchnowiec<br />
Kościelny<br />
bielicowe wytworzone<br />
z gliny średniej<br />
czarno ziemia<br />
zdegradowana<br />
6595 999 15,1 4,9<br />
16650 917 5,5 5,7<br />
Wartość średnia 7425 699 10,1 –<br />
Wartość minimalna 4300 327 5,0 4,6<br />
Wartość maksymalna 16650 1496 18,5 6,2<br />
Odchylenie standardowe 3623 303 3,8 –<br />
– Nie dotyczy.<br />
1600<br />
Zawartość żelaza rozpuszczalnego [mg·kg-1]= 2112,3 - 268,4 *odczyn [pH]<br />
Współczynnik korelacji Pearsona = -0,42<br />
Zawartość żelaza rozpuszczalnego [mg·kg-1]<br />
1400<br />
1200<br />
1000<br />
800<br />
600<br />
400<br />
od wartości ich odczynu<br />
200<br />
4,4 4,8 5,2 5,6 6,0 6,4<br />
Wartość odczynu [pH]<br />
Regresja<br />
95% p.ufności<br />
Rys. 1. Współzależność zawartości żelaza rozpuszczalnego w glebach ornych od wartości ich<br />
odczynuRys.1. Współzależność zawartości żelaza rozpuszczalnego w glebach ornych<br />
W glebach łąkowych zakres wartości pH jest szeroki, od bardzo kwaśnego do lekko kwaśnego<br />
(tab.2). Najwięcej żelaza zawierały gleby torfowo-murszowe i torfowe. Mniej tego składnika<br />
3000<br />
Zawartość żelaza rozpuszczalnego [mg·kg-1]= 2552,3 - 300,2 * odczyn [pH]<br />
Współczynnik korelacji Pearsona = -0,43<br />
59<br />
mg·kg-1]<br />
2600
Bioakumulacja<br />
było w glebach murszowo-torfowych, gdzie zawartość żelaza wahała się od 4830 mg Fe·kg -1 s.m.<br />
gleby (gmina Wyszki) do 20 030 mg Fe·kg -1 w gminie Bielsk Podlaski. Również w gminie Knyszyn<br />
czarna ziemia deluwialna zawierała znaczne ilości żelaza ogónego. Na duże zróżnicowanie w zawartości<br />
żelaza w obrębie tych samych typów gleb organicznych wskazuje Borowiec [1992]. Autor<br />
ten zwraca uwagę na ścisłą zależność zawartości żelaza od zawartości substancji organicznej<br />
w tych glebach. Zawartości form rozpuszczalnych żelaza w badanych glebach w obrębie tego samego<br />
typu zależała od ich odczynu. W gminie Bielsk Podlaski badano gleby murszowo-torfowe<br />
i stwierdzono, że przy pH 3,3 żelazo rozpuszczalne stanowiło w tych glebach 9,5%, a przy pH 4,6<br />
– 5,6%. Podobnie było w gminie Krynki, gdzie w tych samych glebach przy pH 6 żelazo rozpuszczalne<br />
stanowiło 3,7%, a przy pH 5,4 – 5,3%. Współczynnik korelacji dla zawartości żelaza rozpuszczalnego<br />
w zależności do odczynu wynosił – 0,43 (rys. 2). Najwięcej żelaza ekstrahowanego<br />
10-procentowym HNO 3<br />
było w glebach murszowo-torfowych i murszastych. Udział procentowy<br />
żelaza ekstrakowanego w tych glebach w odniesieniu do żelaza całkowitego wynosił ok. 10%.<br />
Tabela 2. Zawartość żelaza w glebach użytków zielonych<br />
Gmina<br />
Bielsk<br />
Podlaski<br />
Krynki<br />
Narew<br />
Narewka<br />
Wyszki<br />
Juchnowiec<br />
kościelny<br />
Zabłudów<br />
Michałowo<br />
Czarna<br />
Białostocka<br />
Łapy<br />
Gródek<br />
Supraśl<br />
Tykocin<br />
Knyszyn<br />
Rodzaj<br />
Gleby<br />
Murszowo-torfowa<br />
murszowo-torfowa<br />
murszowo-torfowa<br />
murszowo<br />
torfowa<br />
murszowo-torfowa<br />
murszowo-torfowe<br />
murszasta<br />
murszaste<br />
murszasta<br />
murszasto-torfowa<br />
murszasta z piasku<br />
słabogliniastego<br />
murszasta<br />
murszowo-torfowa<br />
torfowo-murszowa<br />
torfowo-murszowa<br />
torfowe<br />
torfowo-murszasta<br />
czarne ziemie<br />
deluwialne<br />
Zawartość żelaza [mg·kg -1 ]<br />
całkowitego<br />
rozpuszczalnego<br />
Udział żelaza<br />
ropuszczalnego<br />
w całkowitym [%]<br />
Odczyn<br />
[pH]<br />
16220 1548 9,5 3,3<br />
20030 1130 5,6 4,7<br />
16935 900 5,3 5,4<br />
11420 423 3,7 6,0<br />
9750 682 7,0 4,7<br />
11700 10<strong>31</strong> 8,8 3,5<br />
13030 1477 11,3 4,1<br />
17120 1646 9,6 4,4<br />
4830 408 8,4 5,1<br />
5705 632 11,1 4,3<br />
12070 1686 14,0 4,4<br />
10980 650 5,9 5,8<br />
9800 938 9,6 4,5<br />
12500 1706 13,6 4,2<br />
8700 678 7,8 4,4<br />
13720 834 6,1 5,3<br />
11348 1200 10,6 4,7<br />
14744 1577 10,7 3,7<br />
8700 617 7,1 5,9<br />
4395 739 16,8 4,2<br />
1<strong>31</strong>00 458 3,5 5,0<br />
14790 951 6,4 4,5<br />
37620 2616 6,9 4,4<br />
27620 1473 5,3 5,8<br />
19600 1560 7,9 4,8<br />
24800 1930 7,8 4,5<br />
21600 1083 5,0 5,8<br />
19360 850 4,4 6,0<br />
Wartość średnia 14665 1106 8,2 –<br />
Wartość minimalna 4395 408 3,5 3,5<br />
Wartość maksymalna 37620 2616 16,8 6,0<br />
Odchylenie standardowe 7324 535 3,3 –<br />
– Nie dotyczy.<br />
60
Rys.1. Współzależność zawartości żelaza rozpuszczalnego w glebach ornych<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
3000<br />
Zawartość żelaza rozpuszczalnego [mg·kg-1]= 2552,3 - 300,2 * odczyn [pH]<br />
Współczynnik korelacji Pearsona = -0,43<br />
Zawartość żelaza rozpuszczalnego [mg·kg-1]<br />
2600<br />
2200<br />
1800<br />
1400<br />
1000<br />
600<br />
200<br />
3,0 3,4 3,8 4,2 4,6 5,0 5,4 5,8 6,2<br />
Wartość odczynu [pH]<br />
Regresja<br />
95% p.ufności<br />
Rys. 2. Współzależność zawartości żelaza rozpuszczalnego w glebach użytków zielonych od<br />
wartości ich odczynu<br />
Rys.2. Współzależność zawartości żelaza rozpuszczalnego w glebach<br />
O wzroście zawartości rozpuszczalnych form żelaza w badanych glebach decydowało<br />
prawdopodobnie ich uwilgotnienie, na co zwróciła uwagę Błaziak [1998]. Autorka<br />
użytków zielonych od wartości ich odczynu<br />
podaje, że na zawartości rozpuszczalnego żelaza wilgotność gleby wpływa bardziej niż<br />
odczyn.<br />
Przy ograniczeniu nawożenia, a także zabiegów wapnowania na gruntach ornych i na<br />
użytkach zielonych bedzie wzrastała zawartość form rozpuszczalnych żelaza, które w nadmiarze<br />
mogą odpływać z wodami z tych<br />
7<br />
użytków.<br />
WNIOSKI. Na podstawie uzyskanych wyników badań stwierdzono, że:<br />
1) zawartość żelaza ogólnego zależała od typu badanych gleb i sposobu ich użytkowania,<br />
2) żelazo rozpuszczalne stanowiło od kilku do kilkunastu procent w żelazie ogólnym<br />
i udział ten zależał od typu gleby i odczynu.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Błaziak J. 1998. Wpływ wapnowania i magnezowania gleby w różnych warunkach jej wilgotności<br />
na zawartość manganu, cynku i żelaza w glebie. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. z. 456: z.<br />
183–186.<br />
Borowiec J. 1992. Zawartość mikroelementów w glebach i roślinności łąk Regionu Lubelskiego.<br />
Mat. VII Sympozjum „Mikroelementy w rolnictwie“. Wrocław 16–17 IX: 291–296.<br />
Dąbkowska-Naskręt H., Jaworska H., Kobierski M. 2000. Zawartość form całkowitych dostępnych<br />
dla roślin mikroelementów w wybranych podtypach czarnych ziem kujawskich. Zesz.<br />
Probl. Post. Nauk Rol. z. 471: 237–244.<br />
Domska D., Bobrzecka D., Wojtkowiak K. 1998. Zmiany w zawartości wybranych składników pokarmowych<br />
w glebach w zależności od ich odczynu. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. z. 456:<br />
525–530.<br />
Kabała C., Szerszeń L. 1998. Formy żelaza i pierwiastków śladowych w silnie kwaśnych glebach<br />
bielicowych gór Izerskich. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. z. 456: 381–386.<br />
Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin,<br />
Katalog, Inst. Ochr. Środ., Warszawa: 344.<br />
Stępień W., Mercik S., 1998. Bezpośrednie i następcze działanie wzrastających dawek dolomitu<br />
na glebie silnie kwaśnej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. z. 456: 237–242.<br />
61
Bioakumulacja<br />
Stępień W., Sosulski T., Mercik S. 2000. Zawartości mikroelementów w glebie oraz liściach i owocach<br />
borówki wysokiej (Vaccinium corymbosum L) w zależności od pH i zawartości próchnicy<br />
oraz form nawozu azotowego. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. z. 471: 779–787.<br />
The content of iron in selected soils of Podlasie province<br />
The aim of study was a determination of total and soluble iron content in agricultural<br />
used soils, in conditions of extensive manurial management.<br />
The studies in 14 districts of Podlasie province were carried out. In each district soil<br />
sampling in three locations was done (2 in greenlands and 1 in arable land). The sampling<br />
was done in late autumn, in layer 0–20cm. The reaction (in 1mol·dm -3 KCl), total iron (after<br />
mineralization in concentrated HNO 3<br />
) and soluble iron (after extraction with 10% HNO 3<br />
) in<br />
samples was determined. Using AAS method both iron forms were determined.<br />
It was found, that arable land soils were acid and slightly acid and greenland soils were<br />
very acid, acid and slightly acid. The total iron content was dependent on soil type and utilization.<br />
More iron contained greenland soils. It was several to dozen or so per cent soluble<br />
iron in total iron and depended it on soil type and reaction.<br />
62
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
WPŁYW WYBRANYCH SUBSTANCJI CHEMICZNYCH NA ZAWARTOŚĆ GLINU<br />
WYMIENNEGO I pH GLEB LEŚNYCH – PRZEGLĄD LITERATUROWY*<br />
ZAKWASZENIE GLEB – NARASTAJĄCY PROBLEM. Intensywny rozwój przemysłu<br />
powoduje wprowadzenie do atmosfery znacznych ilości kwasotwórczych tlenków SO 2<br />
i NO x<br />
. Powodowane przez nie opady kwaśnych deszczy, jak i wprowadzane do gleb nawozy<br />
amonowe powodują jej silne zakwaszenie. W środowisku kwaśnym następuje przyspieszenie<br />
procesów rozkładu pierwotnych i wtórnych minerałów, na skutek czego w roztworze<br />
glebowym wzrasta ilość uwalnianego glinu. Jego postać chemiczną i tym samym własności<br />
toksyczne determinuje pH gleby [Gaworek 2006; Matczak-Jon 1995, Ščančar i Milačič<br />
2006]. W kwaśnym środowisku dominują toksyczne formy monomeryczne glinu, postacie:<br />
Al 13<br />
7+<br />
oraz Al(OH) 2+ i Al(OH) 2+<br />
. Są to formy najbardziej istotne z punktu zagrożenia środowiska<br />
glebowego, gdyż jak wykazały badania, są formami toksycznymi. Za mniej toksyczne<br />
uważa się glin związany w: fluorokompleksy (AlF 2+ , AlF 2+<br />
, AlF 3<br />
) i związany z naturalnie występującymi<br />
ligandami organicznymi [Bi i in. 2001; Drabek i in. 2003; Mládková i in. 2005;<br />
Ščančar i Milačič 2006]. Metody analizy specjacyjnej glinu są szczegółowo opisane w literaturze<br />
[Bi i in. 2001; Drabek i in. 2003].<br />
Wysoka zawartość monomerycznego – najbardziej przyswajalnego przez rośliny – glinu<br />
w glebach leśnych i uprawnych stanowi istotny problem, wiadomo bowiem, że wykazuje fitotoksyczne<br />
właściwości [Gaworek 2006; Matczak-Jon 1995]. W szczególności dotyczą one systemu<br />
korzeniowego roślin i powodują zahamowanie ich wzrostu. Glin akumuluje się ponadto<br />
w jądrach komórkowych, prowadząc m.in. do blokowania podziału komórkowego czy też zakłócenia<br />
syntezy RNA i białek [Gaworek 2006; Łabętowicz i in. 2004]. Powoduje również zahamowanie<br />
pobierania przez rośliny zasadowych kationów: Ca 2+ i Mg 2+ , a także fosforu. Wiele<br />
badań wskazuje, że glin nie powoduje zakłóceń w pobieraniu potasu. Stąd w glebie o wysokiej<br />
zawartości Al 3+ , niskiej Ca 2+ i Mg 2+ i stałej zawartości K + , następuje wzrost wartości stosunku<br />
K/(Ca+Mg), co w znaczny sposób pogarsza cechy jakościowe gleb uprawnych [Łabętowicz<br />
i in. 2004]. Dla gleb leśnych ważne jest określenie stosunku Ca·Al. -1 lub Mg·Al. -1 , [Prietzel i Feger<br />
1992]. Przyjęto, że gdy wartość tego stosunku jest poniżej 1, to istnieje realne zagrożenie<br />
dla środowiska leśnego, związanego właśnie z toksycznym glinem.<br />
Na całym świecie, gdzie występuje problem silnego zakwaszenia gleb, prowadzone są<br />
badania nad wpływem dodatku różnych substancji chemicznych i nawozów na stopień zakwaszenia<br />
gleby i procesy uwalniania glinu. Przebadane i opisane dodatki, jak i obszary, na<br />
których prowadzone były badania, zestawione zostały w tabeli 1.<br />
Oprócz aplikacji pojedynczych substancji, często dla uzyskania lepszych efektów stosuje<br />
się połączenia różnych substancji, m.in.: mieszaninę CaCO 3<br />
+CaSO 4<br />
[von Willert i Stehoutwer<br />
2003; Vizcayno i in. 2001], równoczesne stosowanie substancji alkalicznej z nawozem<br />
typu NPK [Ingerslev 1997] czy kompostem, jak również połączeń naturalnych nawozów<br />
organicznych z substancjami alkalicznymi [von Willert i Stehoutwer 2003].<br />
Zamieranie lasów, jak i obniżenie plonów spowodowane jest zakłóceniem pobierania<br />
Ca 2+ i Mg 2+ , związanych z antagonistycznym działaniem Al [Łabętowicz i in. 2004; Prietzel<br />
i Feger 1992]. W celu uzupełnienia braku jonów wapnia stosuje się wapnowanie, a ubytek<br />
magnezu niweluje się przez dodatek dolomitu czy MgO [Łabętowicz i in. 2004; Huettl 1989]<br />
bądź łatwo rozpuszczalnych soli siarczanowych, np. MgSO 4<br />
[Prietzel i Feger 1992]. Wapnowanie<br />
jest jednym z najbardziej efektywnych i uniwersalnych środków. Prowadzi do wzrostu<br />
pH gleby, ogranicza mobilność toksycznych form glinu, zwiększa dostępność Ca i Mg, jak<br />
również polepsza jakość próchnicy [Prietzel i Feger 1992; Veitienë 2004;Qin i Chen 2005;<br />
* Prof. dr hab. Jerzy Ciba, mgr inż. Monika Skwira, dr inż. Maria Zołotajkin – Wydział Chemiczny,<br />
Katedra Chemii i Technologii Nieorganicznej, Politechnika Śląska w Gliwicach.<br />
63
Bioakumulacja<br />
Huber i in. 2006]. Pożądane rezultaty osiągnięto m.in. na obszarze Skandynawii, gdzie wapnowanie<br />
prowadzi się od ponad 30 lat [Ingerslev 1997; Ingerslev i in. 2001]. W Australii wapnowanie<br />
gleb doprowadziło do obniżenia zawartości Al 3+ aż o 81% dla warstwy 0 – 5 cm, a jedynie<br />
o 3% na niższych poziomach. Również znaczny spadek zawartości wymiennego glinu<br />
w warstwach wierzchnich gleby potwierdzono w pracach prowadzonych w Chinach – blisko<br />
o 60% [Qin i Chen 2005], Anglii [Goulding i Blake 1998] czy Pensylwanii [von Willert i Stehouwer<br />
2003]. W latach 1984 – 2004, w Niemczech, prowadzono monitorowanie gleb, na<br />
których w 1984 r. przeprowadzono wapnowanie. W pierwszych 10-latach eksperymentu nastąpił<br />
znaczny spadek zawartości toksycznego glinu, przez kolejne lata jego zawartość nie<br />
zmieniała się, aż do kolejnego spadku odnotowanego w ostatnich 5 latach badań. Stwierdzono<br />
dwukrotny wzrost ilości Mg 2+ ale za to znaczny ubytek węgla organicznego [Huber<br />
i in. 2006]. Potwierdzono, iż CaCO 3<br />
obniża zawartość Al 3+ a podwyższa pH jedynie w górnej<br />
warstwie gleby – na głębokości do ok. 15 cm [Ingerslev i in. 2001; Peoples i in. 1995; von<br />
Willert i Stehouwer 2003]. Tłumaczy się to zbyt powolną migracją jonów w głąb i tym samym<br />
brakiem oddziaływania na niższe warstwy [Qin i Chen 2005]. Wapnowanie powoduje ubytek<br />
materii organicznej, zmianę stosunku Al·Mg -1 , emisję CO 2<br />
i wymywanie NO 3-<br />
, tym samym<br />
jego stosowanie niesie za sobą pewne ekologiczne ryzyko [Boruvka i in. 2005].<br />
Tabela 1. Najczęściej stosowane dodatki do gleb<br />
Dodatek do gleb Kraj / Teren Literatura<br />
CaCO 3<br />
CaSO 4·2H 2<br />
O<br />
Australia<br />
Anglia<br />
Chiny<br />
Czechy<br />
Litwa<br />
Niemcy<br />
Skandynawia<br />
Hiszpania<br />
Chiny<br />
Hiszpania<br />
Pensylwania<br />
Polska<br />
Peoples i in. 1995<br />
Goulding i Blake 1998<br />
Qin i Chen 2005<br />
Boruvka I in. 2005<br />
Veitienë 2004<br />
Huber i in. 2006<br />
Ingerslev 1997, Ingerslev i in. 2001<br />
Illera i in. 2004<br />
Sun i in. 2000<br />
Vizcayno i in. 2001<br />
von Willert i Stehouwer 2003<br />
Łabętowicz 2004<br />
CaCO 3<br />
·MgCO 3<br />
Skandynawia Ingerslev 1997, Ingerslev i in. 2001<br />
Ca(OH) 2<br />
, CaO<br />
Dania<br />
Anglia<br />
Ingerslev 1997<br />
Goulding i Blake 1998<br />
MgSO 4<br />
, (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
Niemcy Prietzel i Feger 1992<br />
Nawozy typu NPK<br />
Naturalne nawozy<br />
organiczne<br />
(osady ściekowe,<br />
odpady roślinne,<br />
zwierzęce, leśne,<br />
odpady z cukrowni)<br />
Chiny<br />
Dania<br />
Afryka Połudn.<br />
Chiny<br />
Czechy<br />
Hiszpania<br />
Wietnam<br />
Pensylwania<br />
Qin i Chen 2005<br />
Ingerslev 1997, Vejre i in. 2001<br />
Haynes i Mokolobate 2001,<br />
Mokolobate i Haynes 2002,<br />
Qin i Chen 2005<br />
Podrazsky i in. 2003<br />
Illera i in. 2004, López-Diáz i in. 2001<br />
Pypers i in. 2005<br />
Von Willert i Stehouwer 2003<br />
Drugim z najczęściej stosowanych dodatków jest gips, który ogranicza toksyczność glinu<br />
przez utworzenie kompleksowych jonów AlSO 4<br />
+<br />
i związków cząsteczkowych Al(OH)SO 4<br />
o<br />
[Łabętowicz 2004; Sun i in. 2000]. W przeciwieństwie do wapnowania, spadek zawartości<br />
Al 3+ następuje w całym przekroju gleby. Uzyskuje się ponadto wzrost wartości Ca 2+ /Al 3+ [Sun<br />
i in. 2000; Vizcayno 2001]. Gips powoduje jednakże niewielki spadek pH, a także zawartości<br />
Mg 2+ [Illera i in. 2004]. W eksperymencie przeprowadzonym przez chińskich badaczy, po<br />
64
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
aplikacji do gleby Ca(OH) 2<br />
i Ca(OH) 2<br />
+CaSO 4·2H 2<br />
O w warstwie wierzchniej wykryto jedynie<br />
ślady jonów Al 3+ , zaobserwowano natomiast gwałtowny wzrost pH średnio o 1 jednostkę<br />
[Sun i in. 2000]. Z kolei w Hiszpanii, zastosowanie gipsu w ilościach 20t·h -1 i 40t·h -1 spowodowało<br />
obniżenie zawartości wymiennego glinu w warstwie wierzchniej odpowiednio o 11%<br />
i 22%, a w warstwie AB dla obu dawek o 12% [Vizcayno 2001].<br />
Przebadano również wpływ MgSO 4<br />
i (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
. Zastosowane dodatki spowodowały<br />
wzrost stężenia glinu całkowitego szczególnie na początku eksperymentu. Jednak na skutek<br />
wzrostu stężenia jonów SO 4<br />
2-<br />
, wzrosła również ilość nietoksycznego kompleksu Al-SO 4<br />
.<br />
Aplikacja (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
spowodowała dodatkowo pogorszenie wartości stosunków Ca·Al. -1<br />
i Mg·Al. -1 [Prietzel i Feger 1992].<br />
Alternatywnym rozwiązaniem, obok stosowania substancji alkalicznych, jest wykorzystanie<br />
naturalnych nawozów organicznych. Rozpuszczalne cząsteczki substancji humusowych<br />
i małocząsteczkowe alifatyczne kwasy organiczne odgrywają znaczącą rolę w detoksykacji<br />
glinu, tworzą bowiem kompleksy z monomerycznymi formami glinu w roztworze.<br />
Poza tym bogate w składniki odżywcze, jak choćby azot, fosfor, wapń i magnez, znacznie<br />
poprawiają jakość gleb. W Chinach wykorzystano naturalne nawozy pochodzenia zwierzęcego<br />
(z hodowli świń i bydła) bogate w kationy, fosforany i rozpuszczalne związki organiczne.<br />
Nawożenie spowodowało obniżenie zawartości wymiennego glinu, w zależności od zastosowanej<br />
ilości w zakresie 8 – 20% dla nawozów zwierzęcych i 12 – 23% dla nawozów<br />
roślinnych. Jednocześnie zaobserwowano spadek pH z 4,7 do 4,3 – 4,6 (nawóz zwierzęcy)<br />
i do 4,4 – 4,5 (nawóz roślinny). Dla porównania w eksperymencie przeprowadzono również<br />
wapnowanie, które przyniosło spadek zawartości Al 3+ o 60% i wzrost pH z 4,7 do 5,2 [Qin<br />
i Chen 2005]. W Afryce Południowej przebadano wpływ 4 organicznych nawozów: kompostu<br />
domowego (zawierał m.in.: skórki owoców i warzyw), odpadów z przetwórstwa buraków<br />
cukrowych, odpadów ogrodowych (zawierał m.in.: łodygi i liście) i nawozu pochodzenia<br />
zwierzęcego z kurzej farmy. Zastosowane nawozy w ilości 20 mg·g -1 gleby obniżyły zawartość<br />
glinu wymiennego o 43% – odpady ogrodowe, 54% – kompost domowy, 76% – odpady<br />
z cukrowni i 95% – odpady z kurzej farmy [Mokolobate i Haynes 2002]. Na terenach północnozachodniej<br />
Hiszpanii do gleb wprowadzono osady ściekowe, pochodzące z miejskiej<br />
oczyszczalni ścieków. Osady te, po procesie stabilizacji, wykazują obojętny bądź alkaliczny<br />
odczyn, stąd tak jak wapnowanie powodują wzrost pH i tym samym strącanie glinu w postaci<br />
związków trudnorozpuszczalnych [López-Diáz i in. 2007]. Przebadano również możliwość<br />
zastosowania ubocznych produktów z procesu otrzymywania kwasu fosforowego (fosfogips),<br />
z przemysłowej produkcji TiO 2<br />
(czerwony gips), odpadów z przetwórstwa buraków<br />
cukrowych, jak również odpadów dolomitycznych i surowego gipsu [Illera i in. 2004]. Największy<br />
spadek zawartości wymiennego glinu – o 55% – uzyskano przy zastosowaniu odpadów<br />
z przetwórstwa buraków wraz z gipsem, najmniejszy zaś przy zastosowaniu samego<br />
surowego gipsu – tylko 6%. Istnieją również doniesienia literaturowe mówiące o możliwości<br />
wykorzystania do ulepszenia gleb popiołów ze spalania kory drzewnej, czy też zrębów<br />
drzewnych [Ingerslev i in. 2001].<br />
PODSUMOWANIE. Wprowadzanie do gleb substancji alkalicznych bądź organicznych<br />
nawozów i produktów odpadowych ma na celu obniżenie kwasowości gleby i redukcję toksycznego<br />
glinu, a także poprawienie jakości gleb poprzez dostarczenie składników odżywczych.<br />
Zastosowanie wapnowania powoduje wzrost pH i detoksykację glinu przez strącanie<br />
go w postaci związków trudno rozpuszczalnych, jednakże jest skuteczne jedynie w warstwach<br />
wierzchnich gleby. Przy stosowaniu substancji alkalicznych dochodzić może do emisji<br />
CO 2<br />
i straty organicznego C, jak i nadmiernego wymywania NO 3-<br />
, co sprawia, że coraz<br />
częściej wapnowanie traktuje się jako rozwiązanie kontrowersyjne. Gips pozwala na obniżenie<br />
zawartości toksycznego glinu w całym przekroju gleby przez tworzenie jonów AlSO 4<br />
+<br />
65
Bioakumulacja<br />
czy związków Al(OH)SO 4o<br />
, zazwyczaj prowadzi jednak do nieznacznego obniżenia pH. Aplikacja<br />
organicznych nawozów ogranicza zawartość Al 3+ poprzez utworzenie kompleksowych<br />
związków z rozpuszczalnymi cząstkami organicznymi, uwalnianymi podczas rozkładu tych<br />
nawozów. Wykorzystanie nawozów czy osadów ściekowych do tych celów jest również skutecznym<br />
sposobem zagospodarowania tego rodzaju odpadów. Niektóre z nawozów mogą<br />
jednak powodować zasolenie gleb i tym samym jej wtórne zakwaszenie. Każdy z zastosowanych<br />
dodatków do gleby przynosi pewne określone korzyści, czy to obniżenie kwasowości<br />
gleby, ograniczenie ilości toksycznego glinu czy też poprawę jakości gleby. Niemniej<br />
w każdym przypadku istnieje określone ekologiczne ryzyko. Stąd konieczne jest stałe i długoterminowe<br />
monitorowanie nawożonych gleb, w celu kontrolowania jej właściwości fizykochemicznych<br />
i w razie potrzeby odpowiedniego działania.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bi S.P., Yang X., Zhang F.P., Wang X., Zou G. 2001. Analitycal methodologies for aluminium speciation<br />
in environmental and biological samples – a review. Fresenius’ Journal of Analytical<br />
Chemistry 370:984–996.<br />
Boruvka L., Mládková L., Drábek O. 2005. Factors controlling spatial distribution of soil acidification<br />
and Al forms in forest soils. Journal of Inorganic Biochemistry. 99: 1796–1806.<br />
Drábek O., Boruvka L., Mládková L., Kocarek M. 2003. Possible method of aluminium speciation<br />
in forest soils. Journal of Inorganic Biochemistry 97: 8–15.<br />
Goulding K.W.T., Blake L. 1998. Land use, liming and the mobilization of potentially toxic metals.<br />
Agriculture, Ecosystem and Environment 67: 135–144.<br />
Haynes R.J., Mokolobate M.S. 2001. Amelioration of Al toxicity and P deficiency in acid soils by<br />
additions of organic residues: a critical review of the phenomenon and the mechanism involved.<br />
Nutrient Cycling in Agroecosystems 59: 47–63.<br />
Huber C., Baier R., Göttlein A., Weis W. 2006. Changes in soil, seepage water and needle chemistry<br />
between 1984 and 2004 after liming and N-saturated Norway spruce stand at the Höglwald,<br />
Germany. Forest Ecology and Management 233: 11–20.<br />
Huettl R.F. 1989. Liming and fertilization as mitigation tools in declining forest ecosystems. Water,<br />
Air and Soil Pollution 44: 93–118.<br />
Illera V., Garrido F., Vizcayno C., Garcia-Gonzalez M.T. 2004. Field application of industrial byproducts<br />
as Al toxicity amendments: chemical and mineralogical implications. European Journal<br />
of Soil Science 55: 681–692.<br />
Ingerslev M. 1997. Effects of liming and fertilization on growth, soil chemistry and soil water chemistry<br />
in a Norway spruce plantation on a nutrient-poor soil in Denmark. Forest Ecology and<br />
Management 92: 55 – 66.<br />
Ingerslev M., Mälkőnen E., Nilsen P., Nohrstedt HO., Oskarsson H., Raulund-Rasmussen K.<br />
2001. Main findings and future challenges in forest nutritional research and management in<br />
the nordic countries. Scandinavian Journal of Forest Research 16: 488–501.<br />
López-Diáz M.L., Mosquera-Losada M.R., Rigueiro-Rodríguez A. 2007. Lime, sewage sludge<br />
and mineral fertilization in a silvopastoral system developed in very acid soils. Agroforestry<br />
Systems 70: 91–101.<br />
Łabętowicz J., Rutkowska B., Szulc W., Sosulski T. 2004. Ocena wpływu wapnowania oraz gipsowania<br />
na zawartość glinu wymiennego w glebie lekkiej. Annales UMCS Sec. E. 59: 6<strong>31</strong>–<br />
637.<br />
Matczak-Jon E. 1995. Rola glinu w środowisku. Wiadomości chemiczne. 49: 483–500.<br />
Mládková L., Boruvka L., Drábek O. 2005. Soil properties and selected aluminium forms in acid forest<br />
soils as influenced by the type of stand factors. Soil Science and Plant Nutrition 51: 741–744.<br />
66
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Mokolobate M.S., Haynes R.J. 2002. Increases in pH and soluble salts influence the effect that<br />
additions of organic residues have on concentration of exchangeable and soil solution aluminium.<br />
European Journal of Soil Science 53: 481–489.<br />
Peoples M.B., Lilley D.M., Burnett V.F., Ridley A.M., Garden D.L. 1995. Effects of surface application<br />
of lime and superphosphate to acid soils on growth and N 2<br />
fixation by subterranean<br />
clover in mixed pasture swards. Soil Biology and Biochemistry. 27: 663–671.<br />
Podrazsky V.V., Vacek S., Ulbrichova I. 2003. Effect of fertilization on Norway spruce needles.<br />
Journal of Forest Science 49: 321–326.<br />
Prietzel J., Feger K.H. 1992. Dynamics of aqueous aluminium species in a podzol affected by experimental<br />
MgSO 4<br />
and (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
treatments. Water, Air and Soil Pollution 65: 153–173.<br />
Pypers P., Verstraete S., Thi C.P., Merckx R. 2005. Changes in mineral nitrogen, phosphorus<br />
availability and salt-extractable aluminium following the application of green manure residues<br />
in two weathered soils of South Vietnam. Soil Biology and Biochemistry 37: 163–172.<br />
Qin R., Chen F. 2005. Amelioration of aluminium toxicity in red soil through use of barnyard and<br />
green manure. Communications in Soil Science and Plant Analysis 36: 1875–1889.<br />
Ščančar J, MilačičR. 2006. Aluminium speciation in environmental samples: a review. Analytical<br />
and Bioanalytical Chemistry 386: 999–1012.<br />
Sun B., Poss R., Moreau R., Aventurier A., Fallavier P. 2000. Effect of slaked lime and gypsum on<br />
acidity alleviation and nutrient leaching in an acid soil from Southern China. Nutrient Cycling<br />
in Agroecosystems 57: 215–223.<br />
Veitiene R. 2004. Impact of mineral fertilizers on soil acidification indices. Ekologija 4: 58–64.<br />
Vejre H., Ingerslev M., Raulund-Rasmussen K. 2001. Fertilization of Danish forests: a review of<br />
experiments. Scandinavian Journal of Forest Research 16: 502–513.<br />
Vizcayno C., Garcia-Gonzalez M.T., Fernandez-Marcote Y., Santano J. 2001. Extractable forms<br />
of aluminium as affected by gypsum and lime amendments to an acid soil. Communications<br />
in Soil Science and Plant Analysis 32: 2279–2292.<br />
Von Willert F.J., Stehouwer R.C. 2003. Compost and calcium surface treatment effects on subsoil<br />
chemistry in acidic minespoil columns. Journal of Environmental Quality 32: 781–788.<br />
EFFECT OF SELECTED CHEMICAL SUBSTANCES ON EXCHANGEABLE ALUMINIUM<br />
AND PH IN FOREST SOILS – A SHORT REVIEW<br />
A short review contributes to the effect of some substances on soil acidity moderation<br />
and a decrease in Al toxicity is presented. Soil acidity is caused by acid deposition and application<br />
of ammonium fertilizers. In acidic soil aluminium can exist in toxic forms like: Al 13<br />
7+<br />
,<br />
Al 3+ , Al(OH) 2+ and Al(OH) 2+<br />
. A solution to the problem of soil acidity and Al toxicity is that<br />
some chemical substances or natural organic residues can be added to soil. One of the<br />
most effective ways of making improvements to acid soil is liming. The reduction of mobility<br />
of toxic Al species and an increase of the Ca and Mg supply is obtained. Liming hasn’t an<br />
effect on the subsoil because of slowly downward movement through the soil. Moreover, liming<br />
can run the risk of ecological problems, like: humus decay, C and N loss in the humus<br />
layer, increase of NO 3<br />
-<br />
leaching or emission of CO 2<br />
. In correction of soil acidity some organic<br />
residues (green manure, barnyard and poultry manure, compost), sewage sludge or some<br />
industrial by-products (sugar foam, phosphogypsum, dolomitic residues, red gypsum) can<br />
be also used. Thus organic substances chelate active aluminium and its concentration in<br />
solution is reduced. However, treatment of poultry manure with large cation contents cause<br />
a soil salinity increase by displacing exchangeable Al 3+ and H + back into the soil solution to<br />
result in a reduced pH. The effects of soil treatment depend on various factors (nutrient content,<br />
soil pH, climate, rainfall) and that’s why the monitoring of soil treatments is required.<br />
67
Bioakumulacja<br />
GLIN MOBILNY W GLEBACH LASÓW ŚWIERKOWYCH BESKIDU ŚLĄSKIEGO*<br />
WPROWADZENIE. W XX w., w wielu częściach świata zaobserwowano klęskowe zamieranie<br />
lasów. W Polsce zjawisko to wystąpiło w drugiej połowie ubiegłego wieku w Górach<br />
Izerskich, a w latach dziewięćdziesiątych na Opolszczyźnie. Ostatnio obserwuje się<br />
jego nasilenie w lasach Beskidu Śląskiego i Żywieckiego. Wśród przyczyn powodujących<br />
zasychanie drzew w literaturze wymienia się klasyczne czynniki chorobotwórcze (grzyby,<br />
owady, wirusy), stresy klimatyczne – głównie susze oraz zanieczyszczenie powietrza tlenkami<br />
azotu, siarki, związkami fluoru, chloru, związkami organicznymi [Bell i Treshow 2004;<br />
Staszewski 2004; Greszta i in. 2002]. W latach dziewięćdziesiątych ubiegłego wieku w Europie<br />
podjęto na dużą skalę badania gleb leśnych. W tym okresie nastąpił również znaczny<br />
rozwój technik analizy specjacyjnej, co pozwoliło na oznaczenie różnych form chemicznych<br />
takich pierwiastków jak fosfor, siarka czy glin w roztworze glebowym [Matczak-Jon 1995;<br />
Kotowski i in. 1995; Kotowski i in. 1994; Bertach i Bloom 1996]. Stwierdzono, że emisja<br />
do atmosfery dużych ilości tlenków siarki (SO 2<br />
) i azotu (NO 2<br />
) doprowadziła w wielu miejscach<br />
Ziemi do zakwaszenia gleb i wzrostu stężenia bioprzyswajalnych form glinu. Przez<br />
lata uważany za nieszkodliwy, glin okazał się być pierwiastkiem toksycznym szczególnie<br />
niebezpiecznym dla drzew iglastych. Jony Al 13<br />
7+<br />
, Al 3+ , Al(OH) 2+ , Al(OH) 2+<br />
, Al(OH) 4<br />
-<br />
zaburzając<br />
pobór i transport składników pokarmowych prowadzą do zahamowania rozwoju korzeni<br />
i spadku przyrostu masy roślinnej [Kabata Pendias i Pendias 1999, Kotowski i in. 1994].<br />
Glin w glebach występuje przede wszystkim w postaci minerałów pierwotnych i wtórnych.<br />
Glinem mobilnym, stanowiącym niewielką część całkowitej zawartości pierwiastka<br />
w glebie, nazywa się sumę Al rozpuszczonego w roztworze glebowym i występującego<br />
w fazie stałej w takich formach, które w odpowiednich warunkach (np. wzrost kwasowości)<br />
mogą zostać uwolnione do roztworu. Do form tych zalicza się [Kotowski i in. 1995]: glin niekrystaliczny,<br />
tj. występujące w glebach amorficzne tlenki i wodorotlenki glinu; glin związany<br />
organicznie; glin międzywarstwowy i polimeryczny oraz glin wymienny.<br />
Celem określenia udziału poszczególnych form bioprzyswajalnych glinu w glebie prowadzi<br />
się analizę specjacyjną (tzw. operacyjną) metodą jedno- lub wielostopniowej sekwencyjnej<br />
ekstrakcji. Można znaleźć wiele procedur, których autorzy zdefiniowali poszczególne<br />
frakcje glinu i stosowali odpowiednie ekstrahenty (tab. 1).<br />
Tabela 1. Porównanie metod analizy specjacyjnej glinu z próbek gleby suchej, [Badora 1999;<br />
Dong i in. 1995; Soon 1993; Zhu i in. 2001; Dong i in. 2001; Drabek i in. 2003; Borůvka,<br />
Kozák 2001; van Hees i in. 2000; Hendershot, Duquette 1986; Álvarez i in. 2002]<br />
Frakcja glinu<br />
Rodzaj ekstrahenta<br />
Biologicznie aktywny H 2<br />
O, CaCl 2<br />
Wymienny (ruchomy)<br />
KCl, BaCl 2<br />
, Ba(NO 3<br />
) 2<br />
, NH 4<br />
Cl<br />
Słabo związany z substancją organiczną CuCl 2<br />
Silnie związany z substancją organiczną Na 4<br />
P 2<br />
O 7<br />
Sorbowane hydroksokompleksy glinu CH 3<br />
COONH 4<br />
Amorficzny (NH 4<br />
) 2<br />
C 2<br />
O 4<br />
, H 2<br />
C 2<br />
O 4<br />
Międzywarstwowy<br />
bufor DCB (ditionian sodu + cytrynian + wodorowęglan<br />
sodu)<br />
Biodostępność glinu zależy od wielu czynników. Za najważniejsze uważa się [Kotowski<br />
i in. 1995]: odczyn pH gleby, moc jonową roztworu glebowego, zawartość substancji orga-<br />
* Dr inż. Maria Zołotajkin – Wydział Chemiczny, Politechnika Śląska w Gliwicach.<br />
68
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nicznej, stężenie kationów metali zasadowych (K, Na, Ca, Mg), równowagę chemiczną fazy<br />
stałej z roztworem glebowym, temperaturę.<br />
Celem prezentowanej pracy jest oszacowanie:<br />
1. ilości glinu bioprzyswajalnego w wierzchniej warstwie gleby i ocena, czy w badanych<br />
warunkach Al może działać toksycznie na świerczynę;<br />
2. wpływu pH i zawartości materii organicznej w glebie na wielkość i skład kompleksu wymiennego.<br />
CZĘŚĆ DOŚWIADCZALNA. Próbki gleby pobrano w Nadleśnictwie Wisła Czarne (Leśnictwo<br />
Istebna) (dł. geogr. 18 o 59,077’÷18 o 58,<strong>31</strong>2’; szer. geogr. 49 o 34,892’÷4949 o 34,613’)<br />
na stoku Baraniej Góry w lesie świerkowym ok. 80-letnim. Ze względu na zasychanie drzew<br />
las ten jest stopniowo wycinany. We wrześniu 2006 r. pobrano 16 próbek z wierzchniej warstwy<br />
gleby (poziom A 0<br />
). Po wysuszeniu w temperaturze pokojowej i przesianiu gleby przez<br />
sito o średnicy oczka 1 mm w próbkach oznaczono: pH KCl<br />
(potencjometrycznie w 1 M roztworze<br />
chlorku potasu) [Ostrowska i in. 1991], udział procentowy substancji organicznej w org<br />
[%] (metodą wagową) [Ostrowska i in. 1991], pojemność wymienną kationową (PWK) oraz<br />
zawartość wymiennego wapnia i magnezu według PN-ISO 11260:1999. Przyjęto, że na glin<br />
mobilny (bioprzyswajalny) składają się: glin wymienny (Al wym<br />
), słabo związany z substancją<br />
organiczną (Al sł.org<br />
) i silnie związany z substancją organiczną (Al sil.org<br />
). Poszczególne formy<br />
glinu oznaczono metodą analizy specjacyjnej jednostopniowej [PN-ISO 11260:1999; Walna<br />
i in. 2005] (rys.1). Do przeprowadzenia glinu całkowitego do roztworu zastosowano kwas<br />
fluorowodorowy [Ostrowska i in. 1991]. Glin w ekstraktach oznaczono metodą absorpcyjnej<br />
spektrometrii atomowej na aparacie Varian SPECTR AA 880. Poprawność pomiarów<br />
sprawdzono, stosując materiał certyfikacyjny GSJ JSO-2 21,34+/-0,19 % Al 2<br />
O 3<br />
.<br />
1,25 g próbki gleby<br />
+<br />
15 ml BaCl 2<br />
Czas ekstrakcji 1 godz.<br />
↓<br />
Al(1)<br />
↓<br />
Al(1) = Al wym.<br />
2 g próbki gleby<br />
+<br />
20 ml 0,5 M CuCl 2<br />
Czas ekstrakcji 2 godz.<br />
↓<br />
Al(2)<br />
↓<br />
Al sł.org.<br />
= Al(2) – Al(1)<br />
0,4 g próbki gleby<br />
+<br />
40 ml 0,1 M Na 4<br />
P 2<br />
O 7<br />
pH = 10<br />
Czas ekstrakcji 16 godz.<br />
↓<br />
Al(3) = Al bioprz.<br />
↓<br />
Al sł.org.<br />
= Al(3) – Al(2)<br />
Rys 1. Warunki analizy ekstrakcyjnej glinu<br />
Każdą analizę powtarzano dwu- lub trzykrotnie. Uśrednione wyniki przedstawiono w tabeli<br />
2 oraz na wykresach (rys. 2–5).<br />
OMÓWIENIE WYNIKÓW. W lasach Beskidu Śląskiego dominuje udział monokultur<br />
świerkowych wprowadzonych w XIX w., kiedy obszary te należały do prywatnych dóbr<br />
Habsburgów. Ponieważ do siewu nasiona sprowadzano z okolic alpejskich (i nie tylko), nastąpiło<br />
wymieszanie się lokalnych ras świerka z obcymi genotypami. Tereny te, położone<br />
niedaleko aglomeracji katowickiej i dużych zakładów przemysłowych (Rybnicki Okręg Przemysłowy,<br />
Okręg Ostrawsko-Karwiński), narażone są od lat na depozycję kwaśnych deszczy<br />
i wzmożony ruch samochodowy. Staszewski [2004] podaje, że średnie roczne stężenia<br />
jonów w opadzie atmosferycznym w Brennej i Salmopolu wynoszą: NO 3<br />
= 2,0–2,1 mg·dm -3 ,<br />
SO 4<br />
= 3,45–4,21 mg·dm -3 . Roczny ładunek metali ciężkich w opadzie na tych terenach waha<br />
69
Bioakumulacja<br />
się w granicach Pb = 58–66 g·ha -1 i Cd = 1,4–2,5 g·ha -1 . Dla porównania w Tatrzańskim Parku<br />
Narodowym wielkości te wynoszą: NO 3<br />
= 1,1 mg·dm -3 , SO 4<br />
= 2,5 mg·dm -3 , Pb = 2,1 g·ha -1<br />
i Cd = 1,0 g·ha -1 .<br />
Tabela 2. Przedział zmian i średnie wartości oraz odchylenia standardowe oznaczanych czynników<br />
opisujących własności gleby<br />
Czynnik (jednostka) Przedział Średnia SD<br />
pH KCl<br />
2,79–3,39 3,02 0,02<br />
Materia organiczna [%] 12–63 37 1<br />
PWK [cmol+/kg] 9,5–23,3 16,3 1,5<br />
Ca [cmol+/kg] 0,1–2,8 1,9<br />
Mg [cmol+/kg] 0,2–1,0 0,5<br />
Al (1)<br />
[ppm] 640–1670 1082 25<br />
Al (2)<br />
[ppm] 900–1970 1450 62<br />
Al (3)<br />
[ppm] 1840–4900 2730 93<br />
Al cał<br />
[ppm] 23000–78000 50000 470<br />
Wśród przyczyn rozpadu drzewostanów świerkowych na terenach Beskidu Śląskiego<br />
wymienia się: skażenia przemysłowe, chorobę opieńkową, szkodniki owadzie, obce genetycznie<br />
pochodzenie znacznej części drzewostanów [Zagrożenia trwałości lasów... 2006].<br />
Prezentowane wyniki badań pozwalają sądzić, że bezpośrednią przyczyną tego stanu są<br />
wywołane kwaśnymi deszczami zmiany chemiczne gleby. Wybór miejsca poboru próbek<br />
podyktowany był stanem zdrowotnym lasu, w którym wiele drzew zaatakowanych było<br />
przez kornika. Przeprowadzone badania wykazały, że analizowane gleby są bardzo kwaśne<br />
(pH KCl<br />
< 3,4) oraz zawierają mało wapnia i magnezu w kompleksie wymiennym. Stężenie<br />
glinu bioprzyswajalnego waha się w granicach 1800–4900 ppm, co stanowi od 3 do<br />
10% całkowitej zawartości glinu w glebie. Stwierdzono, że wśród form bioprzyswajalnych<br />
najwięcej jest glinu silnie związanego z materią organiczną (740–2900 ppm), a najmniej<br />
słabo związanego z materią organiczną (średnio ok. 400 ppm). Zawartość najbardziej<br />
niebezpiecznej dla środowiska formy wymiennej waha się od 640 do 1670 ppm. Niekorzystne,<br />
bo niższe od dopuszczalnych, są również w badanych glebach stosunki molowe<br />
wapnia i magnezu do glinu w kompleksie wymiennym. Według Ulricha [Urlich i in. 1980],<br />
toksyczne właściwości glinu ujawniają się ze szczególną siłą, gdy Ca/Al < 1; Mg/Al < 0,1.<br />
W warunkach tych obserwuje się skrócenie długości drobnych korzeni świerka od 15 do<br />
4 ÷ 5 mm [Motowicka-Terelak, Stuczyński 1993]. Przy tak dużym stężeniu glinu bioprzyswajalnego,<br />
a szczególnie glinu wymiennego w wierzchniej warstwie gleby, przy równoczesnym<br />
niedoborze wymiennego wapnia i magnezu glin musi działać toksycznie. Wydaje<br />
się więc, że bezpośrednią przyczyną osłabienia drzew i ich podatnością na czynniki<br />
chorobotwórcze może być właśnie działanie glinu.<br />
Interpretacji procesu uwalniania glinu do roztworu glebowego poświęcono w ostatnich<br />
latach wiele prac. Przykładem jest tu cykl prac czeskich [Mládková i in. 2005; Borůvka<br />
i in. 2005], w których badano zawartość glinu wymiennego w glebach lasów Gór Izerskich.<br />
Stwierdzono, że spośród wielu analizowanych czynników rozkład form glinu bioprzyswajalnego<br />
jest kontrolowany przez odczyn pH oraz zawartość wapnia i magnezu w glebie.<br />
Jak już wspomniano, w prezentowanej pracy pobrano 16 próbek gleby wzdłuż stoku<br />
Baraniej Góry na wysokości 700–850 m npm. Analiza uzyskanych wyników nie jest łatwa.<br />
Stosowana metoda oznaczania glinu bioprzyswajalnego przez ekstrakcję 0,1 M roztworem<br />
70
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Na 4<br />
P 2<br />
O 7<br />
, chociaż stosowana przez wielu autorów, nie jest do końca dopracowana. Stwierdzono,<br />
że istotny wpływ na wynik ma czas oznaczenia glinu w otrzymanych ekstraktach. Zaleca<br />
się również przechowywanie ekstraktów w obniżonej temperaturze [Bertsch, Bloom 1996].<br />
Stąd też nie dziwi najwyższa wartość odchylenia standardowego przy oznaczeniu Al bioprzys.<br />
.<br />
Zwraca również uwagę bardzo szeroki przedział wartości w org.<br />
i dlatego analizę wyników rozpoczęto<br />
od badania wpływu zawartości materii organicznej w glebie na pojemność wymienną<br />
kationową R y s .(PWK) 2 W pły w i skład m aterii kompleksu organic z nej na wymiennego. R y s . 3 W pły w m aterii organic z nej na<br />
w artoś ć P W K<br />
s k ład k om plek s u w y m iennego<br />
PWK, cmol+/kg<br />
25<br />
23<br />
21<br />
19<br />
17<br />
15<br />
13<br />
11<br />
9<br />
7<br />
5<br />
0 20 40 60 80<br />
org, %<br />
Rys. 2. Wpływ materii organicznej na<br />
wartość PWK<br />
jon, cmol+/kg<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
C a cm o l+ /kg<br />
Mg cm o l+ /kg<br />
Al. cm o l+ /kg<br />
0 20 40 60 80<br />
org, %<br />
Rys. 3. Wpływ materii organicznej na skład<br />
kompleksu wymiennego<br />
Stwierdzono, że im więcej materii organicznej w glebie, tym wartość PWK większa,<br />
co pamiętając o własnościach sorpcyjnych frakcji organicznej gleby, było do przewidzenia<br />
(rys. 2). Zaobserwowano również, że ze wzrostem w org.<br />
zwiększa się ilość wapnia i magnezu<br />
w kompleksie sorpcyjnym, natomiast maleje ilość glinu wymiennego (rys. 3).<br />
Zgodnie z przesłankami literaturowymi, najbardziej istotnym czynnikiem wpływającym<br />
na skład gleby jest pH. W prezentowanej pracy wpływ ten jest inny, niż oczekiwano.<br />
Stwierdzono, że w analizowanych glebach wraz ze wzrostem kwasowości rośnie wartość<br />
PWK (rys. 4) a co więcej, w kompleksie wymiennym rośnie zawartość glinu, a maleją ilości<br />
wapnia i magnezu (rys. 5). Wydaje się jednak, że obserwowana zależność bardziej<br />
spowodowana jest równoczesnym wzrostem zawartości materii organicznej niż spadkiem<br />
pH.<br />
PODSUMOWANIE. Trwająca od wielu lat imisja kwaśnych deszczy doprowadziła w lasach<br />
Beskidu Śląskiego do znacznego zakwaszenia wierzchniej warstwy gleby i wymycia<br />
z kompleksu glebowego wapnia i magnezu. Stwierdzono również uwolnienie nadmiernych<br />
ilości glinu z glinokrzemianów do formy mobilnej – bioprzyswajalnej. W tej sytuacji można<br />
sądzić, że bezpośrednią przyczyną zmniejszonej odporności lasów świerkowych na choroby<br />
i anomalie pogodowe jest toksyczne działanie glinu.<br />
W oparciu o doniesienia literaturowe spodziewano się, że w punktach lasu gdzie gleba<br />
jest mniej zakwaszona stężenia glinu wymiennego będą mniejsze. Zaobserwowaną wręcz<br />
przeciwną tendencję zmian ilości Al wym.<br />
można tłumaczyć równoczesnym znacznym wzrostem<br />
stężenia materii organicznej w glebie. W badanych warunkach w org.<br />
jest czynnikiem<br />
decydującym o składzie kompleksu wymiennego .<br />
71
Bioakumulacja<br />
PWK, cmol+/kg<br />
R y s . 4 P W K = f(pH )<br />
25<br />
23<br />
21<br />
19<br />
17<br />
15<br />
13<br />
11<br />
9<br />
7<br />
5<br />
2,5 2,7 2,9 3,1 3,3 3,5<br />
p H<br />
Rys. 4. PWK = f(pH)<br />
jon cmol+/kg<br />
R y s . 5 W pły w pH na s k ład k om plek s u<br />
w y m iennego<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
2,5 2,7 2,9 3,1 3,3 3,5<br />
p H<br />
C a cm o l+ /kg Mg cm o l+ /kg Al. cm ol+/kg o Rys. 5. Wpływ pH na skład kompleksu wymiennego<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Álvarez E., Monterroso C., Marcos M.L.F. 2002. Aluminium fractionation in Galician (NW Spain)<br />
forest soils as related to vegetation and parent material. Forest Ecology and Management.<br />
166: 193–206.<br />
Badora A. 1999. Mobilne formy wybranych metali w glebach oraz niektóre aspekty ich immobilizacji.<br />
Rozprawa habilitacyjna. Wydawnictwo Akademii Rolniczej, Lublin.<br />
Bell J.N.B., Treshow M. 2004. Zanieczyszczenie powietrza a życie roślin. WNT, Warszawa.<br />
Berggren D., Mulder J. 1995. The role of organic matter in controlling aluminium solubility in acidic<br />
mineral soil horizons. Geochimica et Cosmochimica Acta. 59, 20: 4167–4180.<br />
Bertsch P. M, Bloom P. R. 1996. Methods of Soil Analysis. Soil Science Society of Ameica and<br />
American Society of Agronomy. Part 3. Chemical Methods, Aluminum. Book Series no. 5:<br />
517–550.<br />
Borůvka L., Kozák J. 2001. Geostatistical investigation of a reclaimed dumpsite soil with emphasis<br />
on aluminium. Soil & Tillage Research. 59: 115–126.<br />
Borůvka L., Mládková L., Drábek O. 2005. Factors controlling spatial distribution of soil acidification<br />
and Al forms in forest soils. J. Inorg. Biochem. 99: 1796–1806.<br />
Borůvka L., Mládková L., Drábek O., Vašát. 2005. Factors of spatial distribution of forest floor properties<br />
in the Jizerské Mountains. Plant Soil Environ. 51: 447–455.<br />
Dong D., Ramsey M.H., Thornton I. 1995. Effect of soil pH on Al availability in soils and its uptake<br />
by the soybean plant. Journal of Geochemical Exploration. 55: 223–230.<br />
Dong D., Xie Z., Du Y. 2001. The bioavailability of Al in soils to tea plants. Applied Geochemistry.<br />
16: 1413–1418.<br />
Drabek O., Borůvka L., Mladkova L., Kocarek M. 2003. Possible method of aluminium speciation<br />
in forest soils. Journal of Inorganic Biochemistry. 97: 8–15.<br />
Greszta J., Gruszka A., Kowalkowska M. 2002. Wpływ imisji na ekosystem. Wydawnictwo Naukowe<br />
Śląsk, Katowice.<br />
Hendershot W.H., Duquette M. 1986. A simple barium chloride method for determining cation exchange<br />
capacity and exchangeable cations. Soil Sci. Soc. Am. J. 50: 605–608.<br />
Kabata Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
Kotowski M., Pawłowski L., Zhu X. 1995. Glin w środowisku. Politechnika Lubelska, Lublin.<br />
72
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Kotowski M., Wieteska E., Pawłowski L., Kozak Z. 1994. Charakterystyka występowania różnych<br />
form glinu w wybranych elementach środowiska w Polsce. Państwowa Inspekcja Ochrony<br />
Środowisk, Warszawa.<br />
Matczak-Jon E. 1995. Rola glinu w środowisku. Wiadomości Chemiczne. 49: 483–500.<br />
Mládková L., Borůvka L., Drábek O. 2005. Soil properties and selected aluminium forms in acid<br />
forest soils as influenced by the type of stand factors. Soil Sci. Plant Nutr. 51: 741–744.<br />
Motowicka-Terelak T., Stuczyński T. 1993. Wpływ zanieczyszczeń chemicznych na glin w glebach.<br />
W: Chrom nikiel i glin w środowisku – problemy ekologiczne i metodyczne. Ossolineum.<br />
Ostrowska A., Gawliński St., Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin.<br />
Instytut Ochrony środowiska, Warszawa.<br />
PN-ISO 11260:1999 Jakość gleby. Oznaczanie efektywnej pojemności wymiennej kationowej<br />
I stopnia wysycenia zasadami z zastosowaniem roztworu chlorku baru.<br />
Soon Y.K. 1993. Fractionation of extractable aluminium in acid soils: a review and proposed procedure.<br />
Commun. Soil Sci. Plant Anal. 24. 13&14: 1683–1708.<br />
Staszewski T. 2004. Reakcja drzewostanów świerkowych na depozycję zanieczyszczeń powietrza.<br />
Wydawnictwo Uniwersytetu Śląskiego, Katowice.<br />
Urlich B., Mayer R., Khanna P.K. 1980. Chemical Changes Due to Acid Precipitation in a Loess-<br />
Derived Soil in Central Europe. Soil Sience. 130, 4: 193–199.<br />
van Hees P., Lundström U., Danielsson R., Nyberg L. 2001. Controlling mechanisms of aluminium<br />
in soil solution – an evaluation of 180 podzolic forest soils. Chemosphere 45: 1091–<br />
1101.<br />
van Hees P.A.W., Lundström U.S., Starr M., Giesler R. 2000. Factors influencing aluminium concentrations<br />
in soil solution from podzols. Geoderma. 94: 289–<strong>31</strong>0.<br />
Walna B., Spychalski W., Siepak J. 2005. Assessement of potentially reactive pools of aluminium<br />
in poor forest soils rusing two mthods of fractionation analiysis. Journal of Inorganic Biochemistry.<br />
99: 1807–1816.<br />
Zagrożenia trwałości lasów w Beskidach, czynniki sprawcze i działania zapobiegawcze. 23-24 listopada<br />
2006. Konferencja w Ustroniu Jaszowcu. Materiały zjazdowe.<br />
Zhu M., Jiang X., Ji G. 2001. Experimental investigation on aluminium release from haplic acrisols<br />
in southeastern China. Applied Geochemistry 19: 981–990.<br />
Badania sfinansowane ze środków na naukę w latach 2005–2008 jako projekt badawczy.<br />
MOBILE ALUMINIUM IN SPRUCE FOREST SOIL OF BESKID ŚLĄSKI<br />
The decay of spruce forests in Beskid Śląski is now observed. One of the main reason<br />
of this phenomenon are changes in soil composition caused by acid rains. In the investigation<br />
a very low pH of topsoils (pH < 3,4) and low contents of calcium and magnesium was<br />
evaluated. A percentage fraction of mobile, bioavailable aliminium varies between 3 and<br />
10% of total Al within concentration of the most toxic form of exchangeable Al ranges from<br />
640 to 1670 ppm. Aluminium toxicity seems to be a direct reason of trees weakening and<br />
increase of their susceptibility to pathogenic factors.<br />
73
Bioakumulacja<br />
EKSTRAKCJA SEKWENCYJNA W OCENIE MOBILNOŚCI METALI CIĘŻKICH<br />
W UKŁADZIE GLEBA/PRZEMYSŁOWY OSAD ŚCIEKOWY*<br />
WPROWADZENIE. W zależności od stężenia, stopnia utlenienia i łatwości tworzenia<br />
kompleksów, metale ciężkie mogą stać się czynnikami toksycznymi dla wszystkich żywych<br />
organizmów. Jednym ze źródeł skażenia środowiska naturalnego metalami ciężkimi<br />
jest przemysł – głównie galwanizerski. Podczas procesów prowadzonych w galwanizerni<br />
powstają duże ilości ścieków zawierających m.in. kationy metali: Cr, Cu, Ni, Zn, Pb, Fe.<br />
W technologii oczyszczania ścieków galwanicznych stosuje się niemal wyłącznie wytrącanie<br />
kationów metali w postaci nierozpuszczalnych uwodnionych tlenków i wodorotlenków,<br />
które po odsączeniu składuje się na składowiskach odpadów. Zestalanie osadów gipsem<br />
czy cementem ogranicza, ale nie zabezpiecza przed wymywaniem kationów metali [Bojanowska<br />
2002; Kabata-Pendias 1999].<br />
Określenie formy fizykochemicznej, w jakiej dany pierwiastek występuje (specjacja) pozwala<br />
określić m.in. jego toksyczność, biodostępność, możliwość migracji i kumulacji, a także<br />
biomagnifikacji. Rozmieszczenie form chemicznych danego pierwiastka w różnych frakcjach<br />
materiałów środowiskowych (m.in. glebach i wodach naturalnych) i przemysłowych<br />
rzutuje na jego dostępność dla organizmów żywych [Hulanicki 1998; Kalembkiewicz 2005;<br />
Namieśnik 2003].<br />
METODYKA BADAŃ. Całkowita zawartość danego metalu w próbce środowiskowej<br />
jest tylko częściową informacją analityczną. W celu uzyskania informacji o działaniu tego<br />
metalu na elementy środowiska naturalnego, o jego kontakcie z materią ożywioną, jest konieczne<br />
ilościowe określenie udziału poszczególnych form chemicznych i fizycznych tego<br />
pierwiastka (analiza specjacyjna).<br />
Ekstrakcja sekwencyjna materiałów środowiskowych to procedura wieloetapowa, która<br />
pozwala na określenie różnic w rozpuszczalności form chemicznych określonych metali<br />
w nich zawartych, wskazującej na potencjalne zagrożenie wyługowania ich do wód gruntowych<br />
i następnie włączenia do obiegu [Bielicka 2004; Shiowatana 2001; Walter 1999].<br />
Ekstrakcja sekwencyjna jako metoda badania próbek środowiskowych może być stosowana<br />
do określania mobilności formy chemicznej metalu w środowisku naturalnym. Warunki fizykochemiczne<br />
poszczególnych etapów stosowanych procedur ekstrakcyjnych są zbliżone do<br />
warunków panujących w środowisku przyrodniczym [Głosińska 2001, Kalembkiewicz 2005].<br />
Do charakterystyki specjacji funkcjonalnej najczęściej stosuje się metodę opracowaną<br />
przez Tessiera i współpracowników wyróżniającą 5 frakcji metali: F I – wymienna, F II – węglanowa,<br />
F III – tlenkowa, F IV – organiczna, F V – mineralna [Tessier 1979].<br />
Przyjmuje się, że metale zawarte we frakcjach FI – FIV są to metale potencjalnie biodostępne,<br />
które przy zmiennych warunkach środowiskowych mogą być uwalniane do ekosystemu<br />
i stanowić zagrożenie dla organizmów żywych [Tessier 1979; Kalembkiewicz 2005,<br />
Bielicka 2005; Świerk 2007].<br />
PRZEDMIOT BADAŃ. Przedmiotem badań ekstrakcji sekwencyjnej był galwaniczny<br />
ściekowy osad, trzy rodzaje gleb (piaskowa, gliniasta i uprawna) oraz mieszaniny tego osadu<br />
i odpowiedniej gleby. Do badań wykorzystano frakcje o średnicy ziaren w zakresie 0,1<br />
mm > Φ < 0,5 mm. Badania ekstrakcji sekwencyjnej Cu, Ni, Zn, Pb prowadzono według<br />
zmodyfikowanej procedury Tessiera wyróżniającej pięć frakcji metali ciężkich zawartych<br />
w badanym osadzie. Zawartość wybranych metali ciężkich (Cu, Ni, Pb, Zn) w poszczegól-<br />
* Dr Aleksandra Bielicka, dr Irena Bojanowska, dr Katarzyna Świerk – Zakład Inżynierii Środowiska,<br />
Wydział Chemii, Uniwersytet Gdański.<br />
74
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nych ekstraktach oznaczano stosując metodę absorpcyjnej spektrometrii atomowej (ASA)<br />
z zastosowaniem krzywej kalibracyjnej.<br />
WYNIKI I KOMENTARZ<br />
Osad galwaniczny. Całkowita zawartość wybranych metali ciężkich w osadzie galwanicznym<br />
wynosiła odpowiednio; Cu–1236±125 mg Cu/kg s.m., Ni–5307±450 mg Ni/kg s.m.,<br />
Pb–1468±163 mg Pb/kg s.m., Zn–159703±8105 mg Zn/kg s.m. Procentowy udział poszczególnych<br />
frakcji metali ciężkich w badanym osadzie galwanicznym przedstawiono na wykresach<br />
na rysunku 1.<br />
Miedź, nikiel oraz cynk w badanym osadzie przemysłowym występują głównie w formach<br />
biodostępnych (FI–FIV). Stanowią one średnio 90% ich całkowitej zawartości w badanym<br />
osadzie i mogą łatwo przedostawać się do różnych elementów środowiska naturalnego.<br />
Ołów w badanym osadzie jest w ok. 54% związany z minerałami (FV), a pozostała ilość<br />
– 46, 2% występuje w biodostępnych formach mobilnych (FI–FIV).<br />
Przemysłowe osady ściekowe pochodzące z galwanizerni stanowić mogą istotne zagrożenie<br />
dla środowiska. Pod wpływem, np. zmieniających się warunków atmosferycznych<br />
z tych osadów mogą być uwalniane metale ciężkie, które następnie mogą być włączane do<br />
biogeochemicznego obiegu.<br />
Udział frakcji<br />
[%]<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
3,8<br />
66,4<br />
Cu<br />
21,5<br />
3,9 4,2<br />
FI FII FIII FIV FV<br />
Udział frakcji<br />
[%]<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
5,9<br />
37,1<br />
ni<br />
34,6<br />
7,9<br />
13,8<br />
FI FII FIII FIV FV<br />
Udział frakcji<br />
[%]<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
3,8<br />
7,2<br />
pb<br />
13,1<br />
22<br />
53,8<br />
FI FII FIII FIV FV<br />
Udział frakcji<br />
[%]<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
15,2<br />
65,8<br />
15<br />
Zn<br />
1,6 2,3<br />
FI FII FIII FIV FV<br />
Rys. 1.<br />
Udział poszczególnych frakcji metali ciężkich w badanym osadzie galwanicznym<br />
Gleby. W każdej z badanych gleb największe nagromadzenie żelaza występuje we<br />
frakcji mineralnej (FV– od ok.60 do 80%), czyli niemobilnej. W glebie gliniastej i uprawnej<br />
największa ilość miedzi występuje we frakcji mineralnej (FV), w glebie piaskowej zaś we<br />
frakcji organicznej (FIV). W glebie piaskowej i gliniastej nikiel znajduje się głównie we frakcji<br />
75
Bioakumulacja<br />
mineralnej (FV). W glebie uprawnej największa ilość niklu jest zawarta we frakcji tlenkowej<br />
(FIII). W glebie gliniastej i uprawnej Zn znajduje się głównie we frakcji tlenkowej (FIII), w glebie<br />
piaskowej zaś we frakcji węglanowej (FII).<br />
Przedstawione wyniki potwierdzają, że forma występowania danego metalu w glebach<br />
oraz jego ilość w danej frakcji zależy od rodzaju gleby, od jej składu chemicznego oraz<br />
od warunków panujących w środowisku glebowym.<br />
Gleba–osad. Do oceny mobilności wybranych metali ciężkich (Cu, Ni, Zn, Fe) w glebie<br />
i mieszaninie gleba–osad pod wpływem wody, wykonano eksperyment zwany kolumnowym,<br />
którego schemat przedstawiono na rysunku 2.<br />
Glebę mieszano z osadem galwanicznym w stosunku wagowym 50:1 i umieszczano<br />
wodą dejonizowaną w ilości 100ml/tydzień. Odcieki zbierano do pojemników<br />
w polietylenowych kolumnach z perforowanym dnem. Tak przygotowane próbki zalewano<br />
wodą dejonizowaną polietylenowych. w ilości W odciekach 100 ml/tydzień. oznaczano zawartość Odcieki Cu, zbierano Ni, Zn, Fe. do pojemników polietylenowych.<br />
W odciekach oznaczano zawartość Cu, Ni, Zn, Fe.<br />
Zalewanie wodą dejonizowaną (100 ml/tydzień)<br />
Gleba I Gleba II Gleba III<br />
Gleba I<br />
+ osad<br />
(50:1)<br />
*<br />
Gleba II<br />
+ osad<br />
(50:1)<br />
*<br />
Gleba III<br />
+ osad<br />
(50:1)<br />
*<br />
Odcieki<br />
–oznaczanie zawartości metali ciężkich<br />
*Ekstrakcja sekwencyjna<br />
Cu, Ni, Fe, Zn z mieszaniny<br />
gleba + osad<br />
Rys. 2. Schemat Rys. badania 2. Schemat mobilności badania mobilności Cu, Ni, Cu, Fe, Ni, Zn Fe, w glebach Zn w glebach naturalnych i i glebach zawierających<br />
osad galwaniczny zawierających osad galwaniczny<br />
Po 1 tygodniu, 1 miesiącu i 3 miesiącach trwania eksperymentu pobierano próbki mieszanin<br />
Po 1 tygodniu, 1 miesiącu i 3 miesiącach trwania eksperymentu pobierano próbki mieszanin<br />
z kolumn, suszono na i prowadzono pięciostopniową ekstrakcję sekwen-<br />
z kolumn, suszono na powietrzu i prowadzono pięciostopniową ekstrakcję sekwencyjną<br />
cyjną Cu, Ni, Cu, Zn Ni, i Fe. Zn i Fe.<br />
Nie Nie zaobserwowano istotnego wzrostu stężenia metali metali (Cu, (Cu, Ni, Fe, Ni, Zn) Fe, uwalnianych Zn) uwalnianych<br />
z mieszanin gleba/osad z mieszanin gleba/osad galwaniczny pod pod wpływem wody dejonizowanej podczas podczas trwania trwania<br />
eksperymentu. eksperymentu.<br />
Udział poszczególnych Udział poszczególnych frakcji frakcji metali metali ciężkich ciężkich w badanych badanych mieszaninach mieszaninach gleba - gleba osad – osad<br />
galwaniczny nie zmienił się istotnie w trakcie prowadzenia procesu. Wyniki badań pokazują,<br />
że metale ciężkie. zawarte w mieszaninach gleba – osad galwaniczny występują głównie<br />
galwaniczny nie zmienił się istotnie w trakcie prowadzenia procesu. Wyniki badań pokazują,<br />
że metale ciężkie. zawarte w mieszaninach gleba - osad galwaniczny występują głównie<br />
w formach biodostępnych (FI – FIV).<br />
w formach biodostępnych (FI – FIV).<br />
PODSUMOWANIE. Wyniki Wyniki badań poszczególnych układów układów zestawiono zestawiono w tabeli 1. w tabeli 1.<br />
Porównując wyniki ekstrakcji sekwencyjnej metali ciężkich z osadów ściekowych, gleb<br />
i mieszanin gleba – osad galwaniczny zaobserwowano niewielkie różnice w udziale poszczególnych<br />
frakcji.<br />
76
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Frakcje ekstrakcji sekwencyjnej, w których znajduje się największa ilość metali ciężkich<br />
w osadzie galwanicznym, glebach i mieszaninach gleba – osad galwaniczny<br />
Osad galwaniczny Gleba piaskowa Mieszanina gleba piaskowa–osad<br />
Cu – frakcja FIV<br />
Cu – frakcja F III<br />
Ni – frakcja FV<br />
Ni – frakcja F II<br />
Cu, Ni, Zn<br />
FII<br />
Fe – frakcja FV<br />
Fe – frakcja FIII<br />
Zn – frakcja FII<br />
Zn – frakcja F II<br />
Gleba uprawna<br />
Mieszanina gleba uprawna–osad<br />
Cu – frakcja FV<br />
Cu – frakcja FIV<br />
Cu, Ni, Zn<br />
Ni – frakcja FV<br />
Ni – frakcja FIII<br />
FII<br />
Fe – frakcja FV<br />
Fe – frakcja FV<br />
Zn – frakcja FIII<br />
Zn – frakcja FII<br />
Gleba gliniasta<br />
Mieszanina gleba gliniasta–osad<br />
Cu – frakcja FV<br />
Cu – frakcja FII<br />
Cu, Ni, Zn<br />
Ni – frakcja FV<br />
Ni – frakcja F II<br />
FII<br />
Fe – frakcja FV<br />
Fe – frakcja FIII<br />
Zn – frakcja FIII<br />
Zn – frakcja F II<br />
Ługowanie metali ciężkich z mieszaniny gleba–osad wodą dejonizowaną przez okres<br />
3 miesięcy nie zwiększało stężenia jonów w odciekach. Eksperyment ten stanowi tło do już<br />
rozpoczętych badań z roztworami o pH < 6 i pH > 8. Na ich podstawie uda się ocenić zagrożenie<br />
jakie metale ciężkie zawarte w tych osadach stanowią dla środowiska naturalnego.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bielicka A., Bojanowska I., Wiśniewski A. 2004. Sequential extraction of chromium from galvanic<br />
wastewater sludge, Polish J. Environ. Studies 14(2): 145–148.<br />
Bielicka A., Świerk K., Bojanowska I., Kowalczyk J. 2005. Chemical fractionation of heavy metals<br />
in galvanic wastewater sludge. Annals of the Polish Chemical Society. 2: 114–117.<br />
Bojanowska I. 2002. Recovery of chromium from galvanic wastewater sludge”, Polish J. Environ.<br />
Studies, 11(3): 225–229.<br />
Głosińska G., Boszke L., Siepak J. 2001. Ewolucja pojęć specjacja i analiza specjacyjna w literaturze<br />
polskiej. Chemia i Inżynieria Ekologiczna. 11: 1109–1113.<br />
Hulanicki A. 1998, Specjacja w wodach i osadach dennych – tematyka zbieżna , czy rozbieżna.<br />
W: Siepak J. (red.) Analiza specjacyjna metali w próbkach wód i osadów dennych. UAM,<br />
Poznań.<br />
Kabata – Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
Kalembkiewicz J., Sočo E. 2005. Ekstrakcja sekwencyjna metali z próbek środowiskowych. Wiadomości<br />
Chemiczne. 59(7-8): 697–721.<br />
Namieśnik J. 2003. Trendy w analityce i monitoring środowiskowy. W: Namieśnik J. Chrzanowski<br />
W., Szpinek P. (red.), Nowe horyzonty i wyzwania w analityce i monitoringu środowiskowym.<br />
CEEAM PG, Gdańsk.<br />
Shiowatana J., Tantidanai N., Nookabkaew S., Nacapricha D. 2001. A novel continuos – flow sequential<br />
extraction procedure for metal speciation in solids, J. Environ. Qual. 30: 1195.<br />
Świerk K., Bielicka A., Bojanowska I., Maćkiewicz Z. 2007. Investigation of heavy metals leaching<br />
from industrial wastewater sludge, Polish J. Environ. Stud. 16(3): 447–451.<br />
Tessier A., Campbell P. G. C., Bisson M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation<br />
77
Bioakumulacja<br />
of particulate trace metals. Analytical Chemistry. 51(7): 844–851.<br />
Walter I., Cuevas G., 1999. Chemical fractionation of heavy metals in soil amended with repeated<br />
sewage sludge application. The Science of the Total Environment. 226: 113–119.<br />
Praca finansowana ze środków BW/8000-5-0453-7 oraz DS/8270-4-0093-7.<br />
SEQUENTIAL EXTRACTION PROCEDURE AS A TOOL OF EVALUATION OF HEAVY<br />
METALS MOBILITY IN SOILS AND INDUSTRIAL WASTEWATER SLUDGE<br />
Proper evaluation of the effect of heavy metals on the natural environment is possible<br />
on the basis of knowledge about their forms and bindings with soil, sediment, sludge or solid<br />
waste components found. Sequential extraction could be the source of the above mentioned<br />
information, enabling identification and quantitative determination of various forms of<br />
the same chemical element. It is therefore widely used as a tool for the study of fate of metals<br />
in the environment.<br />
The aim of this work was to identify mobility of different metals in galvanic wastewater<br />
sludge and polluted soils determined by the sequential extraction method. A five-step sequential<br />
fractionation scheme was used to partition the metals into exchangeable (FI), acidsoluble<br />
(FII), reducible (FIII), organic matter (FIV) and residual (FV) fractions. The metals<br />
forms occurred in fractions FI–FIV can be released to ecosystems under changeable natural<br />
conditions.<br />
In experiments dewatered galvanic sludge from electroplating plant and three types of<br />
soils: sandy forest, agriculture and loamy, were used. Different chemical fractions of Cu, Ni,<br />
Pb and Zn were examined. Investigations were performed for air-dry weight of the sludge<br />
and soil samples.<br />
78
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
THE POSSIBILITY OF INTEGRATION OF CHEMICAL AND MAGNETOMETRIC<br />
MEASUREMENTS IN ORDER TO ASSESS THE POTENTIAL SOIL CONTAMINATION<br />
WITH HEAVY METALS*<br />
Introduction. Soil magnetic susceptibility is one of soil properties that enables to<br />
assess the level of soil contamination with heavy metals. Dust produced during many industrial<br />
processes and soil fuel combustion contains significant amounts of heavy metals<br />
[Kapicka 1997]. Dust deposition on the soil surface is a source of soil contamination with<br />
heavy metals but also causes the increase of the soil magnetic susceptibility [Strzyszcz<br />
1996, 1998]. Many studies [Hanesch 2002] showed that strong and positive correlation exists<br />
between soil magnetic susceptibility and heavy metals content in soil. According to this,<br />
field magnetometry may be used as a cheap alternative for expensive and time-consuming<br />
chemical analyses. However, soil magnetic susceptibility is a measure which gives rather<br />
qualitative information about heavy metals content in soil than quantitative one. For this<br />
reason, a great number of chemical analyses should be performed in order to analyze the<br />
measuring results effectively. Geostatistical methods, which enable data integration, may be<br />
very helpful for this purpose. These methods allow to use multiple kinds of measurements in<br />
order to increase the precision of analyses.<br />
This study presents the examples of application of chosen methods of data integration<br />
in field magnetometry. At selected study area, located within Upper Silesia Industrial Area, a<br />
series of soil magnetic susceptibility measurements were performed, and also Zn content in<br />
soil was determined. Next, the methods of data integration were applied and compared.<br />
Study area. Study area was located within the Upper Silesian Industrial Area in large<br />
park. The park, commonly called Park Osmańczyka, is located between towns Bytom and<br />
Tarnowskie Góry. The sampled area had irregular shape with dimensions equaled about 7<br />
and 5 km. All measurements were performed in forested area.<br />
Fig. 1. Location of the study area and spatial distribution of sample points<br />
* Dr hab. inż. Jarosław Zawadzki, mgr inż. Piotr Fabijańczyk – Instytut Systemów Inżynierii<br />
Środowiska, Zakład Zastosowań Matematycznych, Politechnika Warszawska.<br />
79
Bioakumulacja<br />
Materials and methods. The study was performed using the results of field magnetic<br />
susceptibility measurements, covering the examined surface, as well as sparsely distributed<br />
chemical measurements. Overall 96 measurements of κ and 14 chemical analyses<br />
were carried out.<br />
Surface magnetic susceptibility κ was measured with the MS2D Bartington loop sensor,<br />
which maximal depth of penetration equals 10 cm [Dearing 1994]. This device was connected<br />
with GPS system in order to obtain geographic position of sample location. At the selected<br />
sample location, ten to fifteen single measurements were done in the circle of 2 m, and<br />
after that, the average value was calculated and assumed as a κ value at selected sample<br />
location. The measurements were done without any surface preparation, like depriving the<br />
forest bedding, except for cutting of high grass or removal of twigs. Chemical analyses were<br />
performed using the soil samples collected in field.<br />
In this study, several methods of data integration were used. One of them is cokriging<br />
that is a variety of kriging [Isaaks 1898; Zawadzki 2003], which enables to use multiple<br />
variables. These variables can be divided into two groups: primary and secondary variable.<br />
Usually, primary variable is difficult to measure or its analyses are expensive and time-consuming.<br />
Very often primary variable is also too rarely sampled. In this case, using cokriging,<br />
it is possible to integrate different environmental data like, physical, chemical and geological<br />
ones with primary variable. In order to do this one condition must be fulfilled, namely secondary<br />
variables must be strongly correlated with primary variable. It is necessary to obtain<br />
cross-correlations between primary and secondary variables and also to model the crosssemivariogram.<br />
Cokriging, similarly like kriging demands the knowledge of spatial variability<br />
of all used variables, which usually is described by appropriate semivariograms. In order to<br />
model the semivariogram effectively relatively large data sets must be provided. This may<br />
be the limitation of cokriging methods application.<br />
In order to solve the problem of “small data set” few methods were developed [Abbaspour<br />
1998; Papritz 1993; Lark 2002]. One of them is Co_Est method [Abbaspour 1998],<br />
which is the second one presented in this study. Similarly to cokriging, also primary and<br />
secondary variables are used. According to the significant correlation between primary and<br />
secondary variables it is possible to calculate the pedotransfer function. The pedotransfer<br />
function enables to estimate the values of primary variable at unsampled locations, where<br />
only secondary variables were measured. Afterward the number of values of primary variable<br />
increases, and it is possible to better model the semivariogram. Subsequently spatial<br />
distribution of primary variable is computed, usually using ordinary kriging.<br />
Results and discussion. Firstly descriptive statistics were computed for soil κ<br />
and for Zn content in soil (table 1). Zn was chosen from many heavy metals, which were<br />
analyzed as a good indicator of soil pollution in high urbanized area.<br />
Table 1. Descriptive statistics of the Zn content in soil and soil κ<br />
Number Average Median Min. Max. Std. Dev.<br />
Skewness<br />
Surface κ [10 -5 SI] 96 56.3 53.3 19.8 110.2 22.4 0.67<br />
Zn [mg/kg] 14 400.0 430.0 132.0 900.0 238.6 0.65<br />
Zn pedotransfer [mg/kg] 110 <strong>31</strong>1.2 288.7 132.0 900.0 121.7 1.65<br />
The Pearson correlation coefficient between Zn content and surface soil κ equaled<br />
0.44. This indicates existence of correlation, which would enable to integrate both variables.<br />
80
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Next, the measuring data was analyzed using two methods. First one was cokriging. In order<br />
to use this method it was necessary to model the spatial variability of Zn content in soil<br />
and soil κ.<br />
Fig. 2. Semivariograms of Zn content (a), soil κ (b) and cross-semivariogram (c.) used in cokriging<br />
It is noticeable, from the Figure 2, that in case of primary variable number of samples<br />
was not large enough to calculated reliable semivariogram. Due to this semivariogram was<br />
modeled using only linear model (Fig. 2a.), which does not achieve the sill. The same situation<br />
was met in case of cross-semivariogram (Fig. 2c.), also caused by small number of<br />
sample locations were both variables were measured. As well only linear model was fitted<br />
to experimental cross-semivariogram. After the semivariogram modeling spatial distribution<br />
of Zn content in soil was computed using cokriging.<br />
Second method was Co_Est. In case of this method, primary and secondary variables<br />
were the same as in cokriging. Small number of samples was increased by the values of<br />
primary variable calculated in sample locations where only secondary variable was measured.<br />
It was done using simple pedotransfer function, which in this case was linear regression<br />
function between Zn content in soil and soil κ, giving by the following equation:<br />
Zn content [mg∙kg -1 ] = 75.39 + 3.96 ∙ surface soil κ [∙10 -5 SI]<br />
After the values of primary variable were calculated from pedotransfer function, the<br />
number of samples increased from 14 to 110. Descriptive statistics for data set of 110 values<br />
of Zn content were placed in Table 1. Subsequently semivariogram of Zn content was<br />
calculated (Fig. 2b.), and afterward spatial distribution of Zn content in soil was computed<br />
using ordinary kriging.<br />
Table 2. Prediction errors for ordinary kriging and methods used for data integration at studied<br />
area<br />
Kriging Cokriging Co_Est<br />
Root-Mean-Square 329.5 298.3 102.4<br />
Average Standard Error 271.6 267.5 101.3<br />
Root-Mean-Square Standardized 1.149 1.115 1.020<br />
Subsequent to computing the spatial distributions, the prediction errors were calculated<br />
for kriging and for both methods of data integration, namely cokriging and Co_Est (table<br />
2). The results show that, in comparison with kriging, cokriging gave slightly better results.<br />
81
Bioakumulacja<br />
The small differences in spatial distributions obtained by kriging and cokriging are due to the<br />
small number of samples, and possible significant errors in models of spatial variability – appropriate<br />
semivariograms. Average standard errors of estimation equaled 329.5 and 298.5<br />
for kriging and cokriging, respectively. It is also noticeable, that the increase of number of<br />
samples in Co_Est method caused significant decrease of prediction errors. In this case the<br />
root mean square and average standard error were about three times lower in comparison<br />
with those for kriging and cokriging methods (Fig. 3).<br />
Fig. 3. Spatial distribution of Zn content in soil obtained by kriging (14 samples), cokriging (14<br />
chemical samples integrated with 90 ones of κ) and Co_Est (110 samples obtained with<br />
pedotransfer function)<br />
Conclusions. The results show that, in principle, it is possible to effectively integrate<br />
the chemical and soil magnetic susceptibility measurements. Cokriging may give better results<br />
than ordinary cokriging, however, usually its effectiveness may depend on many factors,<br />
especially on the number of available samples and their relative distribution. This is<br />
why this factors should be taken into account before the measurements.<br />
Frequently, in situations when small number of samples is given, it is highly advisable to<br />
use methods, which does not demand the accurate modeling of spatial variability of primary<br />
measurements. In this situation, methods like Co_Est may be very helpful in integrating the<br />
chemical and magnetometric measurements.<br />
The work was financed by the Ministry of Science and Information Technologies within the<br />
research framework no. 3 T09D 01328.<br />
References<br />
Abbaspour K.C., Schulin R., van Genuchten, Schlappi E. 1998. An alternative to cokriging for situations<br />
with small sample sizes. Mathematical Geology. 30(1): 259–274.<br />
Dearing J.A. 1994. Environmental Magnetic Susceptibility: Using the Bartington MS2 System.<br />
Chi Publishing, Kenilworth UK.<br />
Hanesch M., Scholger R. 2002. Mapping of heavy metal loadings in soils by means of magnetic<br />
susceptibility measurements. Environ. Geol. 42: 857–870.<br />
Isaaks E. H. Srivastava R. M. 1989. An Introduction to Applied Geostatistics, Oxford University<br />
Press, New York.<br />
82
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Kapicka A., Petrovsky E., Machackova E., Ustjak S., Zaplatel K. 1997. Magnetic mapping of flyash<br />
pollution around a coal-burning power plant of Pocerady. Czech Republic Ann. Geophys.<br />
15: C103.<br />
Lark R.M. 2002. Robust estimation of the pseudo cross-variogram for cokriging soil properties<br />
53: 253–270.<br />
McBratney A.B., Webster R. 1986. Choosing function for semivariograms of soil properties and<br />
fitting them to sampling estimates. Journal of Soil Sciences. 37:617–639.<br />
Papritz A., Kunsch H.R., Webster R. 1993. On the pseudo-crossvariogram. Mathematical Geology<br />
25: 1015–1026.<br />
Strzyszcz Z., Magiera T. 1998. Heavy metal contamination and magnetic susceptibility in soils of<br />
southern Poland. Phys. Chem. Earth. 23: 1127–11<strong>31</strong>.<br />
Strzyszcz Z., Magiera T., Heller F. 1996. The influence of industrial emissions on the magnetic susceptibility<br />
of soils in Upper Silesia. Studia Geoph. et Geod. 40: 276–286.<br />
Zawadzki J. 2003. Introduction to integration of spatial data by cokriging method. Wiadomości<br />
Statystyczne GUS 5: 7–21.<br />
MOŻLIWOŚĆ INTEGRACJI POMIARÓW CHEMICZNYCH Z MAGNETOMETRYCZNYMI<br />
W CELU OCENY POTENCJALNEGO ZANIECZYSZCZENIA GLEB METALAMI CIĘŻKIMI<br />
Depozycja pyłów przemysłowych, zawierających m.in. cząstki magnetyczne, na powierzchni<br />
gleb powoduje zmiany podatności górnych warstw gleby. Podatność magnetyczna<br />
jest miarą pozwalającą na określenie zawartości cząstek magnetycznych w glebie oraz<br />
między innymi zawartości metali ciężkich. Pomiary podatności magnetycznej są pomiarami<br />
szybkimi i niedestrukcyjnymi, w związku z tym mogą stanowić efektywne uzupełnienie pomiarów<br />
chemicznych dotyczących zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi.<br />
Niniejsza praca prezentuje analizę możliwości integracji pomiarów chemicznych z pomiarami<br />
magnetometrycznymi. W tym celu na obszarze Górnośląskiego Okręgu Przemysłowego<br />
wybrane zostały obszary pomiarowe, na których wykonano pomiary magnetometryczne<br />
i analizy chemiczne zawartości metali ciężkich w glebie. Następnie przy<br />
wykorzystaniu metod geostatystycznych wykonane zostały rozkłady przestrzenne podatności<br />
magnetycznej w celu określenia potencjalnego zanieczyszczenia gleb metalami<br />
ciężkimi.<br />
Rezultaty pokazują, że możliwe jest geostatystyczne zintegrowanie pomiarów chemicznych<br />
i magnetometrycznych, aczkolwiek efektywność integracji zależeć może od wielu<br />
czynników, takich jak ilość pomiarów lub skala przestrzenna badanego obszaru.<br />
83
Bioakumulacja<br />
ZASTOSOWANIE TESTU WYCIĄGU 0,01 M CHLORKU WAPNIA W MONITORINGU<br />
ZANIECZYSZCZENIA GLEBY I PŁYTKICH WÓD GRUNTOWYCH SKŁADNIKAMI<br />
MINERALNYMI Z OBSZARÓW WIEJSKICH*<br />
WPROWADZENIE. Działalność produkcyjna na terenie zagrody wiejskiej i w jej otoczeniu<br />
przyczynia się do zanieczyszczenia gleby i wody gruntowej składnikami nawozowymi<br />
[Sapek, Sapek i Pietrzak 2000; Sapek 2002]. Istnieje zatem potrzeba zastosowania prostego<br />
testu glebowego umożliwiającego ocenę zanieczyszczenia gleby rozpuszczalnymi formami<br />
składników mineralnych oraz prognozowanie ich przemieszczania się wód gruntowych.<br />
Opracowany przez Houbę i in. [1990; 2000] test wyciągu 0,01 M CaCl 2<br />
jako łagodny<br />
roztwór ekstrakcyjny pozostający w stanie równowagi z roztworem glebowym może być<br />
przydatny do oceny przemieszczania się łatwo rozpuszczalnych form składników z gleby<br />
do wód gruntowych [Hesketh i Brookers 2000; Burzyńska 2005; Burzyńska i Sapek 2001].<br />
Ponadto wyciąg 0,01 M CaCl 2<br />
posiada wiele zalet, m.in. postępowanie analityczne jest<br />
tanie, proste i nie stwarza zagrożenia dla środowiska w postaci zanieczyszczeń laboratoryjnych.<br />
CEL BADAŃ. Celem niniejszych badań było wykazanie przydatności testu wyciągu<br />
0,01 M CaCl 2<br />
do oceny zanieczyszczenia środowiska glebowego oraz ryzyka przemieszczania<br />
się łatwo rozpuszczalnych form składników mineralnych do płytkich wód gruntowych<br />
z obszarów wiejskich.<br />
MATERIAŁ I METODYKA. Do badań pobierano w latach 2001–2002 próbki gleby<br />
z warstw: 0–10 i 10–20 cm oraz próbki wody gruntowej ze studzienek kontrolnych zainstalowanych<br />
w 10 gospodarstwach demonstracyjnych projektu BAAP (Projekt Ograniczenia<br />
Zanieczyszczenia Wód Bałtyku ze Źródeł Rolniczych) realizowanego w Zakładzie Chemii<br />
Gleby i Wody IMUZ. Badania prowadzono na terenie trzech województw, tj.: kujawsko-pomorskiego,<br />
mazowieckiego i podlaskiego.<br />
Próbki gleby pobierano dwukrotnie w ciągu roku (wiosną i jesienią), a wody gruntowej<br />
co dwa miesiące ze stałych punktów, położonych na terenie zagrody wiejskiej (Z), m.in.<br />
z miejsc składowania i przechowywania odchodów zwierzęcych oraz spod łąk (Ł).<br />
Świeżo pobrane próbki gleby ekstrahowano za pomocą roztworu 0,01 M CaCl 2<br />
po zmodyfikowaniu<br />
metody Houby [1990]. W tym celu próbki gleby odmierzano metodą objętościową,<br />
w specjalnym aparacie z zastosowaniem stałego nacisku 1,3 MPa. Próbki o objętości<br />
50 cm 3 , przenoszono do butelek, uzupełniając je 100 cm 3 roboczego roztworu 0,01 M CaCl 2<br />
i wytrząsano przez 30 minut w temperaturze pokojowej. Przygotowane wyciągi sączono<br />
przez sączki z bibuły filtracyjnej (wolne od fosforanów), odrzucając pierwszą (ok. 20 cm 3 )<br />
porcję przesączu. Kolejną porcję ok. 50 cm 3 wyciągu przeznaczono do oznaczenia zawartości:<br />
P, K, Mg, Mn i Zn. W pozostałej suspensji glebowej zmierzono wartość pH.<br />
W wyciągu z gleby oraz w wodach gruntowych oznaczono następujące parametry: pH<br />
– potencjometrycznie; fosfor – metodą kolorymetryczną za pomocą autoanalizera przepływowego<br />
marki SKALAR; potas – metodą emisyjną, za pomocą aparatu UNICAM 939 AAS;<br />
magnez, mangan i cynk – metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej za pomocą aparatu<br />
UNICAM 939 AAS,<br />
WYNIKI BADAŃ. Otrzymane wyniki analiz chemicznych poddano obróbce statystycznej<br />
za pomocą pakietu statystycznego STATISTICA 5.0. Zawartości składników w wyciągu<br />
z gleby i ich stężenia w płytkich wodach gruntowych nie miały rozkładu normalnego,<br />
* Irena Burzyńska – Zakład Chemii Gleby i Wody, Instytut Melioracji i Użytków Zielonych<br />
w Falentach.<br />
84
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
dlatego też, obliczono współczynniki korelacji nieparametrycznych rang Spearman’a. Obliczenia<br />
współzależności między badanymi składnikami w układzie: wyciąg glebowy – płytkie<br />
wody gruntowe wykonano po przyporządkowaniu jednemu terminowi pobrania próbek<br />
gleby w sezonie wiosenno-letnim lub jesienno-zimowym, kolejne terminy pobrania wód<br />
gruntowych. Opisany sposób przyporządkowania wyników analiz chemicznych umożliwił<br />
prześledzenie w czasie, związku między zawartością składników mineralnych w glebie,<br />
a terminem ich występowania w płytkich wodach gruntowych.<br />
SKŁADNIKI MINERALNE W GLEBIE I W PŁYTKICH WODACH GRUNTOWYCH<br />
Fosfor. Próbki gleby i płytkich wód gruntowych z terenu zagrody wiejskiej zawierały<br />
znacznie więcej fosforu, niż spod łąk produkcyjnych (tab. 1 i 2). Zawartość rozpuszczalnych<br />
form tego składnika w glebie spod łąk produkcyjnych była znacznie większa w sezonie<br />
jesienno-zimowym niż wiosenno-letnim. Podobną tendencję zaobserwowano dla próbek<br />
z terenu zagrody wiejskiej. Statystycznie istotne współzależności rang Spearman’a między<br />
zawartością zawartością fosforu fosforu w wyciągu w wyciągu 0,01 M CaCl 2 2 z gleby z gleby i jego i stężeniem jego stężeniem w płytkich wodach w płytkich wodach<br />
gruntowych,<br />
gruntowych,<br />
otrzymano<br />
otrzymano<br />
w sezonie<br />
w sezonie<br />
wiosenno-letnim<br />
wiosenno-letnim dla próbek<br />
dla<br />
z<br />
próbek<br />
terenu zagrody<br />
z terenu<br />
wiejskiej<br />
zagrody<br />
i<br />
wiejskiej<br />
i łąk produkcyjnych (tab. 3).<br />
łąk produkcyjnych (tab. 3).<br />
Potas. Badane gleby i wody gruntowe były nadmiernie zanieczyszczone potasem (tab.1<br />
Potas. Badane gleby i wody gruntowe były nadmiernie zanieczyszczone potasem (tab.1 i 2).<br />
i 2). Stężenia K w wodach gruntowych znacznie przekraczały dopuszczalne zakresy stężenia<br />
tego<br />
Stężenia<br />
pierwiastka<br />
K w wodach<br />
dla<br />
gruntowych<br />
wód podziemnych<br />
znacznie przekraczały<br />
[Rozporządzenie...<br />
dopuszczalne zakresy<br />
2004].<br />
stężenia<br />
Największe<br />
tego<br />
zawartości<br />
tego pierwiastka składnika dla otrzymano wód podziemnych w glebie [Rozporządzenie ze strefy produkcyjnej 2004]. Największe zagrody zawartości wiejskiej tego (rys. 1a),<br />
a znacznie składnika mniejsze otrzymano spod w łąk glebie produkcyjnych, ze strefy produkcyjnej zwłaszcza zagrody wiejskiej w okresie (rys. 1a), intensywnego a znacznie pobierania<br />
składników pokarmowych przez roślinność łąkową w okresie wegetacyjnym (rys.1 b).<br />
mniejsze spod łąk produkcyjnych, zwłaszcza w okresie intensywnego pobierania składników<br />
pokarmowych przez roślinność łąkową w okresie wegetacyjnym (rys.1 b).<br />
a<br />
800<br />
Teren zagrody wiejskiej<br />
SD<br />
800<br />
K mg dm3<br />
600<br />
400<br />
200<br />
600<br />
400<br />
200<br />
0<br />
0-10 10-20 0-10 10-20 0-10 10-20 0-10 10-20 0-10 10-20 0-10 10-20<br />
w l w l jz jz w l w l jz jz w l w l jz jz<br />
Gnojow nia Wyrzutnik obornika Pryzma kiszonki<br />
Miejsce pobrania próbek<br />
0<br />
Średnia<br />
SD<br />
b<br />
200<br />
Teren k produkcyjnych<br />
SD<br />
200<br />
K mg dm3<br />
150<br />
100<br />
50<br />
150<br />
100<br />
50<br />
0<br />
0-10 10-20 0-10 10-20 0-10 10-20 0-10 10-20 0-10 10-20 0-10 10-20<br />
0<br />
w l w l jz jz w l w l jz jz w l w l jz jz<br />
ka zmiennie uytkow ana pastw isko ka<br />
Miejsce pobrania próbek<br />
Średnia<br />
SD<br />
Rys. 1. Średnie zawartości potasu (mg·dm -3 ) w wyciągu 0,01 M CaCl 2<br />
z dwóch warstw gleby od<br />
Rys. 1. Średnie zawartości potasu (mg·dm -3 ) w wyciągu 0,01 M CaCl 2 z dwóch warstw gleby<br />
0 do 20 cm w wybranych punktach badawczych na terenie zagrody wiejskiej (a) i łąk produkcyjnych<br />
(b) sezonie wiosenno-letnim (wl) i jesienno-zimowym (jz) lat 2001–2002<br />
od 0 do 20 cm w wybranych punktach badawczych na terenie zagrody wiejskiej (a) i łąk<br />
produkcyjnych (b) w sezonie wiosenno-letnim (wl) i jesienno-zimowym (jz) lat 2001–2002.<br />
85
Bioakumulacja<br />
Tabela 1. Wartość pH CaCl2<br />
oraz zawartość fosforu, potasu, magnezu, manganu i cynku (mg·dm -3 )<br />
w wyciągu 0,01 M CaCl 2<br />
z warstw gleby od 0–10 i 10–20 cm pobranej na terenie zagrody<br />
wiejskiej i łąk produkcyjnych<br />
Warstwa<br />
gleby (cm)<br />
Wartość<br />
pHCaCl2<br />
Zawartość składnika (mg•dm -3 )<br />
P K Mg Mn Zn<br />
0–10<br />
10–20<br />
0–10<br />
10–20<br />
0–10<br />
10–20<br />
0–10<br />
10–20<br />
Teren zagrody wiejskiej<br />
Sezon: wiosenno-letni*<br />
Średnia 6,8 4,19 326,82 59,54 0,062 0,085<br />
SD 0,68 8,29 307,33 33,32 0,260 0,168<br />
Średnia 6,9 3,68 364,48 54,94 0,139 0,143<br />
SD 0,64 8,80 371,45 <strong>31</strong>,44 0,540 0,372<br />
Sezon: jesienno-zimowy**<br />
Średnia 7,1 3,60 350,60 49,53 0,059 0,038<br />
SD 0,53 6,54 332,87 24,47 0,152 0,056<br />
Średnia 7,1 3,67 291,60 44,91 0,045 0,038<br />
SD 0,52 30,95 277,67 24,12 0,139 0,100<br />
Łąki produkcyjne<br />
Sezon: wiosenno-letni***<br />
Średnia 6,7 0,18 38,27 44,70 0,202 0,237<br />
SD 0,80 0,17 34,82 20,70 0,470 0,609<br />
Średnia 6,7 0,34 37,69 43,18 0,178 0,225<br />
SD 1,0 0,55 35,24 17,89 0,530 0,697<br />
Sezon: jesienno-zimowy****<br />
Średnia 6,7 0,90 89,69 41,67 0,056 0,116<br />
SD 0,60 1,06 59,47 19,21 0,100 0,213<br />
Średnia 6,7 0,34 86,89 39,61 0,049 0,186<br />
SD 0,61 0,39 62,62 16,49 0,112 0,426<br />
* n=43, ** n = 33, *** n=15, **** n = 11.<br />
Statystycznie istotne współzależności rang Spearman’a między zawartością K w wyciągu<br />
0,01 M CaCl 2<br />
z gleby a jego stężeniem w płytkich wodach gruntowych otrzymano dla<br />
próbek spod zagrody wiejskiej w sezonie wiosenno-letnim (tab. 3).<br />
Magnez. Średnie zawartości magnezu w wyciągu z gleby były do siebie zbliżone bez<br />
względu na termin pobrania próbek oraz badaną warstwę (tab.1). Analizowane wody gruntowe<br />
pod względem stężenia magnezu należały do I i II klasy czystości według rozporządzenia<br />
Ministra Środowiska z 2004 r. Statystycznie istotne współzależności między zawartością<br />
magnezu w wyciągu z gleby a stężeniem tego składnika w wodzie gruntowej,<br />
otrzymano dla próbek spod łąk w sezonie wiosenno-letnim (tab. 3)<br />
Mangan. Zawartości manganu w wyciągu z gleby oraz jego stężenia w płytkich wodach<br />
gruntowych bez względu na miejsce pobrania próbek oraz sezon były stosunkowo<br />
małe (tab. 1 i 2). Badane wody charakteryzowała bardzo dobra jakość [Rozporządzenie...<br />
2004].<br />
Cynk. Podobnie jak w przypadku manganu, zawartości cynku w glebie jak i jego stężenia<br />
w płytkich wodach gruntowych były bardzo małe (tab. 1 i 2).<br />
86
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 2. Wartość pH oraz stężenie fosforu, potasu, magnezu, manganu i cynku (mg·dm -3 )<br />
w płytkich wodach gruntowych z terenu zagrody wiejskiej i łąk produkcyjnych<br />
Wartość<br />
pH<br />
Stężenie składnika (mg·dm -3 )<br />
P K Mg Mn Zn<br />
Teren zagrody wiejskiej<br />
Sezon: wiosenno-letni*<br />
Średnia 7,4 5,24 356,38 30,25 1,26 0,148<br />
SD 0,68 6,54 399,85 21,97 2,80 0,2036,99<br />
Sezon: jesienno-zimowy**<br />
Średnia 7,0 4,19 548,37 46,48 1,16 0,070<br />
SD 0,40 4,22 716,72 25,90 2,26 0,041<br />
Łąki produkcyjne<br />
Sezon: wiosenno-letni***<br />
Średnia 7,6 0,75 43,85 25,70 0,109 0,137<br />
SD 0,59 1,28 75,51 11,22 0,19 0,20<br />
Sezon: jesienno-zimowy****<br />
Średnia 7,3 1,91 110,52 23,45 0,132 0,289<br />
SD 0,54 1,67 68,25 8,42 0,10 0,14<br />
* n=121, ** n = 45, *** n=35, **** n = 16.<br />
Tabela 3. Statystycznie istotne zależności korelacyjne rang Spearman’a między zawartością fosforu,<br />
potasu i magnezu w wyciągu 0,01 M CaCl 2<br />
z gleby i ich stężeniem w płytkich<br />
wodach gruntowych w sezonie wiosenno-letnim 2001–2002<br />
Termin pobrania<br />
próbek<br />
Warstwa gleby<br />
(cm)<br />
Liczebność<br />
próbek<br />
Współczynnik korelacji Spearman’a (r)<br />
P K Mg<br />
Zagroda wiejska<br />
Marzec–kwiecień<br />
10–20 – 0,54** –<br />
0,10<br />
0,35* 0,53** –<br />
39<br />
0–10<br />
0,33* 0,60** –<br />
Maj–czerwiec<br />
39<br />
10–20 – 0,59** –<br />
Lipiec–sierpień 0–10 34 – 0,49** –<br />
Łąki produkcyjne<br />
Marzec–kwiecień<br />
10–20 – – 0,64**<br />
0–10<br />
– – 0,64**<br />
13<br />
Maj–czerwiec 0–10 11 0,66* – –<br />
0–10<br />
0,88** – –<br />
Lipiec–sierpień<br />
9<br />
10–20 0,71* – –<br />
*Statystycznie istotne przy p=0,05., *Statystycznie istotne przy p=0,01.<br />
WNIOSKI. Przeprowadzone badania oraz analiza statystyczna współzależności między<br />
zawartością składników w układzie: wyciąg glebowy-płytkie wody gruntowe pozwoliły<br />
sformułowanie następujących wniosków:<br />
87
Bioakumulacja<br />
1. Wykazano istnienie współzależności między zawartością fosforu i potasu w wyciągu<br />
z gleby oraz w płytkich wodach gruntowych z terenu zagrody wiejskiej oraz fosforu<br />
i magnezu z łąk produkcyjnych.<br />
2. Otrzymane współzależności dotyczą jedynie sezonu wiosenno-letniego i mogą wskazywać<br />
na występowanie w tym okresie stanu równowagi między zawartością rozpuszczalnych<br />
form składników mineralnych w glebie, a ich przemieszczaniem się do płytkich<br />
wód gruntowych.<br />
3. Wyciąg 0,01 M CaCl 2<br />
odznacza się „czułością” w stosunku do zawartości składników<br />
mineralnych w glebach w zależności od sposobu użytkowania gleby i może być przydatny<br />
do oceny stanu zagrożenia zanieczyszczenia nimi płytkich wód gruntowych z terenów<br />
wiejskich.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Burzyńska I. 2005. Ocena współzależności między zawartością P i K w wyciągu glebowym 0,01<br />
mol CaCl 2<br />
i ich stężeniem w wodach gruntowych. Rocz. Gleb. T. LVI, <strong>nr</strong>. ¾: 5–12.<br />
Burzyńska I., Sapek B. 2001. Estimation of some micronutrients availability in grassland soilplant<br />
system in the environmental aspect. “On trace elements in human. 3 rd Intern. Symp.<br />
4-6. 10. 2001, Ateny Grecja. S: 159–163.<br />
Hesketh N., Brookers P., C. 2000. Development of indicator for risk of phosphorus leaching. J. of<br />
Environm. Ouality, Vol. 29/20 (1): 105–110.<br />
Houba V, J, G., Novozamski I., van Der Lee J.J. 1990. Applicability of 0,01 M CaCl2 as a single<br />
extraction solution for the assessment of the nutrient status of soils and other diagnostic purposes.<br />
Commun. Soil Sci. and Plant Anal. 21 (19&20): 2281–2290.<br />
Houba V, J, G., Temminghoff E., J., M., Gaikhorst G. A., van Vak W. 2000. Soil analysis procedures<br />
using 0.01 M calcium chloride as extraction reagent. Commun. Soil. Sci. and Plant Anal.<br />
<strong>31</strong> (9&10): 1299–1396.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania<br />
stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz<br />
sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód (DzU z 2004 r. <strong>nr</strong> 32, poz. 284).<br />
Sapek A., Sapek B., Pietrzak S. 2000. Rola produkcji zwierzęcej w rozpraszaniu składników nawozowych<br />
z rolnictwa do środowiska. Dobre praktyki w rolnictwie, sposoby ograniczania zanieczyszczania<br />
wód. Przysiek RCDROW: 5–<strong>31</strong>.<br />
Sapek B. 2002. Monitoring jakości wody gruntowej w zagrodzie wiejskiej i jej otoczeniu.<br />
APPLICATION OF TEST 0.01 M CALCIUM CHLORIDE SOIL EXTRACT<br />
TO MONITORING OF SOIL AND SHALLOW GROUND WATERS POLLUTION<br />
WITH MINERAL COMPONENTS FROM RUAL AREAS.<br />
This study was aimed to prove usefulness of 0.01 M CaCl 2<br />
soil extract to evaluate soil pollution<br />
and risk infiltration of mineral components to the shallow ground water from rural areas. Analysed<br />
samples of soil and ground water from the farmstead and meadows were taken from area 10 demonstration<br />
farms in Gródek (Podlasian Province), Małszyce (Kujawsko-Pomorskie Profince) and<br />
Dziarnowo (Masovian Province). Statistically significant correlation of Spearman were obtained<br />
between the content of macro- and micronutrients in the 0.01 M CaCl 2<br />
soil extract and their concentration<br />
in shallow ground waters for: P and K in samples from farmstead; P and Mg – from meadows.<br />
The 0.01 M calcium chloride as a midl extractant is in an equilibrium with soil solutions and<br />
may be useful to evaluating the risk of ground water pollution by those elements from rural areas.<br />
88
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
INTEGRATED MEASUREMENTS OF SOIL MAGNETIC SUSCEPTIBILITY*<br />
Introduction. Soil magnetic susceptibility is one of soil properties that enables to<br />
assess the level of soil contamination with heavy metals. Dust produced during many industrial<br />
processes and soil fuel combustion contains significant amounts of heavy metals<br />
[Kapicka 1997]. Dust deposition on the soil surface is a source of soil contamination with<br />
heavy metals but also causes the increase of the soil magnetic susceptibility [Strzyszcz<br />
1996, 1998]. According to this field magnetometry may be used as a cheap alternative for<br />
expensive and time-consuming chemical analyses. Usually two types of measurement are<br />
carried out. First type is a measurement of surface soil κ and second one is performed in<br />
soil profile. Measurement in soil profile gives as a result a plot of κ against the depth. The<br />
depth of penetration of MS2D sensor, which is used to measure the surface κ, equals about<br />
10 cm. According to this significant correlation exists between surface and vertical measurement<br />
of κ, because the surface measurement averages the values of κ at top soil layers.<br />
Furthermore the peak value of κ in soil profile is often strongly correlated with presence of<br />
heavy metals [Spiteri 2005]. In this connection, both types of measurements have advantages<br />
like easiness, quickness for surface measurements and improved precision for vertical<br />
ones. Performing the integrate measurement, composed of both types, may enable to<br />
increase significantly the precision of analyses, and furthermore to calculate the 3D spatial<br />
distributions of soil κ.<br />
This study presents the integration of surface and vertical measurements of soil κ using<br />
indicator cokriging method. The plots of κ in soil profile, which were primary variable in<br />
cokriging equations system, were used to compute 3D spatial distribution. The surface κ<br />
was used as an additional variable.<br />
Study area. Study area was located within Upper Silesian Industrial Area in large<br />
Repecki Park placed near town Tarnowskie Góry.<br />
Fig. 1. Location of the study area and spatial distribution of sample points<br />
* Dr hab. inż. Jarosław Zawadzki, mgr inż. Piotr Fabijańczyk – Instytut Systemów Inżynierii Środowiska,<br />
Zakład Zastosowań Matematycznych, Politechnika Warszawska.<br />
89
Bioakumulacja<br />
The area of the park is closed for traffic, and is open only for pedestrians. Mixed type of<br />
forest is prevailing in this area, the lay of the land is rather flat with a few small hills, and no<br />
water bodies or rivers are present in the area.<br />
Materials and methods. At the study area 30 measurements of κ in soil profile<br />
and 370 surface measurements of κ were carried out. Surface magnetic susceptibility was<br />
measured with the MS2D “Bartington” loop sensor, [Dearing 1994]. Vertical measurements<br />
were carried out with SM400 device. In both types of measurements, GPS system was used<br />
in order to obtain geographic position of sample location. At the selected sample location<br />
about ten single measurements of κ were done in the circle of 2m, and after that, the average<br />
value was calculated.<br />
In this study, cokriging was used to compute spatial distribution of soil magnetic susceptibility.<br />
Cokriging is a variety of kriging [Isaaks 1898, Zawadzki 2003], which enables to<br />
use multiple variables that can be divided into two groups: primary and secondary variable.<br />
Usually, primary variable is difficult to measure or its analyses are expensive and timeconsuming.<br />
Frequently primary variable is also too rarely sampled. In such situations, using<br />
cokriging, it is possible to integrate different environmental data like, physical, chemical<br />
and geological ones with primary variable. In order to do this secondary variables must be<br />
strongly correlated with primary variable. It is necessary to obtain cross-correlations between<br />
primary and secondary variables and also to model the cross-semivariogram. Apart<br />
from the cross-semivariogram also proper semivariograms for primary and secondary variables<br />
must be modeled.<br />
In this study distribution of κ in soil profile was used as a primary variable. From each<br />
plot 10 values of κ were picked up at depths, ranging from 0 to 10cm, with lag equal 1cm. In<br />
result at each location data set of 10 values was obtained. The maximum depth was limited<br />
to the 10 cm, because it is the maximum penetration range of MS2D sensor [Dearing 1994].<br />
The values placed deeper in soil profile may not be significantly correlated with surface κ<br />
measured with MS2D. Furthermore, heavy metals are usually cumulated at depths of 3 – 7<br />
cm [Spiteri 2005], that is why these layers of soil are the most interesting. Finally, at each<br />
of 30 sample locations of vertical measurements of κ 10 values were chosen, which gave<br />
in result data set of 300 values. This data set was used as a primary variable in cokriging. It<br />
was supplemented with 300 values of surface κ (secondary variable).<br />
Fig. 2. Exemplary plot of κ in soil profile<br />
90
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Results and discussion. Firstly, descriptive statistics of κ were computed for surface<br />
soil measurements and for measurements performed in soil profiles, at different depths<br />
(from 0 to 10 cm).<br />
Table 1. Descriptive statistics of surface soil magnetic susceptibility and its values in soil profile<br />
at depths from 0 to 10 cm<br />
κ, [10 -5 SI] Number Average Median Min. Max. Std. Dev. Skewness<br />
surface measurements<br />
370 <strong>31</strong>.0 30.7 0.0 79.1 11.6 0.4<br />
in soil profiles:<br />
0cm 30 29.5 23.4 4.7 105.1 24.6 1.5<br />
1cm 30 52.2 42.4 7.1 173.8 42.3 1.2<br />
2cm 30 75.3 62.7 10.0 199.7 51.5 0.7<br />
3cm 30 95.1 87.8 13.4 262.2 56.1 0.9<br />
4cm 30 100.0 97.6 19.8 164.6 39.6 -0.1<br />
5cm 30 100.9 99.4 29.2 184.1 38.8 0.3<br />
6cm 30 95.1 91.8 34.3 189.4 42.2 0.5<br />
7cm 30 84.2 79.5 22.4 173.7 41.3 0.4<br />
8cm 30 72.0 76.1 13.8 151.1 36.6 0.1<br />
9cm 30 61.3 65.2 9.3 127.9 34.0 0.2<br />
10cm 30 50.1 46.7 7.8 99.5 29.1 0.2<br />
Fig. 3. Spatial distributions of probability that soil magnetic susceptibility will exceed 50*10 -5 SI,<br />
at different depths, obtained by indicator kriging<br />
91
Bioakumulacja<br />
Relatively high values of Pearson correlation coefficient, ranged from 0.4 to 0.6, were<br />
found for κ at depths from 4 to 7 cm and surface κ. These soil layers are the most interesting<br />
in analysis of potential soil contamination with heavy metals. This is caused by the fact that<br />
heavy metals are mostly cumulated at these depths. At other depths these correlations were<br />
weaker - the respective values of correlation coefficient were lower than 0.2. Due to abovementioned<br />
reasons it was possible to use cokriging method only for κ values measured for<br />
depths from 4 to 7 cm. Spatial distribution of κ for depth from 0 to 4 cm, was obtained by indicator<br />
kriging, using only vertical measurements of κ.<br />
Depths greater than 7cm may be less essential in analysis of soil contamination, especially<br />
for forests and areas where the organic and humic layers are thin. At these depths κ in<br />
soil profile very often decreases and stabilizes at low level, which can be observed at plots<br />
of κ against depth. After that a series of spatial distributions of soil κ was computed. For κ<br />
measured at depths from 4 to 7 cm indicator cokriging was used, and for κ measured at<br />
depths from 0 to 3 cm indicator kriging was used. The maps show the probability that κ will<br />
exceed 50*10 -5 SI [Magiera 2004]. Spatial distributions obtained by cokriging were characterized<br />
by lower estimation errors in comparison with those obtained by kriging.<br />
Fig. 4. Spatial distributions of probability that soil magnetic susceptibility will exceed 50*10 -5 SI,<br />
at different depths, obtained by indicator cokriging<br />
Use of secondary variable enables to reduce the average kriging/cokriging standard errors<br />
of estimated values of magnetic susceptibility at measured location. This is especially<br />
visible in case of depths equal 4 and 5 cm, where the strongest correlation was observed<br />
between surface magnetic susceptibility and measured in soil profile one. In this case the<br />
average kriging/cokriging standard errors were reduced even two times.<br />
Conclusions. The results show that, measurements of magnetic susceptibility in soil profile<br />
enables to obtain quasi-3D spatial distributions by use of geostatistical methods. In particular, for<br />
92
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
several soil layers, at depth from 4 to 7 cm it is possible to compute enhanced spatial distributions<br />
using cokriging by means of integration of surface and vertical measurements of soil magnetic<br />
susceptibility. Application of indicator kriging and indicator cokriging, may additionally improve the<br />
effectiveness of analyses concerning the potential soil contamination with heavy metals.<br />
The work was financed by the Ministry of Science and Information Technologies within the<br />
research framework no. 3 T09D 01328.<br />
References<br />
Dearing J.A. 1994. Environmental Magnetic Susceptibility: Using the Bartington MS2 System.<br />
Chi Publishing, Kenilworth UK.<br />
Isaaks E. H. and Srivastava, R. M. 1989. An Introduction to Applied Geostatistics, Oxford University<br />
Press, New York.<br />
Kapicka A., Petrovsky E., Machackova E., Ustjak S., Zaplatel K. 1997. Magnetic mapping of flyash<br />
pollution around a coal-burning power plant of Pocerady. Czech Republic Ann. Geophys.<br />
15: C103.<br />
Magiera T. 2004. Wykorzystanie magnetometrii do oceny zanieczyszczenia gleb i osadów jeziornych.<br />
Works & Studies No. 59, Institute of Environmental Engineering of the Polish Academy<br />
of Science, Zabrze.<br />
Strzyszcz Z., Magiera T. 1998. Heavy metal contamination and magnetic susceptibility in soils of<br />
southern Poland. Phys. Chem. Earth. 23: 1127–11<strong>31</strong>.<br />
Strzyszcz Z., Magiera T., Heller F. 1996. The influence of industrial emissions on the magnetic susceptibility<br />
of soils in Upper Silesia. Studia Geoph. et Geod. 40: 276–286.<br />
Zawadzki J. 2003. Introduction to integration of spatial data by cokriging method. Wiadomości<br />
Statystyczne GUS. 5: 7–21.<br />
ZINTEGROWANE POMIARY PODATNOŚCI MAGNETYCZNEJ GLEBY<br />
Potencjalne zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi analizowane może być przy wykorzystaniu<br />
dokładnych, lecz drogich i czasochłonnych analiz chemicznych. Możliwe jest<br />
jednak wykorzystanie szybkich i mniej dokładnych metod, jak na przykład metoda magnetometryczna.<br />
Pyły przemysłowe powstające podczas spalania paliw stałych deponowane na<br />
powierzchni gleb powodują wzrost podatności magnetycznej górnych warstw gleby. Pomiary<br />
magnetometryczne wykorzystane mogą być w celu określania obszarów o podwyższonej<br />
podatności magnetycznej oraz potencjalnie zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Zazwyczaj<br />
wykonywane są dwa rodzaje pomiarów magnetometrycznych. Pierwszym z nich jest<br />
pomiar powierzchniowy, drugim pomiar podatności w profilu glebowym.<br />
W niniejszej pracy przedstawiono analizę możliwości wykonania zintegrowanego pomiaru<br />
podatności magnetycznej gleby przy wykorzystaniu cokrigingu. Integracja pomiarów powierzchniowych<br />
i pionowych pozwolić może na precyzyjniejsze określenie rozkładów przestrzennych<br />
podatności magnetycznej gleb. W celu zbadania możliwości integracji pomiarów<br />
magnetometrycznych wykonane zostały pomiary pionowe i powierzchniowe podatności magnetycznej<br />
na obszarze pomiarowym zlokalizowanym w parku leśnym w Reptach Śląskich.<br />
Rezultaty pokazują, że użycie cokrigingu pozwala na wykonanie pomiaru zintegrowanego<br />
podatności magnetycznej gleb. Dodatkowo wykorzystanie pomiarów powierzchniowych i tych<br />
wykonywanych w profilu pionowym pozwala na otrzymanie rozkładów przestrzennych 3D, co<br />
może być pomocne w ocenie potencjalnego zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi.<br />
93
Bioakumulacja<br />
WPŁYW SKŁADU ROZTWORU NA ZDOLNOŚĆ WIĄZANIA JONÓW METALI<br />
CIĘŻKICH PRZEZ MATERIĘ ORGANICZNĄ*<br />
WPROWADZENIE. Przy wydobywaniu, wytwarzaniu oraz przetwarzaniu substancji<br />
chemicznych mają miejsce emisje, zrzuty i straty zanieczyszczeń, które trafiają do powietrza,<br />
wody i gleby. Do najbardziej trwałych i toksycznych zanieczyszczeń w środowisku<br />
wodno-glebowo-gruntowym należą metale ciężkie. O ich zachowaniu się w środowisku<br />
decydują procesy sorpcji jonów i wymiany jonowej przez kompleks sorpcyjny, wytrącania<br />
związków nierozpuszczalnych, reakcji redoks, hydrolizy, krystalizacji oraz akumulacji biologicznej.<br />
Intensywność wymienionych zjawisk zależy od układu faza stała − roztwór tj.:<br />
zawartości minerałów ilastych, substancji organicznej, uwodnionych tlenków żelaza i manganu,<br />
węglanów i siarczków, potencjału redox, pH oraz właściwości roztworu, w tym potencjału<br />
redox, pH, stężenia metali i ich właściwości fizykochemicznych, rodzaju anionów oraz<br />
kationów konkurencyjnych.<br />
W pracy przedstawiono wyniki badań laboratoryjnych nad zdolnością wiązania wybranych<br />
jonów metali ciężkich z monojonowych i binarnych roztworów chlorków i siarczanów<br />
o pH 4 przy użyciu torfów niskich występujących w nadkładzie złóż węgli brunatnych. Ponadto<br />
oznaczono formy wiązania metali z kompleksem sorpcyjnym, co pozwoliło na określenie<br />
mobilności zasorbowanych metali i wynikającego z tego zagrożenia dla wód podziemnych<br />
i powierzchniowych oraz organizmów żywych.<br />
MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ. Badania zdolności wiązania jonów metali ciężkich<br />
przeprowadzono na trzech torfach niskich, występujących w nadkładzie złóż węgli brunatnych<br />
kopalni Bełchatów (TB), Konin (TK) i Adamów (TA). Mimo różnego składu botanicznego<br />
i stopnia rozkładu materii organicznej torf TB i TK charakteryzowały podobne właściwości<br />
fizykochemiczne w tym porowatość, powierzchnia właściwa, zawartość węgla organicznego,<br />
kwasowość hydrolityczna i pojemność wymiany kationów (PWK). Torfy te różniły się jedynie<br />
zawartością popiołu i żelaza całkowitego (tab.1). Natomiast próbka torfu z Adamowa (TA) ze<br />
względu na wysoki stopień zamulenia (zawartość popiołu 67%) posiadała prawie 2-krotnie<br />
niższą całkowitą powierzchnię właściwą, porowatość i PWK niż pozostałe torfy.<br />
Pojemność wymiany kationów badanych torfów istotnie zależała od zawartości węgla<br />
organicznego i kwasowości ogólnej. Dominującymi kationami wymiennymi kompleksu sorpcyjnego<br />
były jony Ca 2+ i pod względem ilościowym kationy wymienne uszeregowano następująco:<br />
Ca>H h<br />
>Mg>Na=Sr>K. Jony wapnia, poza wpływem na stopień wysycenia kompleksu<br />
sorpcyjnego torfów, miały znaczny wpływ na kształtowanie się ich odczynu. Odczyn<br />
badanych próbek w wodzie był kwaśny lub słabo kwaśny (pH 5,62–6,65), oznaczony<br />
zaś w 1 M KCl był niższy o 0,36–0,74 jednostki pH od odczynu oznaczonego w wodzie,<br />
co świadczy o znacznej zawartości wodoru wymiennego.<br />
Na podstawie zarejestrowanych dyfraktogramów w próbkach torfów stwierdzono minerały:<br />
kwarc, kalcyt, anhydryt i śladowe ilości skaleni (rys.1a). Głównymi grupami funkcyjnymi<br />
były grupy karboksylowe i hydroksylowe fenoli (tab.1, rys.1b). Stwierdzono także istotną<br />
dodatnią korelację między zawartością węgla a kwasowością ogólną (r=0,83).<br />
Do badań wybrano metale charakteryzujące się znaczną ruchliwością w środowisku<br />
utleniającym o odczynie kwaśnym, tj. Cd(II), Ni(II), Zn(II) i Cu(II). Badania sorpcji przeprowadzono<br />
metodą batch, z syntetycznych roztworów mono- i dwujonowych (Cd+Cu, Cd+Cr,<br />
Cu+Ni, Cd+Zn) w postaci chlorków i siarczanów o pH 4, ustalonym przy użyciu 0,1-molowego<br />
* Doc. dr hab. inż. Joanna Kyzioł-Komosińska – Instytut Postaw Inżynierii Środowiska PAN<br />
w Zabrzu; mgr Aneta Kocela – Śląskie Środowiskowe Studium Doktoranckie, GIG w Katowicach.<br />
94
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
roztworu HCl lub H 2<br />
SO 4<br />
, w zakresie stężeń początkowych metali c 0<br />
w roztworze 10–8000 mg<br />
Me/dm 3 , przy stosunku faza stała (m) : roztwór (V) 1:10 i czasie wytrząsania – 24 h. Początkowe<br />
(c 0<br />
) i równowagowe (c eq<br />
) stężenia metali w roztworze oznaczono metodą absorpcyjnej<br />
spektrometrii atomowej (ASA), stosując spektrofotometr AA-Scan1 f-my Thermo Jarrell Ash,<br />
a zdolność torfów do wiązania jonów z roztworu (R) wyliczono ze wzoru:<br />
C0<br />
− Ceq<br />
R = ⋅100<br />
[%]<br />
C<br />
0<br />
Tabela Oprócz 1. pomiaru Właściwości stężenia fizykochemiczne metali w roztworach badanych torfów równowagowych mierzono pH.<br />
Użycie monojonowych i binarnych roztworów chlorków i siarczanów pozwoliło na określenie<br />
wpływu rodzaju anionu i kationów Właściwości współwystępujących fizyczne w roztworze na przebieg wiązania<br />
jonów badanych metali. Gęstość Gęstość<br />
Powierzchnia właściwa<br />
Rodzaj torfu objętościowa właściwa Porowatość n SSA [m 2 /g]<br />
Podatność na uwalnianie zasorbowanych<br />
ρ v [g/cm 3 jonów<br />
] ρ s [g/cm 3 Cd(II), Cu(II), Ni(II) i Zn(II) wyznaczono<br />
przez określenie form wiązania metali z kompleksem sorpcyjnym badanych torfów, sto-<br />
]<br />
H 2 O N 2<br />
Torf olesowy Bełchatów TB 0.395 1.493 0.52 218.98 11.38<br />
sując sekwencyjną ekstrakcję chemicznej metodą Tessiera [1979] w modyfikacji Forstnera<br />
Torf turzycowy Konin TK 0.212 1.291 0.59 215.26 14.10<br />
i Kerstnera [1988].<br />
Torf olesowy Adamów TA 0.556 1.956 0.26 112.18 10.78<br />
Tabela 1. Właściwości fizykochemiczne Właściwości badanych chemiczne torfów<br />
Fe Zawartość grup<br />
Właściwości fizyczne Fe wolne<br />
związane z funkcyjnych<br />
Rodzaj torfu pH H 2 O/ Popiół C Fe t amorf. Fe o<br />
Gęstość<br />
MO [cmol(+)/kg]<br />
K 2 O [%] Gęstość [% daf ] mg/kg [mg/kg<br />
Powierzchnia właściwa<br />
SSA [m·g<br />
Porowatość<br />
Rodzaj torfu objętościowa właściwa<br />
[mg/kg<br />
(%Fe t )]<br />
(%Fe t )] COOH OH<br />
-1 ]<br />
n<br />
ρ v<br />
[g·cm -3 ] ρ s<br />
[g·cm -3 ]<br />
H 2<br />
O N 2<br />
9793 6371<br />
Torf Torf olesowy<br />
Bełchatów TB 5.62/5.11 20.88 59.29 16170<br />
90 115.3<br />
0,395 1,493 (60.56) 0,52 (39.40) 218,98 11,38<br />
Bełchatów TB<br />
1914 725<br />
Torf Torf turzycowy<br />
Konin TK<br />
turzycowy Konin TK 6.33/5.97 11.43 60.96 2870<br />
44 169.8<br />
0,212 1,291 (66.68) 0,59 (25.26) 215,26 14,10<br />
4825 2697<br />
Torf Torf olesowy<br />
Adamów TA 6.65/6.19 67.03 52.93 10570<br />
48.4 38.9<br />
0,556 1,956 (45.64) 0,26 (25.52) 112,18 10,78<br />
Adamów TA<br />
Właściwości sorpcyjne<br />
Właściwości chemiczne<br />
Kationy wymienne [cmol(+)/kg<br />
PWK r PWK p<br />
Fe wolne Fe związane Zawartość grup funkcyjnych<br />
[cmol(+)/kg]<br />
pH H (% w stosunku do całkowitej zawartości metali<br />
Rodzaj torfu Rodzaj torfu 2<br />
O/ Popiół<br />
Fe<br />
[cmol(+) C [%<br />
K<br />
[cmol(+)/ V [%]<br />
2<br />
O [%]<br />
daf<br />
]<br />
t<br />
amorf. Fe<br />
mg·kg -1<br />
o<br />
z MO<br />
w próbie)]<br />
/kg] kg] [mg·kg -1 (%Fe<br />
Ca t<br />
)][mg·kg -1 (%Fe<br />
Mg Na t<br />
)] COOH OH<br />
K H<br />
Torf olesowy<br />
95.18 7.14 0.20 0.09<br />
Bełchatów Torf olesowy TB 5,62/5,11 Bełchatów TB 20,88 103 59,29 125 16170 9793 6371<br />
82.5<br />
90 21.8 115,3<br />
(60,56)<br />
(58.<strong>31</strong>) (43.26)<br />
(39,40)<br />
(9.26) (1.92)<br />
Torf turzycowy<br />
Konin Torf turzycowy TK 6,33/5,97 Konin TK 11,43 114 60,96 117 2870 1914 725<br />
104.20 8.91 0.80 0.23<br />
97.4<br />
44 3.04 169,8<br />
(66,68) (75.00) (80.98) (25,26) (57.68) (14.06)<br />
Torf olesowy<br />
4825 60.03 3.552697<br />
0.06 0.26<br />
Torf olesowy 6,65/6,19 Adamów TA 67,0364 52,9374 10570 86.2<br />
48,4 10.24 38,9<br />
Adamów TA<br />
(45,64) (54.27) (19.24) (25,52) (1.23) (1.78)<br />
Właściwości sorpcyjne<br />
MO – materia organiczna, PWK – pojemność wymiany kationów, V – stopień wysycenia kompleksu<br />
sorpcyjnego zasadami PWK r<br />
PWK p<br />
Kationy wymienne [cmol(+)/kg<br />
Rodzaj torfu [cmol(+)/ [cmol(+)/ V [%] (% w stosunku do całkowitej zawartości metali w próbie)]<br />
kg] kg]<br />
Ca Mg Na K H<br />
Torf olesowy Oprócz pomiaru stężenia metali w roztworach 95,18 równowagowych 7,14 mierzono 0,20 pH. 0,09<br />
103 125 82,5<br />
21,8<br />
Bełchatów Użycie TB monojonowych i binarnych (58,<strong>31</strong>) roztworów (43,26) chlorków (9,26) i siarczanów (1,92) pozwoliło na<br />
Torf turzycowy<br />
Konin TK<br />
(75,00) (80,98) (57,68) (14,06)<br />
104,20 8,91 0,80 0,23<br />
określenie wpływu<br />
114<br />
rodzaju<br />
117<br />
anionu<br />
97,4<br />
i kationów współwystępujących w roztworze na przebieg<br />
3,04<br />
Torf olesowy<br />
60,03 3,55 0,06 0,26<br />
wiązania jonów 64 badanych metali. 74 86,2<br />
10,24<br />
Adamów TA<br />
(54,27) (19,24) (1,23) (1,78)<br />
Podatność na uwalnianie zasorbowanych jonów Cd(II), Cu(II), Ni(II) i Zn(II)<br />
MO – materia organiczna, PWK – pojemność wymiany kationów, V – stopień wysycenia kompleksu<br />
sorpcyjnego wyznaczono zasadami. przez określenie form wiązania metali z kompleksem sorpcyjnym badanych<br />
torfów stosując sekwencyjną ekstrakcję chemicznej metodą Tessiera (1979) w modyfikacji<br />
Forstnera i Kerstnera (1988).<br />
95
Bioakumulacja<br />
a<br />
b<br />
5000<br />
4500<br />
4000<br />
3500<br />
3000<br />
2500<br />
2000<br />
1500<br />
1000<br />
500<br />
0<br />
Q<br />
S<br />
Q A<br />
Q<br />
A<br />
Q<br />
S<br />
Q<br />
Q<br />
C<br />
A<br />
Torf Adamów<br />
Torf Konin<br />
Torf Bełchatów<br />
0 10 20 30 40 50 60 70<br />
Q - kwarc S - skale C - kalcyt A - anhydryt 2θ Cu K α<br />
Q<br />
C Q<br />
AC<br />
Q Q<br />
Q<br />
Q<br />
Q<br />
Q<br />
Q<br />
A Q A C C Q C<br />
A S C Q Q Q<br />
Q C Q<br />
Q<br />
Q<br />
Q Q<br />
Q<br />
Q<br />
%T100<br />
90<br />
80<br />
70<br />
60<br />
0<br />
40<br />
4000<br />
COOH,<br />
OH<br />
300<br />
CH 2<br />
Torf Bechatów<br />
COO<br />
COO<br />
3000 200 2000 100<br />
liczba falowa (cm-1)<br />
OH<br />
1000<br />
NH<br />
00<br />
Rys. 1. Dyfraktogramy badanych próbek torfów i widmo w podczerwieni torfu olesowego TB<br />
WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA. Zdolność wiązania jonów metali z roztworów przy użyciu<br />
torfów. Procent usunięcia jonów metali z roztworów chlorków przez badane torfy w funkcji<br />
stężenia początkowego metali w roztworze przedstawiono na rysunku 2. Stwierdzono,<br />
że w zakresie stężeń początkowych 10–500 mg Me·dm -3 metale były wiązane w ilości<br />
100–98% stężenia początkowego, niezależnie od rodzaju torfu, jak i rodzaju metalu. Wraz<br />
ze wzrostem stężenia początkowego następował wzrost metali w roztworze równowagowym<br />
i spadek względnej ilości wiązanych metali. Spośród badanych torfów największą<br />
zdolność sorbowania jonów metali posiadał torf olesowy z Bełchatowa. Przy maksymalnym<br />
stężeniu początkowym metali równym 8000 mg·dm -3 wiązał on je w następujących względnych<br />
ilościach: Cu(II) – 59,6%, Ni(II) – 43,0%, Cd(II) – 38,1% i Zn(II) − 33,8%. Torf turzycowy<br />
z Konina wiązał jony Cd(II) i Zn(II) w podobnych, jak torf TB, procentowych ilościach,<br />
natomiast jony Cu(II) i Ni(II) – w znacznie niższych − odpowiednio 52,0% i 33,0% ilościach.<br />
Najniższa skuteczność w usuwaniu jonów z roztworów charakteryzowała torf olesowy silnie<br />
zamulony z Adamowa. Przy jego pomocy z roztworu zostało usuniętych 38,0% Cu(II),<br />
32,8% Cd, 26,4% Ni(II) oraz 22,6% Zn(II). Torf ten charakteryzował się wysoką zawartością<br />
kwarcu (rys.1a) i najniższa wśród badanych torfów zawartość węgla organicznego i powierzchnia<br />
właściwa oraz porowatość, a także pojemnością wymiany kationów.<br />
Ze względu na wielkość sorpcji metale uszeregowano następująco: dla torfu TK i TA:<br />
Cu>Cd>Ni>Zn, zaś dla torfu TB: Cu>Ni>Cd>Zn.<br />
Wyższą skuteczność usuwania jonów Cu(II) i Ni(II) przez torf olesowy niż turzycowy,<br />
mimo podobnych ich właściwości fizykochemicznych w tym pojemności wymiany kationów,<br />
można tłumaczyć większą zawartością tlenków żelaza, do których zarówno jony Cu(II), jak<br />
i Ni(II) mają duże powinowactwo.<br />
Sorpcji jonów metali przez próbki torfów towarzyszył spadek pH w roztworach równowagowych.<br />
Zależał on od rodzaju i stężenia początkowego metalu.<br />
Użycie w badaniach roztworów siarczanów metali spowodowało wzrost ilości wiązanych<br />
jonów metali, szczególnie Cd(II). Skuteczność usuwania jonów Cd(II) była o 10,2-20%<br />
wyższa z roztworów siarczanów niż chlorków. Japony (1994) uważa, że jony kompleksowe<br />
kadmu z jonami chlorkowymi są bardzo ruchliwe i mogą zwiększyć rozpuszczalność Cd(II).<br />
Pozostałe jony natomiast były wiązane w ilościach większych tylko o: Zn(II) – 2,2-8%, Ni<br />
– 2,0–9% i Cu – 1-2,2%.<br />
96
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
100<br />
Tb<br />
80<br />
% R<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0 1000 2000 3000 4000 000 6000 7000 8000 9000<br />
Co (mg/dm 3 )<br />
cd Zn cu ni<br />
100<br />
TK<br />
80<br />
% R<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0 1000 2000 3000 4000 000 6000 7000 8000 9000<br />
Co (mg/dm 3 )<br />
cd Zn cu ni<br />
100<br />
Ta<br />
80<br />
% R<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0 1000 2000 3000 4000 000 6000 7000 8000 9000<br />
Co (mg/dm 3 )<br />
cd Zn cu ni<br />
Rys. 2.<br />
Zdolność usuwania jonów metali z roztworów chlorków przy użyciu badanych torfów<br />
Wyniki badań skuteczności usuwania jonów w warunkach konkurencyjnych z roztworów<br />
dwujonowych pokazują, że przy stężeniach początkowych metali w roztworze do 250<br />
mg Me·dm -3 nie obserwowano współzawodnictwa metali o centra sorpcyjne (rys.3). Natomiast<br />
wraz ze wzrostem stężenia metali w roztworze stwierdzono spadek ilości wiązanych<br />
metali w porównaniu do wiązania w warunkach, w których występowały w roztworach pojedynczo.<br />
Rozpatrując poszczególne pary jonów, stwierdzono, że najsilniejszy wpływ na<br />
ilość wiązanych jonów Cd(II) wywierały jony Cu(II), powodując, że skuteczność usuwania<br />
jonów Cd zmniejszyła się do 10–17%, niezależnie od rodzaju anionu. Natomiast wpływ jonów<br />
Cd(II) na wiązanie jonów Cu(II) był znacznie mniejszy, a skuteczność usuwania jonów<br />
97
Bioakumulacja<br />
zmniejszyła się o 4–8%. Dla układu Cd+Zn stwierdzono większy wpływ jonów Zn na sorpcję<br />
jonów Cd niż odwrotnie. Ilość współsorbujących się jonów Cd i Zn zależała także od rodzaj<br />
anionu. Przy maksymalnym stężeniu początkowym jonów w roztworze skuteczność usuwania<br />
jonów Cd(II) zmniejszyła się o 15,0–19,1% w roztworach chlorków i 12,63–17,0% w roztworach<br />
siarczanów, Zn(II) zaś odpowiednio o 7,5–10,5% i 11,0–16,0%. Najsłabszy wpływ<br />
na sorpcję jonów Cd(II) wywierały jony Ni(II). W ich obecności pojemność sorpcyjna torfów<br />
w stosunku do Cd(II) zmniejszyła się o 6,1–10,6% w roztworach chlorków i o 4,1–8,3% –<br />
w roztworach siarczanów. Natomiast jony Cd(II) spowodowały spadek sorpcji jonów Ni(II)<br />
w postaci chlorków o 12,6–25% i o 6,8–8,0% – w postaci siarczanów.<br />
% R<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
0 1000 2000 3000 4000 000 6000 7000 8000 9000<br />
Co (mg/dm 3 )<br />
cd cd+(Zn) Zn Zn+(cd)<br />
100<br />
80<br />
%<br />
R<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
0 1000 2000 3000 4000 000 6000 7000 8000 9000<br />
Co (mg/dm 3 )<br />
cd cd+(cu) cu cu+(cd)<br />
% R<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
0 1000 2000 3000 4000 000 6000 7000 8000 9000<br />
Co (mg/dm 3 )<br />
cd cd+(ni) ni ni+(cd)<br />
Rys. 3. Usuwanie jonów metali z roztworów chlorków w warunkach konkurencyjnych przez torf<br />
olesowy z Bełchatowa<br />
98
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Podobny przebieg sorpcji metali w warunkach konkurencyjnych obserwowali Elliot<br />
[1986], Głąszczyk [2000] i Fontes [2003]. Według Fontes’a [2003] zachowanie się metali<br />
w warunkach konkurencyjnych zależy od oddziaływania metali z powierzchnią fazy stałej<br />
i pH w roztworze równowagowym. Uważa on, że jony Zn(II), Cd(II) i Ni(II) wiązane są z powierzchnią<br />
przede wszystkim w wyniku oddziaływań elektrostatycznych i sorpcji wymiennej,<br />
zaś w wiązaniu jonów Cu(II), Cr(III) i Pb(II) ten typ sorpcji ma mniejszy udział, a dużą<br />
role odgrywają oddziaływania kowalencyjne z fazą stałą. Ponadto stwierdził on, że wraz ze<br />
wzrostem stężenia jonów w roztworze następuje spadek pH, który ma wpływ na mniejszą<br />
sorpcję jonów Ni(II), Cd(II) i Zn(II).<br />
Podatność do uwalniania związanych z kompleksem sorpcyjnym metali. Przeprowadzona<br />
sekwencyjna ekstrakcja chemiczna jonów wybranych metali związanych z kompleksem<br />
sorpcyjnym torfów pokazała, że połączenia Cd z substancją organiczną są dość słabe,<br />
na co zwracał uwagę również McBride (1994). Jony Cd(II) wiązane były przede wszystkim<br />
w wyniku wymiany jonowej (76–87%), przez co są podatne na konkurencję ze znajdującymi<br />
się w roztworze innymi kationami, szczególnie Cu(II) (Wang 1997). Poza tym w obecności<br />
jonów chlorkowych jony Cd(II) były słabiej wiązane z centrami sorpcyjnymi badanych torfów.<br />
Natomiast w wiązaniu jonów Cu(II) i Ni(II) brały udział również tlenki żelaza – ok. 30% zasorbowanych<br />
jonów Cu i 12–16% Ni było wiązanych przez amorficzne tlenki Fe.<br />
PODSUMOWANIE. Przeprowadzone badania wiązania jonów Cd(II), Zn(II), Ni(II)<br />
i Cu(II) w warunkach konkurencyjnych pokazały, że duże powinowactwo jonów Cu(II) do<br />
substancji organicznej znacznie ogranicza sorpcję jonów Cd(II), wiązanych słabo, głównie<br />
na pozycjach wymiennych. Ponadto jony Cd(II) wiązane są słabiej i mniejszych ilościach<br />
w obecności jonów chlorkowych. Zwraca uwagę znaczny wpływ jonów Cd(II) na sorpcję<br />
Ni(II). Wysoka podatność Cd(II) do uwalniania stwarza zagrożenia dla wód podziemnych<br />
i powierzchniowych oraz organizmów żywych<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Elliot H.A., Liberati M.R., Huang C.P. 1986. Competitive adsorption of heavy metals by soils.<br />
J.environm. Qual. 15: 215–219.<br />
Gąszczyk R., Muszyński P. Paszko T. 2000. Wpływ metali ciężkich na sorpcje kadmu w glebach<br />
mineralnych. Kadm w środowisku-problemy ekologiczne i metodyczne. Zeszyty Naukowe<br />
Komitetu „Człowiek i Środowisko” PAN. 26: 93–99.<br />
Fontes M.P., Gomes P.C. 2003. Simultaneous competitive adsorption of heavy metals by the mineral<br />
matrix of tropical soils. Applied Geochemistry 18: 795–804.<br />
Japony Y. 1994. The solid – solution equilibration of lead and cadmium in polluted soils. E.J. Soil<br />
Sci. 45: 59–70.<br />
Kersten M., Förstner U. 1988. Assessment of metal mobility in dredged material and mine waste<br />
by pore water chemistry and solid speciation. W: Salomons W., Förstner U. (Red.). Chemistry<br />
and Biology of Solid Waste, Dredged Material and Mine Tailings. Springer-Verlag, Berlin<br />
Heidelberg: 214–237.<br />
McBride M.B. 1994. Environmental chemistry of soils. Oxford University press. N.York.<br />
Tessier A., Campbell P.G.C., Bisson M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation<br />
of particular trace metals. Anal. Chem. 51: 844–850.<br />
Wang W.Z., Brusseau .L., Artiola J.F. 1997. The use of calcium to facilinate desorption and remowal<br />
of cadmium and nickel in subsurface soils. J. Cont.Hydr. 25: 325–336.<br />
99
Bioakumulacja<br />
EFFECT OF SOLUTION COMPOSITION ON UPTAKE OF HEAVY METAL IONS ONTO<br />
ORGANIC MATTER<br />
Competitive adsorption of Cu(II), Ni(II), Zn(II) and Cd(II) ions from chloride and sulfate<br />
solution onto three kinds of peat was investigated. Single and binary metal solutions were<br />
used. Cu(II) ions showed the greatest affinity for the studied peats. Sorption of Cd(II) on<br />
each peat was reduced significantly by Cu(II), to a lower degree by Zn(II) and cations of<br />
Ni(II) had a small effect. The greatest effect of Cd(II) ions was on amount of bound Ni ions.<br />
Moreover, in the presence of chloride ions Cd(II) ions were bound in smaller amounts and<br />
more weakly.<br />
100
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Formy ołowiu i kadmu w wierzchnich warstwach gleb dwóch<br />
wybranych obszarów o różnym stopniu zanieczyszczenia<br />
środowiska*<br />
wprowadzenie. Nadmierna kumulacja metali ciężkich w glebach, a zwłaszcza w jej<br />
wierzchniej (0,00–0,20 m), warstwie jest jednym z czynników wywołujących degradację<br />
środowiska glebowego. Liczne prace badawcze wskazują na szczególne zagrożenie degradacją<br />
gleb w wyniku kumulacji kadmu i ołowiu [Howard, Shu 1996; Kabata-Pendias,<br />
Pendias H. 2000]. Celem badań było określenie zanieczyszczenia kadmem i ołowiem<br />
wierzchnich warstw gleb (0,00–0,20 m) z wybranych obszarów o różnym stopniu zanieczyszczenia<br />
środowiska, wykazanie stopnia związania kadmu i ołowiu z frakcjami gleby<br />
wierzchnich warstw (0,00–0,20 m) gleb będących pod różnym wpływem antropopresji,<br />
określenie potencjalnych zdolności do przechodzenia tych pierwiastków ze środowiska<br />
glebowego do łańcucha troficznego.<br />
Materiał i metody. Badaniami objęto wierzchnie warstwy gleb (0,00–0,20 m) obszaru<br />
znajdującego się pod wpływem silnej antropopresji, tj. na południu Polski (w promieniu<br />
do 5 km od Huty Katowice) oraz terenu uznawanego za niezanieczyszczony, w północnej<br />
części kraju (w promieniu do 5 km od Łomży). Tereny te są porównywalne pod<br />
względem sposobu ich użytkowania, są to bowiem trwałe użytki zielone.<br />
Badania prowadzono w latach 1996–2001. Materiał glebowy do analiz (90 prób średnich),<br />
pobierano z wierzchnich warstw gleb (0,00–0,20 m), z wytypowanych powierzchni<br />
obu badanych rejonów. Próby średnie 2-kilogramowe, powstały ze zmieszania próbek pojedynczych<br />
(10 próbek na jedną próbę średnią). Próbki pojedyncze zostały pobrane z powierzchni<br />
o wymiarach 1,5 x 1,5 m.<br />
W celu scharakteryzowania właściwości fizyczno-chemicznych wierzchnich warstw badanych<br />
gleb, w powietrznie suchym materiale oznaczono:<br />
• skład granulometryczny,<br />
• odczyn gleby,<br />
• zawartość węglanów,<br />
• zawartość substancji organicznej,<br />
• kwasowość hydrolityczną i sumę zasadowych kationów wymiennych,<br />
• pojemność sorpcyjną gleby, zgodnie z obowiązującą metodyką analityczną [Ostrowska<br />
i in. 1991].<br />
We wszystkich 90 badanych próbach przeprowadzono ekstrakcję według procedury<br />
Tessier’a i in. [1979], wyodrębniając kadm i ołów we frakcjach: wymiennej (F1), rozpuszczalnej<br />
w kwasach (F2), redukowalnej (F3), utlenialnej (F4) i rezydualnej (F5).<br />
W celu określenia możliwości przechodzenia kadmu i ołowiu ze środowiska glebowego<br />
do łańcucha troficznego, wyznaczono procentowy udział tych pierwiastków we frakcjach potencjalnie<br />
dostępnych (F1, F2, F3, F4) i całkowicie niedostępnych (F5) dla roślin.<br />
Oznaczenie wybranych właściwości fizyczno-chemicznych badanych gleb wykonano<br />
w Zakładzie Rekultywacji Terenów Zdegradowanych SGGW, natomiast procedurę ekstrakcji<br />
sekwencyjnej i oznaczenie zawartości badanych pierwiastków w poszczególnych frakcjach,<br />
metodą AAS w trzech powtórzeniach dla każdej próby, wykonano w Laboratorium<br />
Monitoringu Środowiska, Instytutu Ochrony Środowiska w Warszawie.<br />
* Prof. dr hab. inż. Elżbieta Biernacka, dr inż. Marcin J. Małuszyński – Zakład Rekultywacji Terenów<br />
Zdegradowanych, Katedra Inżynierii Wodnej i Rekultywacji Środowiska, Szkoła Główna<br />
Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie.<br />
101
Bioakumulacja<br />
wyniki i dyskusja. Badane próbki gleb zarówno z okolic Huty Katowice, jak<br />
i Łomży, miały zbliżone właściwości fizyczne i charakteryzowała je przewaga frakcji piasku<br />
(tab. 1, 2).<br />
Właściwości fizyczno-chemiczne gleb badanych prób charakteryzują dane w tabeli 1 i 2.<br />
Jak wynika z danych tabelach odczyn mierzony w roztworze 1 mol·dm -3 KCl w wierzchnich<br />
warstwach gleb z terenu uznawanego za niezanieczyszczony wykazywał większe zróżnicowanie<br />
niż na terenie będącym pod silnym wpływem antropopresji. Wynikać to może z intensywności<br />
użytkowania badanych terenów, jak też zróżnicowania pozostałych właściwości<br />
chemicznych, takich jak: zawartość węglanów, substancji organicznej czy pojemność<br />
sorpcyjna.<br />
Wierzchnie warstwy badanych gleb (0,00–0,20 m), różniły się znacznie zawartością<br />
kadmu i ołowiu, w zależności od nasilenia antropopresji. Na terenie znajdującym się pod<br />
silną antropopresją zawartość kadmu była kilkakrotnie większa i zawierała się w przedziale<br />
od 0,38 mg·kg -1 do 11,67 mg·kg -1 , a na terenie niezanieczyszczonym od 0,10 mg·kg -1<br />
do 1,67 mg·kg -1 . Zawartość ołowiu na terenie będącym pod wpływem silnej antropopresji<br />
wahała się od 17,6 mg·kg -1 do 288 mg·kg -1 , podczas gdy na terenie uznanym za niezanieczyszczony<br />
mieściła się między 3,59 mg·kg -1 a 185 mg·kg -1 . Wyniki badań nagromadzenia<br />
obu pierwiastków są zgodne z badaniami Terelaka i in. [1995, 1997].<br />
Tabela 1. Charakterystyka właściwości fizyczno-chemicznych wierzchnich warstw gleb z terenu<br />
o silnym wpływie antropopresji<br />
Numer<br />
próby<br />
Procent frakcji<br />
o średnicy w mm pH Hh S T=Hh+S<br />
Substancja<br />
organiczna CaCO 3<br />
1,0–0,1 0,1–0,02
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Zanieczyszczenie kadmem (Cd) i ołowiem (Pb) wierzchnich warstw gleb (0,0–0,2 m)<br />
obu badanych obszarów oceniono na podstawie skali stopnia zanieczyszczenia metalami<br />
ciężkimi, zaproponowanej przez IUNG w Puławach [Kabata-Pendias i in. 1993].<br />
Z przeprowadzonych badań wynika, że 9,1% gleb z terenu pod wpływem antropopresji<br />
należy do gleb o naturalnej zawartości kadmu (0 stopień), 40,0% gleb wykazuje podwyższoną<br />
zawartość tego pierwiastka (I stopień). Słabe zanieczyszczenie analizowanym pierwiastkiem<br />
wykazuje 20,0% badanych gleb (II stopień), natomiast średnio (III stopień), silnie<br />
(IV stopień) i bardzo silnie (V stopień) zanieczyszczone gleby stanowią odpowiednio 10,9%,<br />
16,4% i 3,6% wszystkich badanych gleb.<br />
Wierzchnie warstwy gleb z terenu uznanego za niezanieczyszczony wykazują znacznie<br />
niższe zawartości kadmu w stosunku do terenu podlegającego silnej antropopresji. Większość<br />
badanych gleb (57,5%) miała naturalną zawartość kadmu (0 stopień). Zawartość<br />
podwyższoną (I stopień) stwierdzono w 35,0% gleb. Słabe zanieczyszczenie (II stopień) badanym<br />
pierwiastkiem wykazano w 7,5% analizowanych prób glebowych.<br />
Zawartość ołowiu w wierzchnich warstwach gleb (0,00–0,20 m) – zarówno na obszarze<br />
uznawanym za niezanieczyszczony, jak i zmienionym wskutek antropopresji – była zróżnicowana.<br />
Gleby z terenu pod wpływem antropopresji w 36,4 procentach można uznać za<br />
zawierające naturalne ilości ołowiu (0 stopień), podwyższoną zawartość tego pierwiastka<br />
(I stopień) wykazano w 34,5% analizowanych prób, słabe zanieczyszczenie ołowiem (II stopień)<br />
stwierdzono w 10,9% prób gleb, średnie zanieczyszczenie (III stopień) tym pierwiastkiem<br />
stwierdzono w 18,2% badanych gleb.<br />
Na obszarze uznawanym za niezanieczyszczony (okolice Łomży) ilość kumulowanego<br />
ołowiu była mniejsza. Większość badanych gleb (82,5%) miała naturalną zawartość ołowiu<br />
(0 stopień). Zawartość podwyższona (I stopień) charakteryzowała 12,5% gleb, podczas gdy<br />
słabe (II stopień) i średnie (III stopień) zanieczyszczenie badanym pierwiastkiem stwierdzono<br />
po 2,5% analizowanych prób glebowych.<br />
Zastosowanie w badaniach metody ekstrakcji sekwencyjnej pozwoliło na ilościowe<br />
wyróżnienie form badanych pierwiastków i określenie stopnia ich związania z frakcjami<br />
wierzchnich warstw gleb oraz potencjalnych zdolności do przechodzenia tych pierwiastków<br />
ze środowiska glebowego do łańcucha troficznego.<br />
Na podstawie uzyskanych wyników ustalono szereg średniego procentowego udziału<br />
kadmu w poszczególnych frakcjach w wierzchnich warstwach gleb z terenu znajdującego<br />
się pod silną antropopresją:<br />
F3 > F2 > F1 > F4 > F5<br />
Takie uszeregowanie frakcji jest zgodne z badaniami m.in. Jackowskiej i Bojanowskiej<br />
[2000] oraz Maiz i in. [2000], wskazujących również na znaczny udział kadmu we frakcjach<br />
wymiennej, rozpuszczalnej w kwasach i redukowalnej. Zdaniem tych autorów, związanie<br />
znacznych ilości kadmu w tych frakcjach stanowi poważne ryzyko włączenia tego pierwiastka<br />
do łańcucha troficznego.<br />
W wierzchnich warstwach gleb z terenu uznawanego za niezanieczyszczony szereg<br />
udziału kadmu w poszczególnych frakcjach przedstawiał się następująco:<br />
F5 > F4 > F1 > F3 > F2<br />
Wyniki wskazujące na główną rolę frakcji rezydualnej w wiązaniu kadmu są zbieżne<br />
z uzyskanymi m.in. Dąbkowską-Naskręt [1997], Morera i in. [2001].<br />
Na podstawie uzyskanych wyników ustalono szereg średniego procentowego udziału<br />
ołowiu w poszczególnych frakcjach w wierzchnich warstwach gleb z terenu znajdującego<br />
się pod silną antropopresją:<br />
F3 > F2 > F5 > F4 > F1<br />
103
Bioakumulacja<br />
Wyniki badań potwierdzają prace Chłopeckiej i in. [1996] oraz Abollino i in. [2002].<br />
W wierzchnich warstwach gleb z terenu uznawanego za niezanieczyszczony szereg<br />
udziału ołowiu w poszczególnych frakcjach przedstawiał się następująco:<br />
F5 > F3 > F2 > F4 > F1<br />
Rezultaty te są zgodne z danymi opublikowanymi przez Niesiobędzką [2001]. Na określenie<br />
frakcji rezydualnej jako wiążącej ołów w największych ilościach wskazują prace prowadzone<br />
przez Jackowską i Bojanowską [2000].<br />
Wysoki udział w glebach z terenu pod wpływem antropopresji, mobilnych frakcji (wymienna,<br />
rozpuszczalna w kwasach, redukowalna i utlenialna), wynoszący 95,2% dla kadmu<br />
i 88,2% dla ołowiu, budzi poważne obawy zagrożenia przechodzenia badanych pierwiastków<br />
ze środowiska glebowego do łańcucha troficznego.<br />
Udział frakcji dostępnych w glebach z okolic Łomży jest mniejszy i wynosi odpowiednio<br />
w stosunku do ich całkowitej zawartości 61,6% kadmu, oraz 47,8% ołowiu.<br />
Wnioski. Na podstawie przeprowadzonych badań sformułowano nastepujące wnioski:<br />
1. Na terenie pozostającym pod silnym wpływem antropopresji gleby zanieczyszczone<br />
kadmem w stopniu średnim, silnym i bardzo silnym stanowią 30,9% wszystkich badanych<br />
gleb, natomiast na terenie uznawanym za niezanieczyszczony nie stwierdzono<br />
gleb w takim stopniu zanieczyszczonych tym pierwiastkiem.<br />
2. Słabe i średnie zanieczyszczenie gleb ołowiem na terenie pod wpływem antropopresji<br />
stwierdzono w 29,1% przebadanych gleb, podczas gdy na terenie uznawanym za<br />
niezanieczyszczony słabe i średnie zanieczyszczenie gleb ołowiem wykazano tylko<br />
w 5,0% analizowanych prób gleb.<br />
3. Udział badanych metali we frakcjach mobilnych okazał się większy w glebach znajdujących<br />
się pod wpływem antropopresji niż w glebach uznawanych za niezanieczyszczone.<br />
piśmiennictwo<br />
Abollino O., Aceto M., Malandrino M., Mentasti E., Sarzanini C., Barberis R. 2002. Distribution<br />
and mobility of metals in contaminated sites. Chemometric investigation of pollutant profiles.<br />
Environ. Pollution 119: 177–193.<br />
Chłopecka A., Bacon J.R., Wilson M.J., Kay J. 1996. Forms of Cadmium, Lead, and Zinc in contaminated<br />
soils from southwest Poland. J. Environ. Qual 25: 69–79.<br />
Dąbkowska-Naskręt H. 1997. The application of BCR extraction procedure for Cd and<br />
Pb mobility determination in arable soils. Pol. J. of Soil Sci 30,2: 29–33.<br />
Howard J.L., Shu J. 1996. Sequential extraction analysis of heavy metals using a chelating<br />
agent (NTA) to counteract resorption. Environ. Pollution 91,1: 89–96.<br />
Jackowska I., Bojanowska M. 2000. Badania nad formami i rozpuszczalnością metali<br />
ciężkich w glebie lessowej. Rocz. Glebozn 51, 1/2: 65–72.<br />
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. 1993.<br />
Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne<br />
dla rolnictwa. IUNG Puławy: (53).<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 2000. Trace Elements in Soil and Plants, third ed. CRC<br />
Press, Boca Raton, FL.<br />
Maiz I., Arambarri I., Garcia R., Millán E. 2000. Evaluation of heavy metal availability in<br />
polluted soils by two sequential extraction procedures using factor analysis. Environ. Pollution<br />
110: 3–9.<br />
104
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Morera M.T., Echeverria J.C., Mazkiar’an C., Garrido J.J. 2001. Isotherms and sequential<br />
extraction procedures for evaluating sorption and distribution of heavy metals in soils.<br />
Environ. Pollution, 113: 135–144.<br />
Niesiobędzka K. 2001: Specjacja metali ciężkich w aspekcie właściwości gleb. Gworek B.,<br />
Mocek A. (red.): Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia, tom 1 IOŚ, Warszawa: 55–61.<br />
Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości<br />
gleb i roślin – katalog. IOŚ, Warszawa.<br />
Terelak H., Piotrowska M., Motowicka-Terelak T., Stuczyński T., Budzyńska K. 1995.<br />
Zawartość metali ciężkich i siarki w glebach użytków rolnych Polski oraz ich zanieczyszczenie<br />
tymi składnikami. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 418: 45–60.<br />
Terelak H., Stuczyński T., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M. 1997. Zawartość Cd,<br />
Cu, Ni, Pb, Zn i S w glebach województwa katowickiego i Polski. Arch. Ochr. Środ. 23, 3–4:<br />
167–180.<br />
Tessier A., Campbell P.G.C., Bisson M. 1979. Sequential extraction procedure for the<br />
speciation of particulate trace metals. Anal. Chem. 51, 7: 844–851.<br />
Forms of lead and cadmium in topsoil layers in two chosen regions<br />
with various degree of environmental pollution<br />
The objectives of this study were to determine lead and cadmium contamination in topsoil<br />
layers (0,00–0,20 m) in two chosen regions of Poland with various degree of environmental<br />
pollution, investigate the chemical partitioning of cadmium and lead, and evaluate<br />
the potential capacity for releasing those metals to the environment as well as the potential<br />
for including those metals into the trophic chain.<br />
Cadmium and lead contamination of topsoil layers from region under the influence of<br />
anthropopressure was considerably higher than of soils from the region regrded as not polluted.<br />
High participation of mobile factions of cadmium (95.2 %) and lead (88.2 %) in soils<br />
from the region under the influence of anthropopressure is arousing serious anxieties, of increased<br />
including those metals to the trophic chain.<br />
105
Bioakumulacja<br />
IRON AND MANGANESE AVAILABILITY IN THE UPPER LAYER OF SOILS OF GREEN<br />
BELTS OF WARSAW*<br />
Introduction. The problem of appearing of heavy metals in urban soils was an object<br />
of many studies. Metals in urban soils may come from traffic industry and other anthropogenic<br />
activities. Due to their non-biodegradability and long biological half-lives for elimination, heavy<br />
metals remain present in soils for many years even after removing of the pollution sources<br />
[Kabata-Pendias, Pendias 2000; Pichtel et al. 1997; Oliva, Espinosa 2007].<br />
Total heavy metal concentrations in soils are not sufficient to predict detrimental biological<br />
effects. It is also important to find concentration of their forms available to plants.<br />
The aim of the research was determination of the concentration of total and available<br />
forms of iron and manganese in the upper layer of soils of green belts of Warsaw.<br />
Material and Methods. The study covered sandy soils from the surface layer<br />
(0,0-0,2 m) of soils of green belts of the urban agglomeration of Warsaw. Soil samples<br />
were collected along streets: Dolina Służewiecka, Sikorskiego, Czarnomorska, Ostrobramska,<br />
Abrahama, Umińskiego, Cynamonowa. Soil samples were also collected from<br />
Kabacki Forest, Koczargi village and Kiełpin village near Warsaw.<br />
Soil samples were collected in accordance with the standard [BN-78/9180-02]. Soil properties<br />
were analyzed in all 50 soil samples using methods from catalogue [Ostrowska et al. 1991].<br />
The availability of iron and manganese in the upper layer of soils was evaluated using<br />
1 mol·dm -3 HCl solution for metal extraction.<br />
Determination of examined metals was performed using Inductively Coupled Plasma -<br />
Atomic Emission Spectrometry (ICP-AES). It was used validated research methods BL-PB-<br />
10 and BL-PB-11 for quality control of AES measurements.<br />
Results and Discussion. The concentration of Fe and Mn were listed in table 1.<br />
The concentration of iron in soils from urban area has varied between 4230 and 22600<br />
mg·kg -1 d.w. A similar concentration was observed by Paterson et al. [1996] in soils from Aberdeen<br />
and Wilcke et al. [1998] in soils in Bangkok. Gancarczyk-Gola and Palowski [2005]<br />
noted lower iron concentration (354,9–393,5 mg·kg -1 ) in soils from Katowice.<br />
The Fe contents in soil samples from Kabacki Forest, Koczargi village and Kiełpin village<br />
near Warsaw were 3440–10900 mg·kg -1 d.w. A similar concentration of iron in rural soil<br />
was observed by Paterson et al. [1996].<br />
Soil samples collected from green belts in Warsaw contained from 118 to 649 mg·kg -1<br />
d.w. of manganese. A similar concentration of Mn was observed by Paterson et al. [1996],<br />
Pichtel et al. [1997], Oliva and Espinosa [2007].<br />
In soil samples from Kabacki Forest, Koczargi village and Kiełpin village we found 122-<br />
644 mg·kg -1 d.w. of manganese. Paterson et al. [1996] observed similar content of manganese.<br />
Gancarczyk-Gola, Palowski [2005] noted lower content of that metal.<br />
Between iron and other metals a big relation is occurring in their influence on the metabolism<br />
of plant cells. Exaggerated amounts of metals, particularly the manganese are limiting<br />
taking iron up and they are suppressing the production of chlorophyll in plant cells. Manganese<br />
is not considered to be a polluting metal in soils; however, when Mn has accumulated<br />
in soils due to application over a long period, toxic effects in some plants are observed<br />
[Kabata-Pendias, Pendias 2000].<br />
* Prof. dr hab. Elżbieta Biernacka, dr inż. Ilona Małuszyńska, dr inż. Marcin J. Małuszyński<br />
– Katedra Inżynierii Wodnej i Rekultywacji Środowiska, dr inż. Jacek Borowski – Katedra<br />
Ochrony Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie.<br />
106
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Therefore is very important to find concentration of their forms available to plants.<br />
The concentration of available forms of iron in soil samples from Warsaw were 1299–<br />
6561 mg·kg -1 d.w. and it constituted from 15,6 to 33,0% of the total content of metal. In soil<br />
samples from Kabacki Forest, Koczargi village and Kiełpin village near Warsaw we found<br />
833–3454 mg·kg -1 d.w. of available forms of iron what constituted 15,7–<strong>31</strong>,7% of the total<br />
Fe content.<br />
Soil samples collected from green belts in Warsaw contained from 72 to 398 mg·kg -1<br />
d.w. of available forms of manganese and it constituted from 30,0 to 78,2% of the total Mn<br />
content. The contents of manganese’s available forms in soil samples from Kabacki Forest,<br />
Koczargi village and Kiełpin village near Warsaw were 59–388 mg·kg -1 d.w. what constituted<br />
47,6–67,4% of it’s total content.<br />
Table 1. Chosen physicochemical properties of upper layer of soils.<br />
Sample<br />
Percent of fraction<br />
of diameter in mm<br />
no 1,0–0,1 0,1–0,02
Bioakumulacja<br />
Table 1. Chosen physicochemical properties of upper layer of soils – continuation<br />
Sample<br />
no<br />
Percent of fraction<br />
of diameter in mm<br />
1,0 - 0,1 0,1-0,02
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
References<br />
Gancarczyk-Gola M., Palowski B. 2005. Metale ciężkie i pH powierzchniowych warstw gleby wokół<br />
centrów przemysłowych oraz na terenach wolnych od zanieczyszczeń. Roczn. Glebozn.<br />
56, 1/2: 59–66.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 2000. Trace Elements in Soil and Plants, third ed. CRC Press,<br />
Boca Raton, FL.<br />
BN-78/9180-02, Analiza chemiczno-rolnicza gleby. Pobieranie próbek.<br />
Oliva S.R., Espinosa A.J.F. 2007. Monitoring of heavy metals in topsoils, atmospheric particles<br />
and plant leaves to identify possible contamination sources. Microchemical Journal. 86:<br />
1<strong>31</strong>–139.<br />
Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analiz i oceny właściwości gleb i roślin<br />
– katalog. Wyd. IOŚ, Warszawa.<br />
Paterson E., Sanka M., Clark L. 1996. Urban soils as pollutant sinks – a case study from Aberdeen,<br />
Scotland. Applied Geochemistry 11: 129–1<strong>31</strong>.<br />
Pichtel J., Sawyerr H. T., Czarnowska K. 1997. Spatial and temporal distribution of metals in soils<br />
in Warsaw, Poland. Environmental Pollution. 98, 2: 169–174.<br />
Wilcke W., Muller S., Kanchanakool N., Zech W. 1998. Urban soil contamination in Bangkok: heavy<br />
metal and aluminium partitioning in topsoils. Geoderma. 86: 211–228.<br />
DOSTĘPNOŚĆ ŻELAZA I MANGANU W WIERZCHNIEJ WARSTWIE GLEB PASÓW<br />
ZIELENI MIEJSKIEJ WARSZAWY<br />
Celem badań było określenie koncentracji całkowitych i dostępnych form żelaza i manganu<br />
w wierzchniej warstwie gleb pasów zieleni miejskiej Warszawy. Próbki gleb do badań<br />
pobierano wzdłuż ulic: Dolina Służewiecka, Sikorskiego, Czarnomorska, Ostrobramska, Abrahama,<br />
Umińskiego i Cynamonowa, a także w Lesie Kabackim i w podwarszawskich miejscowościach<br />
Koczargi i Kiełpin. Dostępność badanych metali w wierzchnich warstwach gleb<br />
była badana w wyciągach otrzymanych w wyniku ekstrakcji próbek roztworem 1 mol·dm -3<br />
HCl. Oznaczenie zawartości żelaza i manganu wykonano przy użyciu atomowej spektrometrii<br />
emisyjnej z plazmą wzbudzoną indukcyjnie (ICP-AES).<br />
Wyniki badań wskazują na występowanie większych zawartości badanych pierwiastków<br />
w wierzchnich warstwach gleb aglomeracji miejskiej w porównaniu do zawartości tych<br />
pierwiastkówa) na obszarze Lasu Kabackiego.<br />
109
Bioakumulacja<br />
WPŁYW WYBRANYCH ZAKŁADÓW PRZEMYSŁOWYCH NA WZROST ZAWARTOŚCI<br />
METALI CIĘŻKICH W GLEBACH TERENÓW PRZYLEGŁYCH*<br />
WPROWADZENIE. Zawartość metali ciężkich jest jednym z podstawowych parametrów<br />
określających stan zanieczyszczenia i stopień degradacji gleb [Siuta 1995]. Metale<br />
ciężkie ze względu na swój charakter oraz ilości wprowadzane przez człowieka do środowiska<br />
wywierają szczególną rolę na stan jakości poszczególnych ekosystemów lądowych<br />
[Kabata-Pendias, Pendias 1993]. Do podstawowych źródeł emisji metali ciężkich należy<br />
działalność zakładów przemysłowych [Strzyszcz 1982]. W pracy analizowano wielkości depozycji<br />
wybranych pierwiastków śladowych – kadmu (Cd), ołowiu (Pb), niklu (Ni), cynku<br />
(Zn), miedzi (Cu) i rtęci (Pb) na powierzchniach zlokalizowanych wokół czterech zakładów<br />
przemysłowych na terenie województwa opolskiego.<br />
MATARIAŁ I METODY. Badaniami objęto grunty użytkowane rolniczo przyległe do zakładów<br />
przemysłowych: BOT Elektrownia Opole, Huta Szkła Jedlice, Huta Małapanew<br />
w Ozimku, Lhoist Opolwap S.A. w Tarnowie Opolskim. Wszystkie wymienione zakłady są<br />
zlokalizowane w centralnej części Opolszczyzny. Próbki gleb pobrano z warstwy 0–30 cm<br />
poziomu orno-próchnicznego (Ap). W każdym obszarze pomiarowym, o powierzchni 100m 2<br />
pobrano jedną próbkę mieszaną uśrednioną z 30 próbek indywidualnych. W pobliżu każdego<br />
zakładu założono 5 obszarów pomiarowych. Przy wyborze lokalizacji powierzchni pomiarowych<br />
uwzględniono kierunek dominujących wiatrów, najbliższą zabudowę, występujące<br />
pasy roślinności wysokiej, lokalne drogi oraz istniejącą strukturę użytkowania gruntów.<br />
W laboratorium oznaczono odczyn gleby potencjometrycznie, przewodnictwo elektrolityczne<br />
właściwe konduktometrycznie, skład granulometryczny metodą areometryczną<br />
Casagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego, zawartość węgla organicznego według Tiurina<br />
oraz zawartość pierwiastków śladowych metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej po<br />
uprzednim trawieniu wodą królewską.<br />
WYNIKI BADAN I DYSKUSJA. Występowanie zakładów przemysłowych potencjalnie<br />
wiąże się z możliwością wysterowania w okolicznych glebach znacznych ilości metali ciężkich<br />
[Strzyszcz 1982; Karczewska 2002]. Biorąc pod uwagę skład granulometryczny na badanych<br />
obszarach, odnotowano uziarnienie próbek charakterystyczne dla piasków, piasków słabogliniastych,<br />
piasków gliniastych i glin piaszczystych. Wskazuje to na możliwość wystąpienia dużej<br />
wodoprzepuszczalności i łatwej migracji zanieczyszczeń w głąb profilu glebowego.<br />
Bardzo mała ilość frakcji iłu, a zarazem duża zawartość węgla organicznego wskazuje<br />
na potencjalną akumulację zanieczyszczeń wyłącznie w kompleksach organiczno-mineralnych.<br />
Świadczyć to może o gromadzeniu m.in. metali ciężkich, w wierzchniej warstwie gleby<br />
w okresie wielu dziesiątek lat.<br />
Istotną rolę w migracji zanieczyszczeń odgrywa również odczyn i przewodnictwo właściwe.<br />
Wszystkie badane gleby charakteryzował odczyn zbliżony do obojętnego, a nawet,<br />
w niektórych wypadkach odczyn zasadowy. Taki stan jest z punktu widzenia ochrony środowiska<br />
glebowego bardzo pozytywny – wysokie pH zmniejsza bowiem mobilność metali<br />
ciężkich, przez co ogranicza przedostawanie się zanieczyszczeń do systemu korzeniowego<br />
roślin, a tym samym do obiegu materii.<br />
Kolejnym parametrem świadczącym o potencjalnym rodzaju (formie) zanieczyszczenia<br />
w glebach jest zasolenie. W analizowanych próbkach odnotowano niewielkie wartości przewodnictwa<br />
właściwego, wskazujące na bardzo niskie zasolenie gleby. Tak niewielka zawar-<br />
* Dr Grzegorz Kusza, dr inż. Tomasz Ciesielczuk – Katedra Ochrony Powierzchni Ziemi, Uniwersytet<br />
Opolski.<br />
110
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
tość soli nie wpływa na zwiększenie mobilności zanieczyszczeń do roztworu glebowego,<br />
a następstwie do roślin czy wód podziemnych [Strzyszcz 2004].<br />
Tabela. 1. Wyniki analiz właściwości fizyko-chemicznych próbek gleb pobranych w pobliżu wybranych<br />
zakładów przemysłowych<br />
Nr<br />
próbki<br />
Głębokość<br />
pobrania<br />
[cm ppt].<br />
H 2<br />
O<br />
pH<br />
KCl<br />
Zakład przemysłowy<br />
Przewodnictwo<br />
właściwe<br />
[µScm -1 ]<br />
Węgiel organiczny<br />
[%]<br />
BOT Elektrownia<br />
Opole<br />
Huta Małapanew<br />
Huta Szkła<br />
Jedlice<br />
Lhoist Opolwap<br />
S.A.<br />
1 0 – 30 5,46 4,55 65,7 3,72<br />
2 0 – 30 7,35 6,9 64,4 6,08<br />
3 0 – 30 6,21 5,53 102 1,24<br />
4 0 – 30 6,57 5,84 67,3 1,61<br />
5 0 – 30 5,87 5,58 241 2,61<br />
11 0 – 30 6,46 5,66 66,5 1,30<br />
12 0 – 30 5,82 4,55 37,5 1,24<br />
13 0 – 30 5,81 4,77 47,0 2,23<br />
14 0 – 30 6,74 6,15 92,3 1,99<br />
15 0 – 30 6,64 5,7 46,4 1,24<br />
16 0 – 30 5,99 4,94 55,8 1,64<br />
17 0 – 30 5,04 4,00 34,7 1,77<br />
18 0 – 30 5,00 3,89 32,9 0,50<br />
19 0 – 30 6,73 5,49 36,3 0,65<br />
20 0 – 30 6,75 5,98 94,6 2,98<br />
21 0 – 30 6,05 5,15 62,8 1,21<br />
22 0 – 30 7,69 7,35 89,3 2,60<br />
23 0 – 30 7,14 7,05 155,8 0,50<br />
24 0 – 30 7,82 7,57 88,3 0,62<br />
25 0 – 30 7,38 7,30 125,0 0,93<br />
Zawartości metali ciężkich mieściły się w zakresach: 2,68 – 19,61mg·kg -1 (chrom), 20,9<br />
– 179,8 mg·kg -1 (cynk), 0,26 – 1,54 mg·kg -1 (kadm), 2,18 – 11,67 mg·kg -1 (miedź), 1,98 –<br />
18,79 mg·kg -1 (nikiel), 12,75 – 56,83 mg·kg -1 (ołów) i 0,0178 – 0,0737 mg·kg -1 (rtęć). Spośród<br />
wszystkich analizowanych metali ciężkich jedynie zawartość ołowiu w próbce <strong>nr</strong> 24<br />
(w pobliżu Lhoist Opolwap S.A.) osiągnęła wartość 56,83 mg·kg -1 , tj. przekroczyła zawartość<br />
dopuszczalną według standardów jakości gleb i ziemi [Rozporządzenie Ministra Środowiska...<br />
2002]. Odnotowane ilości pozostałych pierwiastków są niewielkie i świadczą<br />
o bardzo małym wpływie sąsiadujących zakładów przemysłowych. Pomimo dużego zróżnicowania<br />
wprowadzonej przez te zakłady działalności nie można jednoznacznie stwierdzić<br />
szczególnie negatywnego oddziaływania na środowisko glebowe. Najmniejsze stwierdzone<br />
zawartości praktycznie wszystkich metali występowały w próbkach gleb pobranych w okolicy<br />
Huty Szkła Jedlice, zawartości maksymalne natomiast odnotowano na powierzchniach<br />
w pobliżu zakładów wapienniczych Lhoist Opolwap S.A.<br />
Na podstawie uzyskanych wyników można dla badanych gleb w następujący sposób<br />
uszeregować udziały poszczególnych pierwiastków od tych, które dominowały, do tych których<br />
ilości były niewielkie: Zn>Pb>Cr>Ni>Cu>Cd>Hg. Na aktualną jakość gleb wywiera<br />
wpływ oprócz samych zakładów przemysłowych kompleks różnych czynników antropogenicznych,<br />
od działalności rolników, poprzez niską emisję z pobliskich miejscowości po czynnik<br />
komunikacyjny.<br />
111
Bioakumulacja<br />
Tabela. 2. Wyniki analizy składu granulometrycznego próbek gleb pobranych w pobliżu wybranych<br />
zakładów przemysłowych<br />
Zakład<br />
Nr<br />
przemysłowy<br />
próbki<br />
BOT<br />
Elektrownia<br />
Opole<br />
Huta<br />
Małapanew<br />
Huta<br />
Szkła<br />
Jedlice<br />
Lhoist<br />
Opolwap<br />
S.A.<br />
Udział procentowy frakcji [mm]<br />
2–1 1–0,5 0,5–0,25 0,25–0,1 0,1–0,05 0,05–0,02 0,02–0,005 0,005–0,002
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela.3. Zawartość wybranych pierwiastków śladowych w ornopróchnicznym poziomie gleb<br />
w pobliżu zakładów przemysłowych<br />
Zakład<br />
przemysłowy<br />
BOT<br />
Elektrownia<br />
Opole<br />
Huta<br />
Małapanew<br />
Huta<br />
Szkła<br />
Jedlice<br />
Lhoist<br />
Opolwap<br />
S.A.<br />
Nr<br />
punktu<br />
Współrzędne<br />
Cr Zn Cd Cu Ni Pb Hg<br />
geograficzne<br />
Φ λ mg·kg -1 s.m. gleby<br />
1 50,7616 17,8695 5,49 76,4 0,49 6,00 4,59 22,07 0,0661<br />
2 50,7592 17,8846 12,85 179,8 0,75 9,<strong>31</strong> 5,53 47,44 0,0737<br />
3 50,7448 17,869 5,59 72,8 0,47 4,51 4,14 13,95 0,0346<br />
4 50,7428 17,8961 2,68 49,9 0,51 3,5 1,98 12,75 0,0439<br />
5 50,7363 17,8963 5,77 28,5 0,45 3,49 3,08 19,58 0,0447<br />
11 50,6756 18,1929 6,41 56,2 0,25 3,94 3,85 13,<strong>31</strong> 0,0475<br />
12 50,6758 18,2033 9,3 76,9 0,26 7,88 6,97 19,32 0,0389<br />
13 50,6674 18,1965 6,97 67,1 0,54 5,52 4,79 19,9 0,051<br />
14 50,6683 18,2111 8,73 92,3 0,55 7,30 4,82 19,94 0,0443<br />
15 50,6713 18,2137 14,22 64,8 0,43 8,99 8,1 14,68 0,0491<br />
16 50,70<strong>31</strong> 18,1808 6,01 20,9 0,26 3,28 3,42 15,66 0,0526<br />
17 50,7016 18,1804 6,51 49,9 0,36 5,02 4,27 20,05 0,0613<br />
18 50,6992 18,1874 4,99 50,1 0,30 4,19 3,75 17,62 0,048<br />
19 50,6988 18,1906 5,79 59,8 0,36 5,59 4,30 12,51 0,0269<br />
20 50,7059 18,1901 7,4 69,8 0,53 2,18 2,55 13,99 0,03<strong>31</strong><br />
21 50,5694 18,0735 6,95 61,1 0,70 4,89 5,80 26,04 0,0236<br />
22 50,564 18,0755 7,85 71,9 1,32 4,39 4,70 33,58 0,0178<br />
23 50,5663 18,0837 7,14 76,6 0,88 6,14 6,71 23,9 0,0141<br />
24 50,561 18,0842 19,61 161,0 1,54 11,67 18,79 56,83 0,0302<br />
25 50,5591 18,0822 13,01 119,9 0,90 8,16 12,13 34,69 0,024<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
Karczewska A. 2002. Metale ciężkie w glebach zanieczyszczonych emisjami hut miedzi – formy<br />
i rozpuszczalność. Zeszyty Naukowe A.R. we Wrocławiu 432.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002r. w sprawie standardów jakość gleb<br />
oraz standardów jakości ziemi (DzU z 2002 r. <strong>nr</strong> 165, poz.1359).<br />
Siuta J. 1995. Gleba – diagnozowanie stanu i zagrożenia. IOŚ, Warszawa.<br />
Strzyszcz Z. 1982. Oddziaływanie przemysłu na środowisko glebowe i możliwości jego rekultywacji.<br />
Ossolineum, Wrocław.<br />
Strzyszcz Z. 2004. Ocena przydatności i zasady stosowania różnorodnych odpadów do rekultywacji<br />
zwałowisk oraz terenów zdegradowanych działalnością przemysłową. Prace i studia<br />
60. IPIŚ PAN, Zabrze.<br />
IMPACT OF SELECTED INDUSTRIAL WORKS ON THE INCREASE IN HEAVY METAL<br />
CONTENT OF SOIL IN ADJACENT AREAS<br />
Heavy metal content is one of the basic parameters that determines the pollution state<br />
and the degree of soil degradation. The main heavy metal emission sources are industrial<br />
works. The paper presents the results of the analysis of the degradation rate of selected trace<br />
113
Bioakumulacja<br />
elements (Cd, Pb, Ni, Zn, Cu and Hg) in soil layer of 0 – 30 cm within the area of four works.<br />
Following works were considered in the study: BOT Power Plant Opole, the glass-house in<br />
Jedlice, “Małapanew” smelter in Ozimek, and Lhoist Opolwap S.A. in Tarnów Opolski.<br />
The works are located in the central part of Opole voivodship, within the complexes of<br />
croplands as their surroundings. The highest content of heavy metals was determined in<br />
soils around Lhoist Opolwap S.A. in Tarnów Opolski. However, the obtained amount did not<br />
exceed the threshold limit value set in standards for the quality of agricultural used soils.<br />
In the other hand, the lowest heavy metal content was detected in soils around the glasshouse<br />
in Jedlice.<br />
114
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
FORMY AZOTU W WIERZCHNIEJ WARSTWIE GLEB W REJONIE ODDZIAŁYWANIA<br />
ZAKŁADÓW AZOTOWYCH „PUŁAWY” S.A.*<br />
WPROWADZENIE. Zakłady Azotowe w Puławach, dalej zwane Zakładami, rozpoczęły<br />
produkcję w latach sześćdziesiątych, a obecnie są jednym z największych producentów<br />
nawozów azotowych w Europie i głównym dostawcą saletry amonowej na rynek krajowy.<br />
Zlokalizowane są wewnątrz kompleksu leśnego ok. 4 km na północ od miasta Puławy. Na<br />
terenie przedsiębiorstwa znajduje się elektrociepłownia, która zaopatruje zakład i miasto<br />
w ciepło oraz 10 wytwórni związków chemicznych (amoniak I, amoniak II, kwas azotowy,<br />
saletra amonowa, mocznik, kwas siarkowy i oleum, kaprolaktam, melamina, nadtlenek wodoru<br />
i nadboran sodu) [Proeko... 1998; Zakłady Azotowe... 2005].<br />
Najważniejszymi zanieczyszczeniami emitowanymi przez Zakłady są: amoniak, tlenki<br />
azotu, pyły saletry amonowej, pył mocznika, dwutlenek siarki, aerosol H 2<br />
SO 4<br />
+ H 2<br />
SO 3<br />
, dwutlenek<br />
węgla, pyły dymnicowe. Poza tym w niewielkich ilościach emitowane są tlenek węgla,<br />
siarkowodór, metan, wodór, azot N 2<br />
, gazy szlachetne i para wodna. Specyficzną cechą emitowanych<br />
zanieczyszczeń przez Zakłady jest wysokie nasycenie związkami azotu [Adamczyk-<br />
Winiarska i in. 1972; Siuta 1987]. Kombinat chemiczny przez długie lata prowadził intensywną<br />
produkcję bez stosowania skutecznych urządzeń do ochrony środowiska co zaowocowało<br />
znaczną degradacją pobliskich ekosystemów. I tak – według Jakubczaka [1986] – w latach<br />
1968–1984 do atmosfery w rejonie zostało wyemitowane ok. 35 x 10 4 mg związków azotu. Do<br />
1994 r. włącznie, nie licząc powierzchni wylesionej, bezpośrednio pod budowę Zakładów usunięto<br />
745 ha lasów. W najbliższym sąsiedztwie emitora powstała pustynia biologiczna, a naturalny<br />
leśny krajobraz został zmieniony w monokulturę trzcinnika piaskowego. Od kilku lat<br />
przedsiębiorstwo zaangażowało się w realizację programów na rzecz ochrony środowiska, co<br />
spowodowało znaczne ograniczenie oddziaływania fabryki na otoczenie, ogólnie ilość emitowanych<br />
zanieczyszczeń zmalała o 65% przy jednoczesnym wzroście produkcji o 50% w porównaniu<br />
z 1985 r. Pomimo to depozyt związków azotu jest wciąż duży, a pobliskie gleby są<br />
już od ponad 40 lat pod ciągłą presją zanieczyszczeń azotowych.<br />
MATERIAŁY I METODY. Zakłady Azotowe „Puławy” S.A. i zdecydowana większość obszaru<br />
znajdującego się w strefie oddziaływania fabryki położone są na Wysoczyźnie Lubartowskiej.<br />
Jest to falista zdenudowana równina morenowa zbudowana z glin i piasków<br />
lodowcowych oraz pyłów pochodzenia wodnego. Jej głównym elementem są wzniesienia<br />
wydmowe dochodzące od 15 do 20 m, stąd teren ten pod względem rzeźby jest dość urozmaicony.<br />
Gleby w bezpośrednim sąsiedztwie Zakładów charakteryzują się składem granulometrycznym<br />
piasku luźnego, niską zawartością wody oraz są silnie przepuszczalne. Należy<br />
zwrócić tu uwagę, że są to gleby bardzo wrażliwe na degradacje, powstały z utworów<br />
ubogich w kationy zasadowe i mają małe zdolności buforowe. Próbki do badań pobierano<br />
w październiku 2006 r. i w kwietniu 2007 r. z 6 obiektów – powierzchni położonych w różnych<br />
odległościach od źródła emisji. Próbki pobierano z transektu na północny wschód od<br />
Zakładów, zgodnie z głównym kierunkiem róży wiatrów na tym obszarze (rys. 1):<br />
1) P1 – ok. 160 m od ogrodzenia przedsiębiorstwa, na poletku doświadczalnym z dominacją<br />
sosny zwyczajnej, czeremchy amerykańskiej i brzozy brodawkowej;<br />
2) P2 – ok. 260 m od Zakładów, także na poletku doświadczalnym o takim samym składzie<br />
roślinności jak na poletku P1;<br />
3) P3 – ok. 400 m od Zakładów, na południowym stoku wydmy, gdzie znajdują się nasadzenia<br />
czeremchy amerykańskiej i pojedyncze egzemplarze sosny zwyczajnej;<br />
* Prof. dr hab Tadeusz Filipek, mgr Karolina Falkowska – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej,<br />
Akademia Rolnicza w Lublinie.<br />
115
Bioakumulacja<br />
4) P4 – ok. 800 m od Zakładów, na niewielkim wzniesieniu na poletku uprawnym sosny<br />
zwyczajnej (granica pomiędzy strefą bezleśną a sukcesją brzozy brodawkowej);<br />
5) P5 – ok. 1,5 km od źródła emisji, w lesie;<br />
6) P6 – ok. 2,5 km od źródła emisji, na poletku z sosną zwyczajną.<br />
Powierzchnie P1 i P2 znajdują się w strefie wylesionej, otoczone są roślinnością darniową<br />
wprowadzoną tu w latach siedemdziesiątych, po nieudanych próbach odtworzenia<br />
ekosystemu leśnego.<br />
Próbki gleby pobierano z dwóch głębokości: 0–5 cm i 5–20 cm. Oznaczono w nich:<br />
• pH KCl<br />
– metodą potencjometryczną,<br />
• azot ogólny – metodą destylacyjną Kjeldahla,<br />
• azot amonowy – metodą fotokolorymetryczną z odczynnikiem Nesslera,<br />
• azot azotanowy – metodą fotokolorymetryczną z salicylanem sodowym,<br />
• azot hydrolizujący – metodą Cornfielda.<br />
Rys. Rys. 1. Rozmieszczenie 1. Obiekty badawcze obiektów w rejonie badawczych oddziaływania w rejonie Zakładów oddziaływania Azotowych ZA „Puławy” „Puławy” S.A. SA<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Badane gleby charakteryzuje silne zakwaszenie, co należy wiązać<br />
z<br />
WYNIKI<br />
wysoką długotrwałą<br />
I DYSKUSJA.<br />
emisją<br />
Badane<br />
tlenków<br />
gleby<br />
azotu<br />
charakteryzują<br />
, dwutlenku siarki<br />
się<br />
oraz<br />
silnym<br />
amoniaku<br />
zakwaszeniem,<br />
w postaci<br />
co<br />
opadu mokrego i suchego. Obiekty usytuowane najbliżej emitora (P1 i P2) charakteryzują<br />
należy wyższe wiązać wartości z wysoką pH niż długotrwałą w glebach na emisją obiektach tlenków położonych azotu , dwutlenku dalej od źródła siarki emisji, oraz zarówno amoniaku<br />
w warstwie 0–5 cm, jak 5–20 cm. Związane jest to najprawdopodobniej z opadem pyłów<br />
w postaci<br />
alkalicznych<br />
opadu<br />
na<br />
mokrego<br />
gleby powierzchni<br />
i suchego (rys.<br />
badawczych<br />
1). Obiekty<br />
usytuowanych<br />
usytuowane<br />
bliżej<br />
najbliżej<br />
źródła<br />
emitora<br />
emisji.<br />
(P1<br />
Szczególnie<br />
jest to się widoczne wyższymi na przykładzie wartościami obiektu pH niż P2, gleby gdzie na pHobiektach KCl<br />
i P2)<br />
charakteryzują w warstwie położonych 0–5 cm dalej wynosiło<br />
aż 5,86, a w warstwie 5–20 cm 4,59 pH. Tak znaczna różnica w tym obiekcie mogła<br />
od<br />
źródła być również emisji, spowodowana zarówno w kumulacją warstwie amoniaku, 0–5 cm który jak po i rozpuszczeniu 5–20 cm. Związane w wodzie tworzy jest to<br />
NH 3<br />
∙ H 2<br />
O + NH 4<br />
OH i początkowo alkalizuje glebę. Po mikrobiologicznym utlenieniu tych<br />
najprawdopodobniej z opadem pyłów alkalicznych na gleby powierzchni badawczych<br />
związków na powierzchni gleby następuje zakwaszenie, wymywanie azotanów w głąb, wykorzystanie<br />
przez bliżej mikroorganizmy źródła emisji. Szczególnie bądź rośliny jest lub to przemieszczenie widoczne na przykładzie się do wód [Barabasz obiektu P2,<br />
usytuowanych<br />
1991; Mazur 1991]. Największym zakwaszeniem cechował się obiekt P5, gdzie pH w warstwie<br />
pH0–5 KCl cm w warstwie wynosiło 2,85, 0–5 a cm warstwie wynosiło 5–20 aż cm 5,86, 3,44 a pH. w warstwie W miarę zwiększania 5–20cm 4,59 odległości pH. Tak<br />
gdzie<br />
znaczna (P6) zaobserwowano różnica w tym wzrost obiekcie pH, mogła co najprawdopodobniej być również spowodowana związane było kumulacją ze spadkiem amoniaku, depozytu<br />
gazowych, kwasotwórczych zanieczyszczeń powietrza.<br />
który po rozpuszczeniu w wodzie tworzy ( NH 3 · H 2 O + NH 4 OH ) i początkowo alkalizuje<br />
glebę. 116 Po mikrobiologicznym utlenieniu tych związków na powierzchni gleby następuje<br />
zakwaszenie, wymywanie azotanów w głąb, wykorzystanie przez mikroorganizmy bądź
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
6<br />
ph<br />
<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
P1<br />
P2 P3 P4 P P6<br />
5–20 cm<br />
0–5 cm<br />
Rys. 2. pH KCl<br />
gleb<br />
Zawartość azotu ogólnego w badanych glebach (rys. 2) malała wraz ze wzrostem odległości<br />
od Zakładów do obiektu P4. Najwyższa zawartość, bo 3,36 g N·kg -1 gleby, wystąpiła<br />
w punkcie P5 w warstwie 0–5 cm i należy to wiązać z obecnością ściółki. Wyłączając powierzchnie<br />
P1, we wszystkich pozostałych obiektach zawartość azotu ogólnego w wierzchniej<br />
warstwie gleby (0–5 cm) była wyższa niż na głębokości 5–20 cm. Dominującą frakcją<br />
azotu ogólnego w glebach jest N-organiczny [Barabasz1991], a w glebach leśnych w warstwie<br />
0–5 cm obejmującej przefermentowaną ściółkę jego zawartość była aż blisko 8 razy<br />
wyższa niż w zalegającej pod nią warstwie 5–20 cm.<br />
g n·kg -1<br />
3,5<br />
3<br />
2,5<br />
2<br />
1,5<br />
1<br />
0,5<br />
0<br />
P1<br />
P2<br />
P3<br />
P4<br />
P5 P<br />
Rys. 3. Zawartość azotu ogólnego w glebach<br />
Rys. 3. Zawartość azotu ogólnego w glebach<br />
P6<br />
5–20 cm cm<br />
0–5 cm<br />
cm<br />
+<br />
Azot hydrolizujący obejmuje azot mineralny N-NH 4<br />
oraz + tę część azotu organicznego,<br />
Azot hydrolizujący obejmuje azot mineralny N-NH 4 oraz tę część azotu<br />
która w krótkim czasie może ulec mineralizacji i stać się dostępną dla roślin [Mazur 1991].<br />
organicznego, która w krótkim czasie może ulec mineralizacji i stać się dostępną dla roślin<br />
Najwyższa zawartość tej formy azotu wystąpiła w obiektach najbliżej położonych źródła<br />
emisji, a mianowicie [Mazur 1991]. w P1 Najwyższa i P2 (rys. zawartość 4). Najniższą tej formy zawartością azotu wystąpiła azotu w obiektach hydrolizującego najbliżej cechował<br />
się punkt położonych P3, czyli źródła obiekt emisji oddalony a mianowicie 400 w P1 m od i P2 zakładu (rys. 4). Najniższą i położony zawartością na wydmie; azotu związane<br />
jest to z ukształtowaniem hydrolizującego cechował terenu się punkt i wymywaniem P3, czyli obiekt form oddalony azotu 400 w m od głąb zakładu profilu położony glebowego na przez<br />
kwaśne wody wydmie, opadowe, związane jest czemu to z ukształtowaniem sprzyjała mała terenu pojemność i wymywaniem sorpcyjna form azotu w gleby. głąb profilu Natomiast najwyższą<br />
zawartością azotu hydrolizującego cechował się, tak samo jak w przypadku azotu<br />
glebowego przez kwaśne wody opadowe, czemu sprzyjała mała pojemność sorpcyjna gleby.<br />
Natomiast najwyższą zawartością azotu hydrolizującego cechował się tak samo jak w<br />
przypadku azotu ogólnego punkt P5 i również w tym przypadku związane jest to z wysoką<br />
zawartością substancji organicznej w porównaniu z pozostałymi obiektami doświadczalnymi.<br />
We wszystkich badanych obiektach zawartość azotu hydrolizującego w warstwie 0–5cm była<br />
117
Bioakumulacja<br />
ogólnego, punkt P5 i również w tym przypadku związane jest to z wysoką zawartością substancji<br />
organicznej w porównaniu z pozostałymi obiektami doświadczalnymi. We wszystkich<br />
badanych obiektach zawartość azotu hydrolizującego w warstwie 0–5 cm była wyższa<br />
niż w warstwie 5–20 cm. Jedynie w punkcie oddalonym najdalej od fabryki wartości te tylko<br />
nieznacznie się różniły.<br />
mg n·kg -1<br />
30<br />
300<br />
20<br />
200<br />
10<br />
100<br />
0<br />
0<br />
P1<br />
P2 P3 P4<br />
P<br />
P6<br />
5–20 cm<br />
0–5 cm<br />
Rys. 4. Zawartość azotu hydrolizującego w glebach<br />
Rys. 4. Zawartość azotu hydrolizującego w glebach<br />
+ -<br />
Zawartość mineralnych form azotu N-NH 4<br />
i N-NO 3<br />
w glebach była wyraźnie zróżnicowana<br />
pomiędzy poszczególnymi obiektami badawczymi (rys. 5 i 6). W przypadku azo-<br />
Zawartość mineralnych form azotu N-NH + -<br />
4 i N-NO 3 w glebach była wyraźnie<br />
tu amonowego zróżnicowana zaznaczyła pomiędzy poszczególnymi się zależność obiektami między badawczymi odległością (rys. a jego 5 i 6). zawartością W przypadku w glebie<br />
+<br />
zarówno azotu z warstwy amonowego 0–5 zaznaczyła cm, jak się i zależność 5–20 cm. między Największą odległością, zawartością a jego zawartością N-NH w 4<br />
glebie charakteryzowały<br />
zarówno się gleby z warstwy leżące 0–5 najbliżej cm jak i 5–20 Zakładów cm. Największą (P1, P2), zawartością w miejscach N-NH + 4 charakteryzowały<br />
tych podczas poboru<br />
próbek wyraźnie dało się odczuć zapach amoniaku. Najwyższa zawartość azotu amonowego<br />
wystąpiła na powierzchni P2, 260 m od zakładu; prawdopodobnie jest to spowo-<br />
się gleby leżące najbliżej Zakładów Azotowych (P1, P2), w miejscach tych podczas poboru<br />
dowane próbek przenoszeniem wyraźnie dało przez się odczuć wiatr zapach zanieczyszczeń amoniaku. Najwyższa i opadaniem zawartość właśnie azotu amonowego w tym miejscu.<br />
Duża zawartość wystąpiła na jonu powierzchni amonowego P2, 260 spowodowała m od zakładu, tu prawdopodobnie znaczny wzrost jest to odczynu spowodowane gleby w warstwie<br />
0–5 przenoszeniem cm (rys.5). przez Najniższą wiatr zanieczyszczeń zawartość N-NH i opadanie 4<br />
+<br />
zanotowano właśnie w tym na wydmie miejscu. (P3) Duża i jest to<br />
prawdopodobnie związane z wymywaniem bądź erozją wietrzną. We wszystkich badanych<br />
obiektach zawartość jonu amonowego była znacznie wyższa warstwie wierzch-<br />
zawartość jonu amonowego spowodowała tu znaczny wzrost odczynu gleby w warstwie 0–5<br />
+<br />
niej 0–5 cm cm (rys.5). niż na Najniższą głębokości zawartość 5–20 cm N-NH i można 4 zanotowano wiązać na ze wydmie słabszą (P3) ruchliwością i jest to formy<br />
amonowej prawdopodobnie w porównaniu związane z azotanową, z wymywaniem poza bądź tym erozją silne wietrzną. zakwaszenie We wszystkich gleb badanych powoduje spowolnienie<br />
obiektach procesów zawartość mikrobiologicznych jonu amonowego była utleniania znacznie wyższa jonów w warstwie amonowych wierzchniej [Domżał, 0–5 cm Bielińska<br />
2007; Mazur 1991].<br />
niż na głębokości 5–20 cm i można to wiązać - z słabszą ruchliwością formy amonowej w<br />
W przypadku zawartości azotu N-NO 3<br />
w glebie obserwowano bardzo duże zróżnicowanie<br />
porównaniu pomiędzy z azotanową, poszczególnymi poza tym silne obiektami zakwaszenie badawczymi, gleb powoduje bez spowolnienie jednoznacznego procesów wpływu<br />
odległości mikrobiologicznych od Zakładów. utleniania Związane jonów jest amonowych to z tym, [Domżał że azotany 2007; Mazur są narażone 1991]. bardziej na straty<br />
niż sole amonowe ze względu na większą różnorodność -<br />
W przypadku zawartości azotu N-NO 3 w glebie obserwowano procesów, bardzo które prowadzą duże do<br />
ich strat i wymywania. Oprócz strat w postaci gazowej(NO, N 2<br />
O i N 2<br />
), azotany są wymywane<br />
w głąb profilu glebowego, łatwo migrują oraz przemieszczają się w glebie i częściej<br />
zróżnicowanie pomiędzy poszczególnymi obiektami badawczymi bez jednoznacznego<br />
są pobierane wpływu przez odległości rośliny od ZA. niż Związane forma jest amonowa to z tym, [Domżał, że azotany są Bielińska narażone bardziej 2007]. na Najwyższą straty zawartość<br />
niż N-NO sole 3 amonowe zanotowano ze względu na powierzchni na większą różnorodność P2 w obu procesów, warstwach które gleby, prowadzą jest do to powierzch-<br />
ich<br />
-<br />
+<br />
nia o najwyższym pH. Należy także podkreślić, że w przypadku N-NH 4<br />
wyraźnie wyższą<br />
-<br />
zawartość stwierdzono w warstwie 0–5 cm niż 5–20 cm, podczas gdy zawartość N-NO 3<br />
w warstwie głębszej w tym obiekcie była wyższa niż powierzchniowej. Potwierdza to tezę,<br />
że utleniony azot amonowy na powierzchni gleby szybko przemieszcza się w głąb [Barabasz<br />
1991].<br />
118
głębszej w tym obiekcie była wyższa niż powierzchniowej. Potwierdza to tezę, że utleniony<br />
azot amonowy na powierzchni gleby szybko przemieszcza się w głąb [Barabasz 1991].<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
mg n·kg -1<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
P1<br />
P2<br />
P3<br />
P4<br />
P<br />
P6<br />
5–20 cm<br />
0–5 cm<br />
Rys. 5. Zawartość azotu amonowego w glebach<br />
Rys. 5. Zawartość mg n·kg azotu -1<br />
amonowego w glebach<br />
70<br />
60<br />
0<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
P1<br />
P2<br />
P3<br />
P4<br />
Rys. 6. Zawartość azotu azotanowego w glebach<br />
P<br />
P6<br />
5–20 cm<br />
0–5 cm<br />
Rys. 6. Zawartość azotu azotanowego w glebach<br />
Przeprowadzone badania wskazują, że różnice pomiędzy zawartościami azotu zależały<br />
Przeprowadzone badania wskazują, że różnice pomiędzy zawartościami azotu<br />
od odległości, ale również związane były z zawartością C-organicznego, ukształtowaniem<br />
terenu, składem zależały granulometrycznym od odległości, ale również gleby i związane wymywaniem były z zawartością jego form C-organicznego, w głąb profilu glebowego.<br />
Gleby, ukształtowaniem które objęto terenu, badaniami składem należą granulometrycznym do kategorii gleby lekkich, i wymywaniem o luźnym jego form składzie w głąb mechanicznym<br />
i bardzo profilu ograniczonej glebowego. Gleby, zdolności które objęto sorpcyjnej, badaniami należą dlatego do kategorii możemy lekkich, przyjąć o luźnym założenie, że<br />
większa część składzie puli mechanicznym azotu została i bardzo wymyta ograniczonej w głąb zdolności gleby. sorpcyjnej, Ponadto dlatego związki możemy azotu przyjąć podlegały<br />
w glebach różnorodnym założenie, że większa i złożonym część puli azotu przemianom: została wymyta chemicznym, w głąb gleby. Ponadto biologicznym, związki azotu których intensywność<br />
zależy od wielu czynników środowiskowych w danym czasie [Barabasz 1991;<br />
podlegały w glebach różnorodnym i złożonym przemianom : chemicznym, biologicznym,<br />
Mazur 1991].<br />
których intensywność zależy od wielu czynników środowiskowych w danym czasie<br />
Biogeochemia azotu w glebie jest efektem dynamicznych przemian tego pierwiastka,<br />
w których [Barabasz uczestniczą 1991; Mazur także 1991]. różne produkty pośrednie z całego metabolizmu glebowego,<br />
stąd występują Biogeochemia różnice pomiędzy azotu w glebie poszczególnymi jest efektem dynamicznych obiektami przemian badawczymi, tego pierwiastka, niedające<br />
się jednoznacznie w których zinterpretować uczestniczą także różne bez bardziej produkty pośrednie szczegółowych z całego metabolizmu badań. glebowego Niniejsza stądpraca jest<br />
zwiastunem takich występują badań. różnice pomiędzy poszczególnymi obiektami badawczymi, niedające się<br />
jednoznacznie zinterpretować bez bardziej szczegółowych badań. Niniejsza praca jest<br />
WNIOSKI. Z przeprowadzonych badań można wyciągnąć następujące wnioski:<br />
zwiastunem takich badań.<br />
1. Odczyn gleby obiektów badawczych był silnie kwaśny i kwaśny zarówno w warstwie<br />
WNIOSKI. Z przeprowadzonych badań można wyciągnąć następujące wnioski:<br />
0–5, jak i 5–20 cm. Wartość pH gleby warstwy 0–5 była z reguły niższa niż z warstwy<br />
5–20 cm i spadała 1. Odczyn w miarę gleby oddalania obiektów badawczych się od emitora był silnie zanieczyszczeń.<br />
kwaśny i kwaśny zarówno w<br />
warstwie 0–5 jak i 5–20 cm. Wartość pH gleby warstwy 0–5 była z reguły niższa<br />
119
Bioakumulacja<br />
2. Największą zależność pomiędzy odległością od Zakładów i zawartością azotu stwierdzono<br />
w przypadku frakcji azotu amonowego N-NH 4<br />
+<br />
i hydrolizującego. W bezpośredniej odległości<br />
od zakładu zawartości były najwyższe i spadały w miarę oddalania.<br />
3. W obiekcie o najwyższej kumulacji N-NH 4<br />
+<br />
w warstwie 0–5 cm stwierdzono także najwyższą<br />
zawartość N-NO 3-<br />
, ale w warstwie głębszej, t.j. 5–20 cm.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Adamczyk-Winiarska Z., Cegłowski Z., Górski T. 1972. Zanieczyszczenie atmosfery w rejonie puławskim.<br />
Zesz. Bad. Rej. Uprzem., <strong>nr</strong> 51. Warszawa.<br />
Barabasz W. 1991. Mikrobiologiczne przemiany azotu glebowego: II Biotransformacja azotu glebowego.<br />
Post. Mikrobiol. <strong>31</strong>(1): 1–33.<br />
Domżał H., Bielińska E.J. 2007. Ocena przeobrażeń środowiska glebowego i stabilności ekosystemów<br />
leśnych w obszarze oddziaływania Zakładów Azotowych „Puławy” S.A. Acta<br />
Agrophysica 2: 79–90.<br />
Jakubczak Z. 1986. Uszkodzenia drzewostanów leśnych w strefie podmiejskiej Puław, sesja naukowa,<br />
Studia Puławskie: Ochrona środowiska przyrodniczego. Zesz.1: 237–249, Puławy.<br />
Mazur T.1991. Azot w glebach uprawnych. PWN. Warszawa.<br />
Płecha R. 1999. Stan zdrowotny i sanitarny lasów Nadleśnictwa Puławy w strefach szkód w okresie<br />
1969–1999 i perspektywy dalszego rozwoju. W: Funkcjonowanie gleb leśnych na terenach<br />
zagrożonych i trendy jego zmian. Kom. Nauk Leśnych PAN: 39–47. Puławy.<br />
Proeko Sp. z o.o. 1998. Ocena oddziaływania na środowisko Zakładów Azotowych „Puławy”<br />
S.A.<br />
Siuta J. 1987. Ekologiczne skutki uprzemysłowienia Puław. Instytut Ochrony Środowiska.Warszawa.<br />
Zakłady Azotowe „Puławy” S.A. 2005. Raport Środowiskowy. Puławy.<br />
FORMS OF NITROGEN IN TOP LAYER OF SOILS IN THE ZONE AFFECTED<br />
BY NITROGEN FERTILIZER PLANT „PUŁAWY” S.A.<br />
Soil samples for studies of nitrogen forms were taken from 6 different distances from<br />
the source of emission. They were taken from 2 layers: 0–5 and 5–20 cm. Total nitrogen,<br />
ammonium nitrogen, nitrate nitrogen, hydrolysable nitrogen and pH were determined. The<br />
research indicated, that differences between contents of nitrogen depended on the depth,<br />
lay of the land, soil texture and also on the content of organic carbon and leaching its forms<br />
into the soil depth. The biggest dependence between the distance from the Nitrogen Plant<br />
and the content of nitrogen was found in case of the fraction of ammonium nitrogen (N-NH 4+<br />
)<br />
and hydrolysable nitrogen. In the immediate neighbourhood of Nitrogen Plant contents of<br />
nitrogen were the highest, and they were falling as the distance increased. The soil was<br />
also strongly acidificated: pH decreased with the increase of the distance from the source<br />
of emission.<br />
120
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi ogródków<br />
działkowych rejonu Wrocławia*<br />
WPROWADZENIE. Znaczna degradacja środowiska w dużych aglomeracjach miejskoprzemysłowych<br />
powoduje, że coraz większym problemem staje się jakość ogródków działkowych,<br />
które spełniają funkcję rekreacyjną oraz są terenami amatorskiej uprawy warzyw<br />
i owoców [Chodak 1995].<br />
Ogrody działkowe w miarę rozwoju zabudowy miast, znalazły się w ich centrach i zasięgu<br />
oddziaływań źródeł emisji różnych substancji szkodliwych, w tym metali ciężkich [Wacławek<br />
i in. 1998; Bielińska 2006].<br />
Zanieczyszczenie gleb metalami ciężkimi najczęściej jest notowane na terenach miejskich,<br />
o wysokim stopniu urbanizacji, w sąsiedztwie zakładów przemysłowych i tras komunikacyjnych.<br />
Stanowi to problem głównie z punktu widzenia rolniczego i ogrodniczego wykorzystania<br />
gleb [Kabata-Pendias 1999]. Na terenach zurbanizowanych czynnikiem najsilniej kształtującym<br />
glebę jest działalność człowieka, czynniki naturalne natomiast, takie jak skała macierzysta,<br />
klimat i ukształtowanie terenu mają znaczenie drugorzędne [Czarnowska 1995].<br />
Materiał i metodyka. Obiekt badań jest położony w zachodniej części Wrocławia<br />
w dzielnicy Fabryczna. W pobliżu jest zlokalizowanych kilka dużych zakładów przemysłowych.<br />
Od strony południowej graniczy z zakładami hutniczymi „HUTMEN S.A.”. Zakład<br />
produkuje wyroby z metali nieżelaznych (m.in. z miedzi, ołowiu i cynku). Od wschodu teren<br />
badań sąsiaduje z Wrocławskim Parkiem Przemysłowym, zlokalizowanym na obszarze<br />
tzw. klina przemysłowego i obejmującym 163-hektarowy obszar, który wydzierżawia obiekty<br />
wraz z instalacją przemysłową na cele produkcyjne. Jest to teren dawnego Dolmelu, Pafawagu<br />
i Archimedesa. Obecnie działają tu takie zakłady, jak Bombardier Transportation Polska<br />
Sp. z o.o. oraz Zakłady Usługowo-Produkcyjne DOZAMEL Sp. z o.o.<br />
Rys 1. Lokalizacja terenu badań<br />
Badaniami objęto obszar 5 zespołów ogrodów działkowych, z których pobrano 23 próbki (6<br />
pochodziło z POD Malina, 5 z POD Jarzębina, 2 z POD Biedronka, 2 z POD Złota Reneta i 8<br />
POD Wisienka) położonych w rejonie Grabiszyna. Próbki o masie ok. 0,5 kg pobrano z wierzch-<br />
* Mgr Barbara Oleśków – Instytut Ochrony Środowiska w Warszawie.<br />
121
Bioakumulacja<br />
niej warstwy gleby o głębokości 0–20 cm. Punkty poboru próbek zaznaczono na mapie topograficznej<br />
w skali 1:10 000. Badania przeprowadzono w maju 2006 r. Na terenie badanych ogrodów<br />
działkowych nadal jest prowadzona uprawa warzyw i owoców przeznaczonych do konsumpcji.<br />
Badania laboratoryjne obejmowały:<br />
• analizę składu granulometrycznego metodą sitową dla ziaren powyżej 1mm i analizę części<br />
ziemistych poniżej 1 mm, z wykorzystaniem analizatora „Mastersizer 2000” firmy Malvern<br />
Instruments; jest to metoda optyczna wykorzystująca zjawisko dyfrakcji wiązki światła<br />
przechodzącej przez zawiesinę na brzegach cząstek mineralnych w niej zawartych;<br />
• oznaczenie zawartości substancji organicznej metodą wyprażania, polegającą na określeniu<br />
straty masy w wyniku prażenia w temperaturze 550ºC, po uprzednim wysuszeniu<br />
próbki do stałej masy w temperaturze 105ºC;<br />
• oznaczenie odczynu gleby w H 2<br />
O i 1N KCl – z wykorzystaniem elektrody potencjometrycznej;<br />
• oznaczenie zawartości wybranych metali ciężkich (Pb, Cu, Zn i Cd) techniką AAS po<br />
uprzednim zmineralizowaniu próbki w HNO 3<br />
, za pomocą spektrofotometru absorpcji<br />
atomowej Amanta Σ firmy GBC–Australia, w wersji płomieniowej + kuweta grafitowa.<br />
Wyniki. W tabeli 1 zestawiono wyniki analiz dotyczących podstawowych właściwości<br />
fizykochemicznych.<br />
Tabela 1. Podstawowe właściwości badanych gleb<br />
Lokalizacja<br />
POD<br />
Wisienka<br />
POD Malina<br />
POD<br />
Złota Reneta<br />
POD Jarzębina<br />
POD Biedronka<br />
pH % substancji<br />
% cząstek o średnicy w mm<br />
H 2<br />
O 1N KCl organicznej > 1mm
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Skład granulometryczny. Gleby omawianych ogródków działkowych wykazują skład<br />
granulometryczny piasków gliniastych, gliny lekkiej, piaszczystej i średniej oraz utworów pylastych<br />
zwykłych.<br />
Odczyn. Badane gleby wykazują odczyn kwaśny do obojętnego, a wartość pH waha<br />
się w zakresie 5,4–6,9. W większości przypadków gleby mają odczyn obojętny ze względu<br />
na prowadzone zabiegi agrotechniczne, a przede wszystkim wapnowanie. Ze względu na<br />
ocenę zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi taki układ jest korzystny, ponieważ metale<br />
występują w formach o mniejszej dostępności dla roślin, a co za tym i dla człowieka.<br />
Substancja organiczna. Zawartość substancji organicznej jest bardzo zróżnicowana<br />
i waha się od 2,4% do 10,2%. Wysokie zawartości substancji organicznej są charakterystyczne<br />
dla gleb ogrodowych i są wynikiem zabiegów agrotechnicznych polegających na wprowadzaniu<br />
do gleb dużych ilości masy organicznej, w tym kompostu. Tak duże wahania zawartości<br />
substancji organicznej oraz odczynu gleb nawet w obrębie jednego kompleksu ogródków jest<br />
cechą charakterystyczną i wynikają z ogromnych różnic w sposobach ich uprawy, a szczególnie<br />
ze zróżnicowanego poziomu wapnowania i nawożenia organicznego gleb [Chodak 1995].<br />
Metale ciężkie. Do oceny stopnia zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi omawianych<br />
ogródków działkowych wykorzystano kryteria opracowane przez IUNG Puławy. W ocenie<br />
zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi dopuszczalna ich zawartość zależy od wybranych<br />
właściwości fizykochemicznych gleb, m.in. odczynu i składu granulometrycznego<br />
[Kabata Pendias i in. 1993].<br />
W tabeli 2 przedstawiono wyniki badań na zawartość metali ciężkich w badanych próbkach<br />
glebowych. Należy podkreślić, że wyniki te dotyczą całkowitej zawartości metali ciężkich w glebie.<br />
Tabela 2. Zawartość metali ciężkich (Cu, Zn, Pb i Cd) w badanych glebach w mg·kg -1 s.m.<br />
Lokalizacja Cu Zn Pb Cd<br />
247,4 361,0 218,9 8,1<br />
151,7 324,3 118,1 3,3<br />
386,1 388,2 434,2 7,6<br />
POD Wisienka<br />
166,3 288,3 57,5 3,3<br />
275,6 337,9 140,5 4,4<br />
176,9 <strong>31</strong>5,0 114,6 3,4<br />
117,5 308,9 97,1 3,2<br />
852,4 482,8 832,3 18,9<br />
378,4 363,3 669,1 6,9<br />
776,5 443,2 1178,6 45,8<br />
POD Malina<br />
114,9 <strong>31</strong>2,0 130,9 3,7<br />
72,0 257,7 76,4 2,0<br />
248,7 321,9 126,4 3,7<br />
127,6 323,9 146,8 4,6<br />
POD Złota<br />
93,6 300,8 127,6 4,0<br />
Reneta<br />
182,8 344,6 194,9 4,0<br />
259,7 369,6 205,2 8,7<br />
811,4 428,1 689,2 20,6<br />
POD Jarzębina 192,2 347,5 194,5 5,8<br />
526,2 442,2 601,8 12,8<br />
305,4 378,8 270,5 7,7<br />
POD Biedronka<br />
92,0 303,4 128,7 2,5<br />
92,3 300,1 114,6 1,5<br />
123
Bioakumulacja<br />
Zawartość metali ciężkich w badanym materiale glebowym waha się w szerokim zakresie.<br />
Zawartości poszczególnych pierwiastków wynoszą odpowiednio: ołowiu od 57,5 do 1178,6<br />
mg·kg -1 , miedzi od 72 do 852,4 mg·kg -1 , kadmu od 1,5 do 45,8 mg·kg -1 oraz cynku od 257,7 do<br />
482,8 mg·kg -1 . Średnia zawartość wymienionych metali ciężkich dla całego zespołu ogrodów<br />
przedstawia się następująco: ołów – 298,6 mg·kg -1 , miedź – 289 mg·kg -1 , cynk – 349,3 mg·kg -1<br />
oraz – kadm 8,1 mg·kg -1 .<br />
Zanieczyszczenie badanych gleb (tab. 3.) ogródków działkowych waha się od I do V stopnia.<br />
Żadnej z badanych próbek nie cechowała zawartość naturalna badanych pierwiastków (stopień<br />
zanieczyszczenia 0). Zaobserwowano największe zanieczyszczenie miedzią i kadmem,<br />
gdzie odpowiednio 18 i 10 badanych gleb wykazuje silne lub bardzo silne zanieczyszczenie.<br />
Zawartość ołowiu we wszystkich próbkach mieści się w przedziale zanieczyszczenia od I do<br />
III stopnia, co oznacza, że badane gleby zawierają podwyższoną zawartość tego pierwiastka<br />
i mieszczą się w klasie średniego zanieczyszczenia. Zanotowano najmniejsze zanieczyszczenie<br />
gleby cynkiem – I i II stopnia (zawartość podwyższona i słabe zanieczyszczenie).<br />
Otrzymane wyniki odniesiono również do wytycznych zawartych w rozporządzeniu Ministra<br />
Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi .<br />
Najwięcej gleb przekroczyło dopuszczalne normy dla ołowiu i cynku (ok. 90% badanych<br />
próbek glebowych), następnie dla kadmu (ok. 70% próbek) oraz najmniej dla miedzi<br />
(ok. 56% próbek).<br />
Gleby badanych ogrodów są najbardziej zanieczyszczone Cu, Cd, Pb i Zn w porównaniu<br />
z glebami ogrodów działkowych położonych w innych dzielnicach Wrocławia [Chodak<br />
i in. 1995; Meinhardt 1995; Gontarz, Dmowski 2000]. Wierzchnia warstwa gleb omawianych<br />
ogrodów działkowych w większości przypadków wykazuje zanieczyszczenie pierwiastkami<br />
śladowymi w stopniu uniemożliwiającym dalszą uprawę warzyw i owoców przeznaczonych<br />
do konsumpcji. Z tego względu tereny te powinny bezwzględnie zostać wyłączone z użytkowania<br />
rolniczego lub ogrodniczego [Kabata Pendias i in. 1993].<br />
Tabela 3. Ocena zanieczyszczenia badanych gleb metalami ciężkimi<br />
Stopień zanieczyszczenia<br />
wg<br />
IUNG Puławy<br />
Liczba próbek zakwalifikowanych do poszczególnych klas<br />
Pb Cu Cd Zn<br />
0 0 0 0 0<br />
I 8 0 2 1<br />
II 7 2 8 22<br />
III 8 3 3 0<br />
IV 0 14 5 0<br />
V 0 4 5 0<br />
Na tak znaczne zanieczyszczenie badanych gleb wpływa kilka czynników, ale przede<br />
wszystkim zlokalizowane w pobliżu zakłady przemysłowe [Chodak i in. 1995; Meinhardt<br />
1995; Gontarz, Dmowski 2000]. Działalność pobliskich zakładów sięga początku XX wieku,<br />
kiedy to powstały zakłady hutnicze. Nie prowadzono wówczas zabiegów mogących<br />
zmniejszyć oddziaływanie zakładów na środowisko, dlatego wysoce prawdopodobne jest,<br />
że w tym czasie gleby w otoczeniu zakładów zostały silnie zanieczyszczone.<br />
Ponadto, położenie ogródków działkowych w centrum miasta i w pobliżu tras komunikacyjnych<br />
stanowi kolejną przyczynę zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi [Czarnowska<br />
i in. 1994].<br />
<br />
DzU <strong>nr</strong> 165. poz. 1359.<br />
124
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Wnioski. Na podstawie uzyskanych wyników badań wyciągnięto następujące<br />
wnioski:<br />
1. Gleby ogrodów działkowych wykazują zróżnicowane zanieczyszczenie Zn, Pb, Cu i Cd,<br />
od zawartości podwyższonej do silnego zanieczyszczenia.<br />
2. Najwięcej badanych gleb zostało zanieczyszczonych Zn (ok. 90%), stwierdzono natomiast<br />
większe zanieczyszczenie gleb miedzią (II–V stopień).<br />
3. Gleby zanieczyszczone Pb i Cd stanowią odpowiednio 87% i 70% badanych gleb, natomiast<br />
stopień ich zanieczyszczenia ołowiem określono jako średni (I–III stopień) oraz<br />
jako silny kadmem (I–V stopień).<br />
4. Najwyższą koncentrację Pb i Zn zaobserwowano w glebach POD Malina, Cu w glebach<br />
POD Jarzębina oraz Zn w glebach POD Wisienka.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bielińska E.J. 2006. Charakterystyka ekologiczna gleb ogrodów działkowych z terenów zurbanizowanych.<br />
Journal of Research and Application in Agricultural Engineering 51(2): 13–16.<br />
Czarnowska K. 1995. Gleby i rośliny w środowisku miejskim. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 418:<br />
111–115.<br />
Czarnowska K., Gworek B., Szafranek A. 1994. Akumulacja metali ciężkich w glebach i warzywach<br />
korzeniowych z ogródków działkowych dzielnicy Warszawa-Mokotów. Roczniki Gleboznawcze<br />
TXLV. 1/2: 45–54<br />
Chodak T., Szerszeń L., Kabała C. 1995. Metale ciężkie w glebach i warzywach ogródków działkowych<br />
Wrocławia. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 418: 291–297.<br />
Gontarz B., Dmowski Z. 2000. Zawartość metali ciężkich w glebie i warzywach z ogrodów działkowych<br />
koło zakładów hutniczych „HUTMEN” we Wrocławiu. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln.<br />
471: 913–919.<br />
Kabata Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN. Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A., i in. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi<br />
i siarką-Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG Puławy.<br />
Meinhardt B. 1995. Stan zanieczyszczenia gleb na terenie miasta Wrocławia i województwa<br />
wrocławskiego (na podstawie badań własnych WIOŚ Wrocław). Zesz. Probl. Post. Nauk.<br />
Roln. 418: 285–290<br />
Wacławek W., i in. 1998. Zanieczyszczenie chemiczne wody, gleby i roślin warzywnych pobranych<br />
z ogródków działkowych Kędzierzyna-Koźla. Chemia i Inżynieria Środowiska. 5(12):<br />
1163–1177.<br />
Assesment of allotments contamination soil with heavy metals in<br />
Wroclaw Grabiszyn area<br />
This paper presents investigation results of soil contamination of allotments. The following<br />
contaminants were analized: Cu, Zn, Pb, Cd. The allotments are located in Grabiszyn<br />
near centre of Wroclaw city and near large industrial plants. Soil samples to analize were<br />
taken from five allotments (POD Wisienka, POD Malina, POD Jarzębina, POD Biedronka,<br />
POD Złota Reneta).<br />
The degree of heavy metal pollution in the examined soils were assessed. The results<br />
obtained have been compared with legal standards. In most cases it has been stated that<br />
level of heavy metal pollution is high.<br />
125
Bioakumulacja<br />
ZANIECZYSZCZENIE ŚRODOWISKA GLEBOWEGO METALAMI CIĘŻKIMI PRZEZ<br />
NIEKONTROLOWANE WYSYPISKA ODPADÓW*<br />
WPROWADZENIE. Odpady są jednym z największych problemów w ochronie środowiska.<br />
Stwarzają bowiem zagrożenie dla wszystkich jego sfer (litosfery, hydrosfery, atmosfery<br />
i biosfery). W Polsce w ostatnich latach wprowadzono wiele przepisów, m.in. Ustawę<br />
o utrzymaniu czystości i porządku w gminach [1996], Ustawę o odpadach [2001], Ustawę -<br />
- Prawo ochrony środowiska [2001] oraz Ustawę o zużytym sprzęcie elektrycznym i elektronicznym<br />
[2005], regulujących gospodarkę odpadami. Pomimo tych aktów prawnych oraz rozwoju<br />
wiedzy z zakresu ekologii i ochrony środowiska stan gospodarki odpadami w kraju nadal<br />
jest niezadawalający. Nasila się występowanie niekontrolowanych wysypisk odpadów, wśród<br />
których spotkać można np.: gruz, sprzęt gospodarstwa domowego, sprzęt elektroniczny, baterie<br />
obudowy akumulatorów oraz opakowania po farbach, rozpuszczalnikach, środkach farmakologicznych,<br />
środkach ochrony roślin i wiele innych. Wysypiska te najczęściej są lokalizowane<br />
na przydrożnych użytkach rolnych bądź ekologicznych i leśnych oraz w obniżeniach<br />
terenu, rowach i wyrobiskach po eksploatacji surowców mineralnych okresowo bądź stale<br />
zatapianych.<br />
Dotychczasowe badania [Niedźwiecki i in. 2003a,b; 2004] wykazały, że płowe gleby Równiny<br />
Gumienieckiej, o składzie mechanicznym gliny lekkiej, w poziomie ornopróchnicznym<br />
pod niekontrolowanymi wysypiskami, na tle gleb użytkowanych rolniczo, wykazywały podwyższone<br />
zawartości kadmu, ołowiu, cynku i miedzi. Na glebach II, IIIa, IIIb klasy bonitacyjnej<br />
gruntów ornych tej równiny pod niekontrolowanymi odpadami najwyższa akumulacja osiągnęła<br />
wartości: ołowiu − 1203,9 mg·kg -1 s.m., cynku − 2776,3 mg·kg -1 s.m., miedzi 2436,2<br />
mg·kg -1 s.m. oraz kadmu 71,45 mg·kg -1 s.m. gleby. Świadczy to o znacznej choć lokalnej (występującej<br />
na niewielkich powierzchniach) degradacji potencjału produkcyjnego gleb.<br />
Celem niniejszej pracy jest ocena zanieczyszczenia gleb rdzawych oraz słabo wykształconych<br />
(arenosoli) o składzie mechanicznym piasków (przeważnie luźnych i słabogliniastych)<br />
przez niekontrolowane wysypiska. W badaniach uwzględniono także wysypiska<br />
powstałe w miejscach dawnych wylewisk ścieków bądź aktualnie zasilanych nielegalnym<br />
zrzutem ścieków bytowych.<br />
MATERIAŁ I METODYKA. Badaniami objęto 6 niekontrolowanych wysypisk odpadów<br />
komunalnych usytuowanych na terenie płaskim bądź w niewielkich obniżeniach terenowych,<br />
uformowanych eksploatacją piasku i żwiru na potrzeby miejscowej ludności. Występowały<br />
one w pobliżu następujących miejscowości: Bezrzecze (gmina Dobra Szczecińska),<br />
Strachocin (gmina Stargard Szczeciński), Zieleniewo (gmina Bierzwnik), Łukowo (gmina<br />
Wągrawiec), Darż (gmina Maszewo) oraz Lutom (gmina Sieraków). Każde z tych wysypisk<br />
posiadało powierzchnię w granicach 0,4 − 1,5 ha i występowało przeważnie w otoczeniu<br />
gleb rdzawych użytkowanych jako grunty orne o składzie mechanicznym przeważnie piasków<br />
luźnych i słabogliniastych pylastych (sporadycznie pyłów zwykłych lub piasków gliniastych<br />
lekkich). Wysypiska Darż i Lutom dodatkowo spełniały częściowo rolę wylewisk, ponieważ<br />
były zasilane nielegalnym zrzutem ścieków bytowych.<br />
Na każdym z wysypisk, po odsunięciu warstwy odpadów, wykonano 3 odkrywki i pobrano<br />
do badań materiał glebowy z głębokości 0 − 10, 10 − 30 i 30 − 50 cm. Dodatkowo,<br />
w zależności od wielkości wysypiska, z warstwy 0–20 cm każdego z nich pobrano od 5 do 9<br />
próbek zbiorczych. W celu porównania właściwości gleb znajdujących się pod wysypiskiem<br />
z właściwościami pobliskich gleb ornych wykonano 1 odkrywkę na polu uprawnym i pobra-<br />
* Prof. dr hab. Edward Niedźwiecki, dr hab. inż. Edward Meller, dr inż. Ryszard Malinowski,<br />
dr inż. Adam Sammel − Katedra Gleboznawstwa, Akademia Rolnicza w Szczecinie.<br />
126
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
no próbki z wyodrębnionych poziomów glebowych (wyjątek stanowiły wysypiska Bezrzecze<br />
i Lutom). Dodatkowo z poziomu ornopróchnicznego tych gleb pobierano 3 próbki zbiorcze.<br />
Na wysypisku Lutom, spełniającym przez dłuższy okres rolę wylewiska, odkrywki glebowe<br />
wykonano do głębokości 190 cm i pobrano materiał glebowy z głębokości: 0 − 10, 10 − 30,<br />
30 − 50, 50 − 70, 70 − 100, 100 −150, 150 − 190 cm. Łącznie analizami objęto 112 próbek<br />
glebowych, w których oznaczono skład mechaniczny, pH, zawartość materii organicznej<br />
oraz zawartość kadmu, ołowiu, cynku i miedzi. Wymienione metale ciężkie określono, mineralizując<br />
wcześniej glebę w mieszaninie stężonych kwasów HNO 3<br />
+HClO 4<br />
. Oznaczenia<br />
wykonano spektrometrem absorpcji atomowej (Unicam Solaar 929).<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Z przeprowadzonych badań wynika (tab.1 i 2), że niekontrolowane<br />
wysypiska, dość powszechnie występujące na glebach lekkich, przyczyniają się do<br />
zmian ich właściwości, zwłaszcza chemicznych.<br />
Gleby pod wysypiskami wykazywały bowiem w porównaniu do pobliskich gruntów ornych:<br />
• zwiększony udział części szkieletowych pochodzenia antropogenicznego;<br />
• mniejsze zakwaszenie;<br />
• zwiększoną zawartość materii organicznej;<br />
• zwiększoną zawartość badanych metali ciężkich.<br />
Nasilenie tych zmian wiąże się z jakością odpadów, z częstotliwością i czasookresem<br />
ich składowania oraz z zasilaniem wysypisk nielegalnym zrzutem ścieków bytowych. Na<br />
ogół odpady gruzu z zaprawą wapienną przyczyniają się do poprawy odczynu gleby, na której<br />
są składowane. Udział materii organicznej w masie odpadów rzutuje przede wszystkim<br />
na poprawę zawartości węgla organicznego, a domieszki odpadów przemysłowych i chemicznych<br />
powodują nagromadzenie metali ciężkich. Na glebach piaszczystych, ze względu<br />
na ich dużą przepuszczalność, najbardziej niekorzystne dla środowiska przyrodniczego jest<br />
wykorzystywanie istniejących niekontrolowanych wysypisk na wylewiska różnego rodzaju<br />
nieczystości (tab. 2).<br />
Gleby pod badanymi wysypiskami (Strachocin, Zieleniewo, Łukowo), w porównaniu<br />
z przyległymi do wysypisk glebami uprawnymi, wykazywały w warstwie 0 − 10 cm od 1,3 do<br />
2,1 razy więcej kadmu, od 1,6 do 9,0 razy więcej ołowiu, od 1,6 do 24,3 razy więcej cynku<br />
i od 2,8 aż do 28,1 razy więcej miedzi (tab. 1). Akumulacja tych metali najwyraźniej zaznaczyła<br />
się w glebie pod wysypiskiem w Łukowie, osiągając średnio: Cd – 2,82; Pb – 198,5;<br />
Zn – 545,1; Cu – 101,2 mg∙kg -1 s.m. W obrębie Równiny Gumienieckiej w glebach płowych<br />
wytworzonych z gliny zwałowej Niedźwiecki i in. [2001] także stwierdzili, że „dzikie wysypiska”<br />
przyczyniają się do nagromadzania metali ciężkich w glebie, zwłaszcza miedzi i cynku.<br />
Tak znaczne nagromadzenie się metali w powierzchniowej warstwie gleb pod wysypiskiem<br />
w Łukowie wynika m.in. z faktu zwiększonej ilości części spławialnych (piasek gliniasty lekki)<br />
oraz znacznej zawartości materii organicznej (4,6–8,3%).<br />
Według Monitora Polskiego [1986] określającego dopuszczalną zawartość metali<br />
ciężkich w glebach oraz rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [2002] gleby pod wysypiskami w miejscowościach<br />
Łukowo i Lutom ze względu na zawartość cynku i miedzi należy jednoznacznie<br />
uznać za zanieczyszczone. W miejscowościach Zieleniewo i Darż natomiast tylko<br />
w obrębie niektórych powierzchni badawczych gleb pod wysypiskami stwierdzono przekroczenie<br />
dopuszczalnych stężeń metali ciężkich w glebie. Wysypiska w Bezrzeczu<br />
i Strachocinie dotychczas zanieczyszczały glebę tylko w niewielkim stopniu (tab. 1 i 2)<br />
i stwierdzona zawartość metali pozwala zaliczyć je do kategorii gleb o naturalnych zawartościach.<br />
127
Bioakumulacja<br />
Tabela 1. Zawartość metali ciężkich w glebach pod niekontrolowanymi wysypiskami odpadów na<br />
tle ich zawartości w pobliskich glebach uprawnych<br />
Głębokość<br />
cm<br />
Skład<br />
mechaniczny<br />
pH KCl<br />
0−10 ps 4,7–7,4<br />
10−30 pl, ps 5,5–7,5<br />
30−50 pl, ps 5,6–7,8<br />
0−10 psp, pgl 7,0–8,1<br />
10−30 psp, pglp 7,5–8,1<br />
30−50 psp, pgl 7,5–8,3<br />
0−30 psp, pglp 5,4–7,0<br />
Straty przy<br />
Cd Pb Zn Cu<br />
żarzeniu<br />
% mg·kg -1 s.m.<br />
Bezrzecze (wysypisko)<br />
2,4<br />
0,9–3,2<br />
1,3<br />
0,5–2,1<br />
1,1<br />
0,6–1,5<br />
0,29<br />
0,26–0,37<br />
0,22<br />
0,16–0,36<br />
0,22<br />
0,16–0,26<br />
Strachocin (wysypisko)<br />
1,7<br />
0,4–4,1<br />
1,8<br />
0,5–3,7<br />
1,0<br />
0,5–1,6<br />
0,78<br />
0,12–1,60<br />
0,29<br />
0,09–0,53<br />
0,56<br />
0,00–1,42<br />
Strachocin (pole uprawne)<br />
1,4<br />
0,7–1,89<br />
30−50 psp 5,6–7,5 n.o.<br />
0–10 ps, pgl 5,9–7,3<br />
10−30 ps 3,9–5,1<br />
30−50 ps 4,2–5,0<br />
0−30 ps, pgl 3,8–5,8<br />
0,48<br />
0,09–0,95<br />
0,38<br />
0,08–0,86<br />
Zieleniewo (wysypisko)<br />
5,7<br />
1,9–11,2<br />
1,2<br />
0,5–2,1<br />
0,3<br />
0,2–0,5<br />
1,64<br />
1,20–2,24<br />
1,30<br />
1,12–1,62<br />
0,96<br />
0,80–1,51<br />
Zieleniewo (pole uprawne)<br />
1,6<br />
1,5–1,8<br />
30−50 ps 4,0–4,8 n.o.<br />
0−10 pgl 7,5–7,8<br />
10−30 ps, pgl 7,5–7,8<br />
30−50 pl, ps, pgl 7,5–7,8<br />
0−30 pglp 3,5–4,1<br />
1,28<br />
0,80–1,84<br />
1,01<br />
0,60–1,43<br />
Łukowo (wysypisko)<br />
6,4<br />
4,6–8,3<br />
2,0<br />
0,8–3,4<br />
1,3<br />
0,2–3,6<br />
2,82<br />
2,32–3,<strong>31</strong><br />
1,63<br />
1,07–2,20<br />
1,32<br />
1,05–1,80<br />
Łukowo (pole uprawne)<br />
1,5<br />
1,4–1,6<br />
30−50 pglp 3,8–4,3 n.o.<br />
1,32<br />
1,29–1,36<br />
1,02<br />
0,87–1,26<br />
30,2<br />
12,1–66,4<br />
0,26<br />
10,7–66,0<br />
13,8<br />
7,7–20,5<br />
34,5<br />
10,1–100,5<br />
18,8<br />
7,4–54,3<br />
26,9<br />
7,9–63,9<br />
12,7<br />
10,0–16,1<br />
10,6<br />
4,7–18,2<br />
36,4<br />
19,9–54,6<br />
18,8<br />
16,2–22,1<br />
13,7<br />
12,2–14,7<br />
23,2<br />
21,1–26,9<br />
16,5<br />
14,5–19,4<br />
198,5<br />
149,6–<br />
247,5<br />
28,2<br />
16,0–46,3<br />
22,2<br />
12,3–45,2<br />
22,0<br />
20,7–23,3<br />
16,9<br />
13,7–19,2<br />
66,0<br />
35,1–133,5<br />
74,6<br />
28,3–134,0<br />
34,0<br />
13,7–54,6<br />
46,7<br />
17,9–103,5<br />
62,6<br />
18,0–168,1<br />
61,0<br />
17,2–208,4<br />
28,5<br />
25,0–34,7<br />
24,1<br />
20,3–28,1<br />
242,3<br />
26,5–529,5<br />
19,2<br />
12,2–28,1<br />
11,8<br />
10,6–12,5<br />
43,2<br />
20,0–107,9<br />
12,2<br />
9,1–14,7<br />
545,1<br />
438,7–<br />
651,5<br />
274,9<br />
19,5–613,0<br />
155,1<br />
7,3–555,0<br />
22,4<br />
20,7–24,2<br />
17,5<br />
15,4–18,8<br />
10,5<br />
4,9–18,8<br />
7,9<br />
4,9–15,1<br />
10,0<br />
2,3–27,9<br />
19,7<br />
4,6–106,8<br />
11,2<br />
4,6–29,3<br />
9,3<br />
5,1–21,5<br />
5,5<br />
5,0–6,3<br />
5,0<br />
3,9–6,2<br />
23,3<br />
3,1–54,7<br />
2,9<br />
2,4–3,7<br />
3,1<br />
2,1–4,6<br />
8,2<br />
3,4–17,4<br />
3,1<br />
2,5–3,6<br />
101,2<br />
90,6–111,8<br />
11,4<br />
4,85–18,19<br />
6,04<br />
2,1–14,6<br />
3,6<br />
3,1–3,9<br />
3,1<br />
2,8–3,3<br />
128
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w glebach pod niekontrolowanymi wysypiskami odpadów<br />
zasilanych zrzutem ścieków bytowych<br />
Głębokość<br />
cm<br />
Skład<br />
mechaniczny<br />
pH KCl<br />
Straty przy<br />
Cd Pb Zn Cu<br />
żarzeniu<br />
% mg·kg -1 s.m.<br />
0−10<br />
10−30<br />
plp, psp,<br />
pglp<br />
plp, psp,<br />
płz<br />
Darż (wysypisko i czynne wylewisko)<br />
6,7–8,7<br />
6,4–8,6<br />
30−50 plp, pglp 6,2–6,9<br />
0−30 psp, pglp 5,8–7,4<br />
30−50 psp 4,9–5,3<br />
5,7<br />
3,2–8,0<br />
3,5<br />
0,3–9,1<br />
3,8<br />
0,4–8,9<br />
0,74<br />
0,41–1,83<br />
0,51<br />
0,15–1,02<br />
0,40<br />
0,16–0,74<br />
Darż (pole uprawne)<br />
4,6<br />
2,8–7,1<br />
1,6<br />
1,12–2,14<br />
0,33<br />
0,12–0,74<br />
0,06<br />
0,03–0,14<br />
48,1<br />
24,3–79,5<br />
20,2<br />
4,8–37,9<br />
17,8<br />
3,7–42,5<br />
26,7<br />
13,4–56,2<br />
8,6<br />
6,3–10,9<br />
200,1<br />
115,8–<br />
401,1<br />
115,0<br />
23,8–230,0<br />
132,8<br />
15,7–308,4<br />
68,9<br />
48,6–114,7<br />
27,2<br />
21,6–32,7<br />
27,3<br />
13,4–57,7<br />
16,6<br />
3,7–55,9<br />
23,4<br />
3,7–76,9<br />
12,6<br />
5,6–30,9<br />
4,6<br />
3,8–5,3<br />
0−10<br />
psp, pglp,<br />
płz, pgmp<br />
6,3–6,9<br />
10−30 plp, ps, płz 6,1–7,4<br />
30−50 plp, płz 4,1–6,6<br />
50−70 ps, płz 4,4–4,6<br />
70−100 plp, ps 4,8–7,7<br />
100−150 plp, psp 4,2–4,8<br />
Lutom (byłe wylewisko)<br />
18,2<br />
6,8–30,1<br />
6,7<br />
2,1–15,9<br />
0,3<br />
0,2–0,3<br />
0,5<br />
0,2–0,6<br />
0,2<br />
0,2–0,3<br />
0,4<br />
0,2–0,9<br />
3,44<br />
2,34–4,16<br />
2,19<br />
1,59–2,68<br />
1,55<br />
1,51–1,63<br />
1,52<br />
1,45–1,58<br />
1,46<br />
1,33–1,58<br />
1,42<br />
1,33–1,48<br />
22,1<br />
12,0–45,8<br />
15,9<br />
10,4–21,0<br />
13,6<br />
13,0–14,4<br />
14,8<br />
13,5–15,2<br />
13,4<br />
12,7–14,7<br />
15,3<br />
11,9–20,8<br />
1116,4<br />
917,8–<br />
1612,0<br />
456,4<br />
37,2–968,2<br />
11,9<br />
8,6–15,8<br />
12,0<br />
8,3–15,2<br />
10,1<br />
8,3–14,7<br />
8,6<br />
7,1–12,3<br />
84,8<br />
37,5–161,6<br />
29,6<br />
4,1–65,9<br />
4,8<br />
2,6–8,7<br />
6,2<br />
2,3–11,4<br />
2,5<br />
2,3–2,7<br />
5,1<br />
2,0–10,6<br />
150−190 plp, psp 4,2 0,2 1,48 13,3 7,3 2,4<br />
Według Szymańskiego i in. [1996] odpady komunalne charakteryzuje bardzo zróżnicowana<br />
zawartość metali ciężkich, przy czym ich najwyższe koncentracje na ogół stwierdza<br />
się dla frakcji drobnej, która może zawierać: niklu od ilości śladowych do 66 mg∙kg -1 s.m.;<br />
miedzi od 14,3 do 238 mg∙kg -1 s.m. oraz cynku od 96 do 2250 mg∙kg -1 s.m.<br />
Uzyskane wyniki dowodzą, że koncentracja cynku i miedzi wyraźnie zasila się w miejscach<br />
dawnych wylewisk ścieków oraz w obrębie wysypisk aktualnie zasilanych ściekami bytowymi.<br />
Koncentracja cynku w powierzchniowej 0–10 cm warstwie gleby pod wysypiskiem w miejscowości<br />
Lutom osiągnęła średnio zawartość 1116,4 (przy wahaniach od 917,0 do 1612,0) mg Zn∙kg -1<br />
s.m. gleby, świadcząc według Kabaty-Pendias i in. [1995], o średnim jej zanieczyszczeniu.<br />
Wykazane wysokie koncentracje metali ciężkich, zwłaszcza cynku i miedzi, dowodzą,<br />
że niekontrolowane wysypiska odpadów mogą w znacznym stopniu przyczyniać się do zanieczyszczenia<br />
nimi pobliskich gruntów ornych, użytków zielonych bądź użytków ekologicznych.<br />
Wynika stąd pilna potrzeba unormowania w kraju, na podstawie istniejących przepisów<br />
prawnych, stanu gospodarki odpadami i ukierunkowania jej na całkowitą likwidację<br />
niekontrolowanych wysypisk.<br />
129
Bioakumulacja<br />
WNIOSKI. Na podstawie uzyskanych wyników sformułowane zostały następujące<br />
wnioski:<br />
1. Niekontrolowane wysypiska odpadów lokalizowane na terenach piaszczystych, mogą<br />
zanieczyszczać powierzchniową warstwę gleby metalami ciężkimi, zwłaszcza miedzią<br />
I cynkiem. Koncentracja tych metali nasila się w miejscach, w których niekontrolowane<br />
wysypiska są zasilane zrzutem ścieków bytowych.<br />
2. Stan gospodarki odpadami w kraju wymaga – z uwzględnieniem obowiązujących przepisów<br />
prawnych, unormowania i ukierunkowania jej na całkowitą likwidację niekontrolowanych<br />
wysypisk odpadów oraz na rekultywację terenów nimi zanieczyszczonych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Kabata-Pendias A., Piotrowska M., Motowicka-Terelak T., Maliszewska-Kordybach B., Filipiak<br />
K., Krakowiak A., Pietruch Cz., 1995: Podstawy oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb<br />
– metale ciężkie, siarka i WWA. Bibliot. Monit. Środ. Państwowa Inspekcja Ochrony Środowiska,<br />
Instytut Uprawy Nawożenia i Gleboznawstwa w Puławach. Warszawa: 1–34.<br />
Monitor Polski, 1986, 23, poz. 170:285.<br />
Niedźwiecki E., Protasowicki M., Ciemniak A., Meller E., Tomza A., 2003a: Zawartość rtęci, kadmu<br />
i ołowiu w powierzchniowym poziomie gleby w obrębie niekontrolowanych wysypisk odpadów<br />
i użytków rolnych Równiny Gumienieckiej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 492: 205–210.<br />
Niedźwiecki E., Protasowicki M., Ciemniak A., Tomza A., 2003b: Zawartość metali ciężkich w powierzchniowym<br />
poziomie gleby w obrębie niekontrolowanych wysypisk odpadów i użytków<br />
rolnych Równiny Gumienieckiej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 493 III: 817–823.<br />
Niedźwiecki E., Nowak A., Nowak J., Kłódka D., Meller E., Smolik B., 2004: Oddziaływanie niekontrolowanych<br />
wysypisk odpadów na właściwości chemiczne oraz aktywność mikrobiologiczną<br />
gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 501: 325–334.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości jakość gleby oraz standardów<br />
jakości ziemi, (DzU z 2002 r. <strong>nr</strong> 165, poz. 1358 i 1359): 10560–10564.<br />
Szymański K., Ewertowska Z., Sidełko R., 1996: Gospodarka odpadami komunalnymi w zlewni<br />
rzeki. Wyd. Polit. Koszal.: 1–181.<br />
Ustawa o utrzymaniu czystości i porządku w gminach z dnia 13 września 1996 r. (DzU z 1996r.,<br />
<strong>nr</strong> 132, poz. 622 (z późn. zm.).<br />
Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. − Prawo ochrony środowiska (DzU z 2001 r., <strong>nr</strong> 62, poz. 627).<br />
Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach (DzU z 2001 r., <strong>nr</strong> 62, poz. 628).<br />
Ustawa z dnia 29 lipca 2005 r. o zużytym sprzęcie elektrycznym i elektronicznym (Dz U z 2005 r.,<br />
<strong>nr</strong> 180, poz. 1495).<br />
CONTAMINATION OF SOIL ENVIRONMENT BY HEAVY METALS WITHIN THE AREA<br />
OF UNAUTHORIZED DUMPING GROUNDS<br />
These studies focussed on light soils (rusty soils and arenosols) under u<strong>nr</strong>egulated<br />
waste dumps and also adjacent arable soils in order to compare their properties.<br />
It was found that the upper 0 – 10-cm layer of sandy soils under waste contains elevated<br />
amount of cadmium, lead, zinc and copper. The accumulation of these metals was most<br />
distinctly marked in the soil under the waste dump at Łukowo reaching on the average Cd<br />
– 2.82; Pb – 198.5; Zn – 545.1; Cu – 101.2 mg·kg -1 dry matter. The concentration of these<br />
metals (zinc in particular) was more intensive on the sites where sewage had been previously<br />
poured or those currently being supplied with illegal household sewage discharge.<br />
130
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Zawartość i formy rozpuszczalne Cu, Zn i Pb w glebach rejonu<br />
składowiska odpadów poflotacyjnych Wartowice w rejonie<br />
Bolesławca*<br />
WPROWADZENIE. Powstawanie dużych ilości odpadów poflotacyjnych jest ubocznym<br />
efektem działalności górnictwa i przetwórstwa rud miedzi, powodującym poważne obciążenie<br />
środowiska. Konieczność składowania odpadów wiąże się z wyłączeniem z użytkowania<br />
znacznych powierzchni, stwarza zagrożenie związane z infiltracją wód nadosadowych,<br />
a także z emisją pyłów zawierających metale ciężkie, co może powodować zanieczyszczenie<br />
gleb oraz roślin w sąsiedztwie obiektu. Wpływ pylenia z powierzchni składowiska został<br />
dobrze rozpoznany w przypadku największego składowiska KGHM Żelazny Most i stanowi<br />
jeden z ważniejszych problemów związanych z eksploatacją tego składowiska [Szerszeń<br />
i in. 1996; Angełow i in. 2000; Chodak i in. 2006]. Mniej uwagi poświęcono oddziaływaniu<br />
na środowisko zamkniętych osadników tzw. starego zagłębia, które pozostają niezrekultywowane<br />
[Piestrzyński 1996].<br />
Celem niniejszej pracy było określenie stanu zanieczyszczenia gleb miedzią (Cu),<br />
ołowiem (Pb) i cynkiem (Zn) w rejonie składowiska Wartowice, które jest największym<br />
obiektem tego typu pozostałym w tym rejonie, ocena wpływu odległości od składowiska<br />
na zanieczyszczenie gleb i określenie potencjalnego zagrożenia środowiska związanego<br />
z możliwością uruchamiania metali ciężkich w glebach.<br />
Obiekt badań i metodyka. Składowisko odpadów flotacyjnych Wartowice (rys. 1),<br />
położone około 20 km na południe od Bolesławca, było eksploatowane w latach 1971−1989<br />
[Piestrzyński 1996]. Jego powierzchnia wynosi 232 ha, a objętość zgromadzonych odpadów<br />
– 19,3 mln m 3 . Obiekt pozostaje do dziś niezrekultywowany [Mizera i in. 2002; Kotarska<br />
i in. 2006].<br />
Rys. 1. Składowisko odpadów poflotacyjnych Wartowice<br />
W celu określenia wpływu składowiska na zanieczyszczenie metalami ciężkimi sąsiadujących<br />
z nim gleb ornych pobrano próbki gleb z głębokości 0−20 cm, w odległości 50, 200<br />
i 500 m od składowiska, w 5 transektach usytuowanych w różnych kierunkach, co ilustruje<br />
rysunek 2. W celu oszacowania lokalnej zmienności właściwości gleb i jej wpływu na wyniki<br />
* Dr hab. Anna Karczewska, mgr inż. Alicja Król − Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska,<br />
Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu.<br />
1<strong>31</strong>
Bioakumulacja<br />
oznaczeń, pobierano w 6 punktach próbki w 3 niezależnych powtórzeniach A, B i C, z miejsc<br />
oddalonych od siebie o ok. 10 m (rys. 2). Pobrane zostały również 4 próbki powierzchniowej<br />
warstwy osadów poflotacyjnych z centralnej części zbiornika.<br />
Rys. 2. Rozmieszczenie punktów poboru próbek<br />
Oznaczono podstawowe właściwości gleb i osadów poflotacyjnych: skład granulometryczny,<br />
zawartość węgla organicznego (C org.), pH w 1M KCl oraz właściwości sorpcyjne.<br />
Całkowitą zawartość Cu, Pb i Zn w glebach i osadach oznaczano po mineralizacji próbek<br />
w stężonym HClO 4<br />
, formy potencjalnie rozpuszczalne metali określano w ekstrakcji 1M HCl,<br />
a formy aktualnie rozpuszczalne – w ekstrakcji w 1M NH 4<br />
NO 3<br />
oraz 0,01 M CaCl 2<br />
[Karczewska<br />
2002]. W celu określenia zależności całkowitej zawartości metali od odległości od składowiska<br />
obliczono współczynnik korelacji dla tych parametrów. Badano także statystycznie<br />
zależność udziału rozpuszczalnych form metali od właściwości gleb.<br />
Wyniki<br />
Podstawowe właściwości gleb i osadów poflotacyjnych. Podstawowe właściwości<br />
gleb przedstawiono w tabeli 1. Na badanym obszarze stwierdzono nieznaczne zróżnicowanie<br />
tych właściwości. Skład granulometryczny wszystkich próbek odpowiadał grupie pyłu<br />
zwykłego słabo szkieletowanego (wg PTG). Zawartość frakcji
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
w osadach w formach łatwo rozpuszczalnych w 1M HCl oraz w 1M NH 4<br />
NO 3<br />
, co stwierdzano<br />
też we wcześniejszych badaniach [Bogda i in. 2003]. Wysoka zawartość Cu i duża jej rozpuszczalność<br />
stanowi czynnik potencjalnego zagrożenia dla środowiska, ale skład granulometryczny<br />
osadów decyduje o ich niewielkiej podatności na erozję wietrzną, w odróżnieniu<br />
od osadów Żelaznego Mostu [Szerszeń i in 1996; Angełow i in. 2000].<br />
Tabela 1. Ogólna charakterystyka właściwości gleb i osadów<br />
Właściwość Jednostka<br />
Gleby<br />
Osady poflotacyjne<br />
min max X min max X<br />
Grupa granul., PTG --- Pył ilasty Ił pylasty<br />
< 0,02 mm % 9 21 14 57 73 64<br />
< 0,002 mm % 2 15 5 8 12 11<br />
C org. % 0,2 1,3 1,1 0,3 0,4 0,3<br />
pH (1M KCl) --- 4,7 6,5 5,8 7,6 7,7 7,7<br />
CaCO 3<br />
% --- --- --- 54 58 56<br />
T / CEC cmol(+)·kg -1 8,5 14,6 11,8 nie oznaczono<br />
Całkowite<br />
zawartości<br />
Cu mg/kg 7,5 45,0 22,6 2960 4690 3780<br />
Pb mg/kg 17,1 40,5 27,8 76,7 79,5 77,8<br />
Zn mg/kg 15,3 70,5 40,7 32,5 37,5 35,4<br />
X – średnia, Min – wartość minimalna, Max – wartość maksymalna, C org. – węgiel organiczny,<br />
T – całkowita pojemność sorpcyjna kationów, CEC – cation exchange capacity<br />
Tabela 2. Odchylenie standardowe SD, ilustrujące lokalne zróżnicowanie zawartości metali<br />
w podpunktach A,B,C – dla punktów badawczych I – 1,3, II – 1,3, III – 1,3<br />
Wartości SD, % wartości średniej<br />
Wartość<br />
Cu Pb Zn<br />
Minimalna 15,5 4,5 3,1<br />
Maksymalna 55,8 290 52,7<br />
Średnia 38,4 59,1 34,5<br />
Zawartość metali ciężkich w glebach. Zawartości Cu, Pb i Zn w badanych glebach<br />
pozostawały znacznie poniżej standardów jakości gleb i ziem określonych dla gruntów<br />
użytkowanych rolniczo w rozporządzeniu Ministra Środowiska [2002]. W odniesieniu<br />
do Wytycznych IUNG [Kabata-Pendias i in. 1993] koncentracje Cu w większości badanych<br />
gleb odpowiadały stopniom zanieczyszczenia 0 i I, a w pojedynczych punktach – także II<br />
stopniowi zanieczyszczenia. Wynikało to z konieczności umieszczenia tych gleb w grupie<br />
najmniej odpornych (w związku z niską zawartością frakcji
Bioakumulacja<br />
mg·kg mg/kg<br />
-1<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
a)<br />
Cu<br />
pb<br />
Zn<br />
10<br />
0<br />
50 200 500<br />
odległość / distance, m<br />
mg·kg mg/kg<br />
-1<br />
80<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
b)<br />
i ii iii iv v<br />
Transekt - Transect<br />
Cu<br />
pb<br />
Zn<br />
Rys. 3. Zawartości całkowite metali w transektach (a) i w zależności od odległości od składowiska<br />
(b)<br />
Formy rozpuszczalne metali ciężkich w glebach. Wartości średnie i przedziały zawartości<br />
form rozpuszczalnych metali w glebach i osadach poflotacyjnych zestawiono w tabeli<br />
3. Udział potencjalnie rozpuszczalnych form metali w glebach był silnie zróżnicowany<br />
i wynosił ok. 50% dla Cu i Pb oraz 11% dla Zn. Może to wskazywać na częściowo antropogeniczne<br />
wzbogacenie gleb w Cu i Pb [Karczewska 2002], prawdopodobnie pochodzące<br />
z innego źródła niż składowisko, np. z dawnej działalności wydobywczej. Także udziały aktualnie<br />
rozpuszczalnych form Cu i Pb w glebach były wyższe niż dla Zn, co nie jest zjawiskiem<br />
typowym, ponieważ Zn uchodzi za pierwiastek najłatwiej mobilny.<br />
Nie znaleziono prostych zależności, które wskazywałyby na związek rozpuszczalności<br />
Cu i Pb z właściwościami gleb (tab. 4). Udziały form rozpuszczalnych były ujemnie skorelowane<br />
z całkowitą zawartością metali w glebach. Dla wyjaśnienia tych zależności należałoby<br />
przeprowadzić szczegółowe analizy. Obserwowano natomiast typową zależność aktualnej<br />
rozpuszczalności Zn od pH i właściwości sorpcyjnych gleb.<br />
Podsumowanie i wnioski. W przeprowadzonych badaniach nie stwierdzono zależności<br />
zawartości metali ciężkich, a w szczególności Cu, od odległości punktów poboru<br />
próbek od składowiska Wartowice. Właściwości samych osadów także nie wskazują na<br />
możliwość zanieczyszczenia gleb wskutek pylenia z odsłoniętej powierzchni składowiska.<br />
Podwyższone zawartości Cu i Pb w badanych glebach oraz podwyższone udziały form łatwo<br />
rozpuszczalnych tych pierwiastków wskazują na istnienie innego źródła wzbogacenia<br />
134
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
gleb w te metale. Nieznacznie podwyższone zawartości Cu i Pb w glebach nie stanowią zagrożenia<br />
dla innych komponentów środowiska ani przesłanki dla wprowadzenia ograniczeń<br />
w produkcji rolniczej.<br />
Tabela 3. Formy rozpuszczalne metali w glebach i osadach poflotacyjnych – zakresy i średnie<br />
Ekstrakcja<br />
Metal<br />
Zawartości form rozpuszczalnych,<br />
[mg·kg -1 ]<br />
Udział form rozpuszczalnych<br />
w całkowitej zawartości, [%]<br />
Gleby Osady Gleby Osady<br />
Min Max X Min Max X Min Max X Min Max X<br />
Cu 3,1 21,2 9,1 2950 4600 3670 11,2 89,5 46,8 93,9 99,4 97,4<br />
1M HCl Pb 4,9 18,3 14,2 70 76 73 28,7 75,3 51,2 88,1 97,5 93,6<br />
Zn 0,9 7,1 3,9 16 17 16 1,6 22,4 10,8 42,7 52,3 46,2<br />
1M NH 4<br />
NO 3<br />
Pb 1,8 4,0 2,5 4 4,5 4,3 5,4 19,3 9,3 5,2 5,7 5,5<br />
Cu 0,0 6,8 1,9 2650 4350 3590 0,0 69,4 12,4 89,4 99,8 94,9<br />
Zn 0,0 1,5 0,7 1,5 2 1,8 0,0 4,7 1,8 4,0 5,5 5,0<br />
0,01M CaCl 2<br />
Pb 0,5 2,4 1,5 0,8 1 0,9 1,5 11,7 5,6 1,0 1,3 1,2<br />
Cu 0,5 1,0 0,8 0,4 0,9 0,6 1,1 10,5 4,5 0,0 0,0 0,0<br />
Zn 0,2 0,7 0,4 0,2 0,3 0,2 0,4 2,6 1,1 0,5 0,9 0,6<br />
X – średnia, Min – wartość minimalna, Max – wartość maksymalna.<br />
Tabela 4. Istotne (P=95%) współczynniki korelacji między udziałem form rozpuszczalnych metali<br />
a właściwościami gleb<br />
Parametr<br />
Zawartość<br />
całkowita<br />
Udział % form rozpuszczalnych w całkowitej zawartości<br />
w 1M HCl w 1M NH 4<br />
NO 3<br />
w 0,01M CaCl 2<br />
Cu Pb Zn Cu Pb Zn Cu Pb Zn<br />
-0.545 -0,580 -0,598 -0,584 -0,663 -0,452 -0,846 – -0,723<br />
pH – – 0,418 – – -0,641 – -0,395 -0,511<br />
C org – – – – – – – -0,382 –<br />
S – – – – – -0,755 – -0,599 -0,434<br />
T – – – – – -0,639 – -0,657 -0,339<br />
V – – 0,415 – – -0,685 – – -0,459<br />
Bioakumulacja<br />
Bogda A., Szopka K., Karczewska A. (2003): Zawartość i rozpuszczalność wybranych metali<br />
ciężkich w osadach poflotacyjnych górnictwa miedzi. W: Gworek B., Misiak J. (red.): Obieg<br />
pierwiastków w przyrodzie: bioakumulacja, toksyczność, przeciwdziałanie. Monografia. Tom<br />
II. IOŚ, Warszawa: 238–241.<br />
Chodak T., Kaszubkiewicz J., Kabała C., Szerszeń L., Kotecki A., Mikołajczak Z., Jezierski D.,<br />
Gałka B., Woźniczka P., Ochman D. 2006. Ocena degradacji oraz możliwości zagospodarowania<br />
gleb obszaru ograniczonego użytkowania w otoczeniu składowiska odpadów poflotacyjnych<br />
Żelazny Most. Zesz. Nauk. Polit. Śl. 1732, Górnictwo 272: 21–30.<br />
Kabata-Pendias A., Piotrowska M., Witek T. 1993 Ocena jakości i możliwości rolniczego użytkowania<br />
gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi. W: Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb<br />
i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG, Puławy.<br />
Karczewska A. 2002. Metale ciężkie w glebach zanieczyszczonych emisjami hut miedzi – formy<br />
i rozpuszczalność. Rozprawa habilitacyjna. Zeszyty Naukowe AR we Wrocławiu, Rozprawy<br />
CLXXXIV, Wydział Rolniczy, <strong>nr</strong> 432, Wrocław.<br />
Kotarska I., Mizera A., Nierzewska M. 2006. Rozpoznanie rodzajów i ilości odpadów mineralnych<br />
i organicznych przydatnych do rekultywacji nieczynnych składowisk odpadów z flotacji rud<br />
miedzi. Czas. Nauk.-Techn. Górnictwa Rud 4(41), CBPM Cuprum, Wrocław.<br />
Mizera A., Nierzewska M., Mazur W., Rubaniuk A., Szafran A., Pyra J., 2002. Wstępna koncepcja<br />
zamykania i rekultywacji składowisk odpadów flotacyjnych <strong>nr</strong> 1, <strong>nr</strong> 2 i <strong>nr</strong> 3 oraz składowiska<br />
skały płonnej K-1. CBPM Cuprum, Wrocław (maszynopis).<br />
Piestrzyński A. (red.) 1996 Monografia KGHM S.A.. CBPM Cuprum, Wrocław–Lubin.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości<br />
gleby oraz standardów jakości ziemi (DzU z 2002 r. <strong>nr</strong> 165, poz. 1359).<br />
Szerszeń L., Chodak T., Kabała C., Karczewska A., Bartoszewska K. 1996. Pierwiastki śladowe<br />
w glebach i roślinach w rejonie zbiornika odpadów poflotacyjnych Żelazny Most. Zesz. Probl.<br />
Post. Nauk Roln. 434, 2: 889–894.<br />
Zawadzki S., Dobrzański J. (red.) 1999. Gleboznawstwo. PWRiL, Warszawa.<br />
Cu, Zn and Pb concentrations and forms in soils in the vicinity<br />
of tailings impoundment Wartowice, near Bolesławiec<br />
Examined were total concentrations and potentially and actually soluble form sof<br />
Cu, Pb, and Zn in arable soils surrounding tailings impoundment Wartowice. 27 soil samples<br />
were collected from the layer 0–20 cm in the sites situated at the distance of 50, 200,<br />
and 500 m from the impoundments. No significant correlations were found between metal<br />
concentrations in soils and the distance. The properties of tailings do not indicate their susceptibility<br />
to wind erosion. Cu, Pb and Zn concentrations in soils remained below soil quality<br />
standards for arable lands, and in the light of IUNG guidelines corresponded to 0–II, 0–I<br />
and 0 contamination levels, respectively. Slightly enhanced concentrations of Cu and Pb in<br />
soils, as well as enhanced contributions of their easily soluble forms, suggest that another<br />
source of soil e<strong>nr</strong>ichment in metals existed in the area. Various factors influencing metal<br />
solubility in soils were discussed. We concluded that there was no environmental hazard<br />
caused by the presence of Cu, Pb and Zn in soils. Agricultural usage of soils does not need<br />
to be modified.<br />
136
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH W PRÓCHNICY NADKŁADOWEJ GLEB LEŚNYCH<br />
WOKÓŁ SKŁADOWISKA ODPADÓW PO FLOTACJI RUD MIEDZI*<br />
WPROWADZENIE. Na terenach zdegradowanych w wyniku oddziaływania przemysłu<br />
metalurgicznego istnieje poważne zagrożenie wtórnego uruchamiania metali ciężki<br />
i ich włączania do obiegu pierwiastków krążących w środowisku naturalnym. Ważną<br />
barierą w przemieszczaniu się zanieczyszczeń pyłowych powstających w wyniku emisji<br />
przemysłowych są lasy i zadrzewienia wprowadzane wokół obiektów przemysłowych<br />
[Szerszeń i in. 2004; Kiepas-Kokot, Zabłocki 2003]. Rola zadrzewień jako mechanicznej<br />
bariery ograniczającej migracje zanieczyszczeń jest ogólnie dobrze poznana, stale jednak<br />
zbyt mało wiadomo na temat roli leśnych próchnic nadkładowych w procesie immobilizacji<br />
metali ciężkich pochodzących z opadu pyłów przemysłowych. Dotychczasowe<br />
badania [Laskowski i in. 1993; Dziadowiec 1990] podkreślają jednak ważną rolę próchnic<br />
nadkładowych w procesie krążenia pierwiastków śladowych w ekosystemach leśnych.<br />
Leśna próchnica nadkładowa wykazuje zdolności sorbowania metali ciężkich, co z jednej<br />
strony utrudnia ich wymywanie z gleby, lecz jednocześnie powoduje zakłócenia w przebiegu<br />
procesów rozkładu i humifikacji szczątków organicznych [Białobok 1989; Lomander<br />
i in. 2001].<br />
Celem pracy było określenie zawartości Cu, Zn, Pb w próchnicach nadkładowych gleb<br />
leśnych otaczających składowisko odpadów po flotacji rud miedzi, jak również ocena mobilności<br />
badanych pierwiastków w środowisku glebowym.<br />
OBIEKTY I METODYKA BADAŃ. Powierzchnie badawcze zlokalizowano w lasach<br />
dawnej strefy ochronnej składowiska odpadów po flotacji rud miedzi, w drzewostanach sosnowych<br />
na siedlisku boru mieszanego świeżego. Obiekt <strong>nr</strong> 1 zlokalizowano na południe<br />
od składowiska, w drzewostanie liczącym ok. 80 lat. Obiekt <strong>nr</strong> 2 na północ od składowiska,<br />
w drzewostanie liczącym ok. 30 lat. W rejonie składowiska dominują wiatry południowo-zachodnie<br />
i południowe, toteż większe zanieczyszczenie gleb występuje na zachodnim<br />
i północnym przedpolu [Angełow i in. 2000]. Badane obiekty były zróżnicowane pod względem<br />
mikroreliefu powierzchni terenu. Obiekt <strong>nr</strong> 1 charakteryzowała płaska powierzchnia,<br />
w obiekcie <strong>nr</strong> 2 występował wyraźny mikrorelief bruzdowy, pozostały po orce wykonanej<br />
przed nasadzeniem drzew. W obrębie każdego obiektu wytypowano po 3 profile glebowe,<br />
z których pobrano próbki próchnicy nadkładowej, jak również próbki gleb mineralnych z głębokości<br />
0–30 cm (za pomocą laski glebowej) zgodnie z rozporządzeniem Ministra Środowiska<br />
w sprawie standardów jakości gleby i ziemi [2002].<br />
Na obiekcie <strong>nr</strong> 1 próbki próchnic leśnych pobrano osobno z poszczególnych podpoziomów<br />
(Ol, Of, Oh).<br />
W obiekcie <strong>nr</strong> 2 przy małej grubości próchnic nadkładowych pobierano próbki z całej<br />
miąższości ściółki. W pobranych próbkach oznaczono:<br />
• zawartość węgla organicznego (w próbkach mineralnych) metodą Tiurina,<br />
• stratę żarową (w próchnicach nadkładowych),<br />
• odczyn w wodzie destylowanej i 1M KCl,<br />
• całkowitą zawartość Cu, Zn, Pb po mineralizacji w stężonym HNO 3<br />
z dodatkiem 30 % H 2<br />
O 2<br />
• zawartość rozpuszczalnych form Cu, Zn i Pb ekstrahowanych 1M NH 4<br />
NO 3<br />
.<br />
Roztwór 1M NH 4<br />
NO 3<br />
jest stosowany jako skuteczny test aktualnej przyswajalności metali<br />
zarówno w glebach zanieczyszczonych, jak i niezanieczyszczonych, wysoko korelujący<br />
* Mgr inż Agnieszka Medyńska, dr hab. Cezary Kabała – Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska,<br />
Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu.<br />
137
Bioakumulacja<br />
z pobraniem metali przez rośliny [Karczewska 2002]. Koncentrację metali ciężkich w wyciągach<br />
oznaczono metodą atomowej spektrofotometrii absorpcyjnej (AAS).<br />
Profil<br />
Zawarto w mg·kg -1 s.m.<br />
180<br />
160<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
Cu Pb Zn<br />
Ol<br />
Of<br />
Oh<br />
Badane metale<br />
Profil<br />
Zawarto w mg·kg -1 s.m.<br />
180<br />
160<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
Cu Pb Zn<br />
Ol<br />
Of<br />
Oh<br />
Badane metale<br />
Profil<br />
Zawarto w mg·kg -1 s.m.<br />
180<br />
160<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
Cu Pb Zn<br />
Ol<br />
Of<br />
Oh<br />
Badane metale<br />
Rys. 1. Zawartość metali ciężkich podpoziomach próchnic leśnych rejonie składowiska odpadów<br />
po flotacji rud miedzi<br />
Rys. 1 Zawarto metali cikich w podpoziomach próchnic lenych w rejonie skadowiska<br />
odpadów po flotacji rud miedzi<br />
138<br />
Czynnikiem różnicującym zawartość metali ciężkich w próchnicach nadkładowych
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA. W pokrywie glebowej obszaru badań przeważają gleby<br />
rdzawe i bielicowo-rdzawe, wytworzone z piasków luźnych i słabogliniastych, genezy<br />
fluwioglacjalnej. Dominującym typem nadkładu jest moder i moder-mor. Odczyn badanych<br />
próchnic charakteryzowało duże zróżnicowanie. Odczyn próchnic w obiekcie <strong>nr</strong> 1 jest silnie<br />
kwaśny, a pH poszczególnych podpoziomów maleje wraz ze wzrostem stopnia rozkładu<br />
substancji organicznej od pH H20<br />
4,4–4,9 w poziomach Ol do 3,8–4,1 w poziomach<br />
Oh (tab.1). Jednocześnie pH H2 O w powierzchniowych poziomach mineralnych utrzymuje się<br />
w granicach 3,9–4,5 (pH w KCl 3,8–4,0). Odczyn próchnic leśnych w obiekcie <strong>nr</strong> 2 jest obojętny<br />
lub słabo kwaśny, przy pH H2O<br />
wahającym się w zakresie 5,3–7,1 (pH w KCl 4,7–7,0).<br />
Powierzchniowe poziomy mineralne charakteryzuje podobne zróżnicowanie wartości pH<br />
(tab. 1). Nietypowe wysokie wartości pH gleb i próchnic leśnych w obiekcie <strong>nr</strong> 2 wskazują<br />
na ingerencję człowieka, polegającą prawdopodobnie na silnym wapnowaniu gleby w trakcie<br />
jej użytkowania rolniczego lub przed zalesieniem.<br />
W próchnicach obiektu <strong>nr</strong> 1 zawartość materii organicznej w podpoziomie surowinowym<br />
była największa, straty żarowe wynosiły ponad 94 % (tab. 1). Wraz z głębokością<br />
zwiększała się zawartość substancji mineralnej, strata żarowa natomiast zmniejszała się<br />
do 61–80% w poziomie Of i 16–47% w poziomie Oh. Powierzchniowe poziomy mineralne<br />
(0–30 cm) gleb w obiekcie <strong>nr</strong> 1 charakteryzowała bardzo mała zawartość węgla organicznego,<br />
od 0,21 do 0,38% (tab. 1). Strata żarowa próchnic leśnych w obiekcie <strong>nr</strong> 2 wahała się od<br />
24,3 do 45% i na ogół była mniejsza w bruzdach niż w odkładach przy większej miąższości<br />
próchnic nadkładowych w bruzdach.<br />
W poszczególnych podpoziomach ściółek występowało zróżnicowanie zawartości metali<br />
wynikające przede wszystkim ze stopnia humifikacji materii organicznej i odmiennych<br />
właściwości fizykochemicznych poszczególnych warstw, co stwierdza również Rusek i in.<br />
[2005] oraz Lomander i Johansson [2001]. Największa koncentracja Cu i Pb występowała<br />
w poziomach butwinowych Of (107–175 mg Cu·kg -1 s.m. i 71,5–89,2 mg Pb·kg -1 s.m), w których<br />
zawartość pierwiastka jest dwu- lub trzykrotnie wyższa niż w poziomie surowinowym<br />
Ol (43,8–69,5 mg Cu·kg -1 s.m. i 16,3–26,5 mgPb·kg -1 s.m.). W poziomach epihumusowych<br />
Oh zawartość miedzi zmniejszała się do 74,5–114,9 mg·kg -1 s.m. a ołowiu do 42,3–67,5<br />
mg·kg -1 s.m. (tab. 2). Całkowita zawartość badanych metali ciężkich w glebach obiektu <strong>nr</strong><br />
1 była kilka, kilkanaście, a nawet ponad dwudziestokrotnie większa w próchnicach nadkładowych<br />
niż w powierzchniowych poziomach mineralnych (0–30 cm). Stwierdzono największe<br />
wzbogacanie próchnic leśnych w miedzi, najsłabsze w cynku (tab. 2). Największa zawartość<br />
Zn charakteryzuje poziomy surowinowe Ol (60,4–68,6 mg·kg -1 s.m.), a w kolejnych<br />
podpoziomach koncentracja tego metalu zmniejsza się, osiągając w poziomie Oh wartości<br />
trzykrotnie mniejsze (22,8–<strong>31</strong>,9 mg·kg -1 s.m.). Koncentracja metali ciężkich na ogół rośnie<br />
wraz ze stopniem rozkładu materii organicznej w glebach niezanieczyszczonych [Rusek<br />
i in. 2005]. Najwyższa koncentracja metali ciężkich stwierdzona w poziomie butwinowym<br />
(Of) próchnic nadkładowych badanych gleb leśnych wskazuje na antropogeniczne zanieczyszczenie<br />
– pylenie ze składowiska odpadów po flotacji rud miedzi, ale nie obecnie, lecz<br />
w przeszłości. Hipoteza ta znajduje potwierdzenie w wynikach monitoringu gleb otaczających<br />
składowisko [Medyńska i in. 2007].<br />
Czynnikiem różnicującym zawartość metali ciężkich w próchnicach nadkładowych<br />
obiektu <strong>nr</strong> 2 był mikrorelief bruzdowy, będący pozostałością głębokiej orki wykonanej przed<br />
nasadzeniem lasu. Zawartość metali w ściółkach i w poziomach mineralnych była większa<br />
na odkładach niż w bruzdach. Próchnice na odkładach, przy zdecydowanie mniejszej miąższości,<br />
charakteryzowały wyraźnie większe zawartości ołowiu (147,3 mg·kg -1 s.m.) niż przywiększej<br />
miąższości ściółki w bruździe (78,3 mg·kg -1 s.m.). Wbrew oczekiwaniom w przypadku<br />
miedzi różnica była mniejsza, ok. 20%. Również koncentracja cynku w ściółkach na<br />
odkładach była znacząco większa niż w bruzdach (odpowiednio 86,9 i 65,9 mg·kg -1 s.m.).<br />
139
Bioakumulacja<br />
Całkowite zawartości miedzi w powierzchniowych poziomach mineralnych wynosiły średnio<br />
15,0 i 11,7 mg·kg -1 gleby, odpowiednio w odkładach i bruzdach, co oznacza, że w próchnicach<br />
nadkładowych koncentracje metalu są piętnastokrotnie większe. Różnica koncentracji<br />
ołowiu w ściółce i w glebie mineralnej jest dziesięciokrotna, a cynku – jedynie trzykrotna.<br />
Potwierdza to opinię wyrażoną przez Rusek i in.[2005], że zdecydowana większość opadu<br />
metali jest akumulowana w próchnicy nadkładowej, która spełnia w ekosystemie leśnym<br />
funkcje filtra, wchłaniającego substancje toksyczne ze środowiska.<br />
Tabela 1. Odczyn i zawartość substancji organicznej w próbkach próchnic leśnych oraz mineralnych<br />
poziomach powierzchniowych (0–30 cm)<br />
Numer<br />
obiektu<br />
1<br />
2<br />
Profil<br />
Poziom<br />
Strata żarowa<br />
[%]<br />
Węgiel organiczny<br />
[%]<br />
W KCl W H 2<br />
O dest.<br />
1/1 Ol 94,33 – 3,95 4,4<br />
1/1 Of 79,70 – 3,37 4,12<br />
1/1 Oh 16,42 – 3,29 4,09<br />
1/1 mineralny* – 0,21 4,04 4,52<br />
1/2 Ol 95,10 – 4,02 4,56<br />
1/2 Of 60,90 – 3,17 3,96<br />
1/2 Oh <strong>31</strong>,70 – 3,09 3,88<br />
1/2 mineralny – 0,38 3,83 4,27<br />
1/3 Ol 95,24 – 4,48 4,92<br />
1/3 Of 79,70 – 3,33 4,15<br />
1/3 Oh 46,50 – 3,15 3,84<br />
1/3 mineralny – 0,38 3,93 4,42<br />
2/1 O (o)<br />
** 37,30 – 6,94 7,04<br />
2/1 mineralny (o)<br />
– 0,20 4,78 5,39<br />
2/1 O (b)<br />
** 29,90 – 7,04 7,06<br />
2/1 mineralny (b)<br />
– 0,12 6,39 6,67<br />
2/2 O (b)<br />
39,9 – 6,5 6,74<br />
2/2 mineralny (b)<br />
– 0,36 5,98 6,27<br />
2/3 O (o)<br />
45,0 – 5,84 6,21<br />
2/3 mineralny (o)<br />
– 0,42 7,04 7,15<br />
2/3 O (b)<br />
24,3 – 4,73 5,33<br />
2/3 mineralny (b)<br />
– 0,<strong>31</strong> 6,63 6,77<br />
pH<br />
* Mineralny – próbka pobrana z głębokości 0–30 cm; ** (o) – próbka pobrana z odkładu, (b) – próbka<br />
pobrana z bruzdy.<br />
Mimo różnic w całkowitych zawartościach miedzi, w mineralnych poziomach gleb na<br />
obiektach <strong>nr</strong> 1 i 2 zawartość form rozpuszczalnych w NH 4<br />
NO 3<br />
oraz udział tych form w całkowitej<br />
zawartości miedzi są bardzo zbliżone i relatywnie niskie. Z kolei w ściółkach obiektu<br />
<strong>nr</strong> 2 stwierdzono trzykrotnie więcej miedzi niż w ściółkach obiektu <strong>nr</strong> 1, co jednak daje<br />
zbliżony udział w zawartości całkowitej (5–9%). Koncentracja form rozpuszczalnych miedzi<br />
w próchnicy nadkładowej jest 20-, 30-krotnie wyższa niż w powierzchniowych poziomach<br />
mineralnych. Rozpuszczalność cynku jest zdecydowanie większa w kwaśnych próchnicach<br />
na obiekcie <strong>nr</strong> 1, co przejawia się zarówno w bezwzględnej zawartości form rozpuszczal-<br />
140
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 2. Zawartość całkowitych i rozpuszczalnych form metali ciężkich w badanych próchnicach<br />
nadkładowych i mineralnych poziomach powierzchniowych<br />
Numer<br />
obiektu<br />
1<br />
2<br />
Zawartości metali ciężkich w mg·kg -1 s.m. Udział form rozpuszczalnych<br />
Profil Poziom Zawartość całkowita<br />
w zawartości<br />
Formy rozpuszczalne<br />
w 1M NH 4<br />
NO 3<br />
całkowitej [%]<br />
Cu Zn Pb Cu Zn Pb Cu Zn Pb<br />
1/1 Ol 55,8 68,6 21,3 4,5 <strong>31</strong>,0 5,7 8,1 45,2 26,8<br />
1/1 Of 107,3 63,4 89,2 5,7 29,1 5,4 5,3 45,9 6,1<br />
1/1 Oh 98,1 22,8 45,9 2,7 7,8 4,9 2,7 34,3 10,7<br />
1/1 mineralny * 8,8 11,5 3,7 0,1 2,4 1,3 1,4 20,4 34,7<br />
1/2 Ol 69,5 60,4 26,5 7,4 <strong>31</strong>,3 8,5 10,6 51,7 32,1<br />
1/2 Of 162,3 35,0 83,8 10,6 18,4 7,6 6,5 52,5 9,1<br />
1/2 Oh 144,9 <strong>31</strong>,9 67,5 13,5 16,7 14,3 9,3 53,8 22,2<br />
1/2 mineralny 20,5 30,3 12,9 0,4 2,9 1,0 1,8 9,5 7,4<br />
1/3 Ol 43,8 60,9 16,3 4,0 24,2 2,8 19,6 39,7 17,2<br />
1/3 Of 175,8 52,1 71,5 5,6 22,9 11,2 3,2 43,9 15,6<br />
1/3 Oh 74,5 22,9 42,3 3,0 10,9 3,3 4,0 47,6 7,8<br />
1/3 mineralny 7,8 13,8 3,9 0,7 4,6 – 9,0 33,5 –<br />
Ol 56,3 63,3 21,4 5,3 28,8 5,7 12,8 45,5 26,6<br />
Of 148,4 50,2 81,5 7,3 23,5 8,1 5,0 47,4 9,9<br />
Oh 105,8 25,5 50,9 5,4 11,8 7,5 5,3 45,2 14,7<br />
mineralny 12,3 18,5 6,8 0,4 3,3 1,1 3,3 17,8 16,2<br />
2/1 O (o)<br />
** 235,8 87,6 133,0 15,7 2,8 2,8 6,7 3,2 2,1<br />
2/1 mineralny (o)<br />
14,0 23,3 11,9 0,6 0,6 0,5 3,9 11,1 5,0<br />
2/1 O (b)<br />
** 224,5 73,0 98,1 14,7 2,5 – 6,5 3,4 –<br />
2/1 mineralny (b)<br />
13,8 22,5 11,5 0,6 0,8 – 4,0 3,4 –<br />
2/2 O (b)<br />
181,5 72,0 88,5 11,7 5,7 5,7 7,1 7,8 6,4<br />
2/2 mineralny (b)<br />
9,5 16,5 5,8 0,7 1,1 – 6,4 6,3 –<br />
2/3 O (o)<br />
237,4 86,1 161,6 13,8 2,1 2,1 5,8 2,4 1,3<br />
2/3 mineralny (o)<br />
16,0 <strong>31</strong>,8 15,4 0,8 1,2 0,7 4,8 3,8 4,5<br />
2/3 O (b)<br />
161,8 52,9 48,4 13,8 8,5 – 8,5 16,0 –<br />
2/3 mineralny (b)<br />
12,5 <strong>31</strong>,0 14,0 0,1 3,3 – 1,0 10,8 –<br />
średnia<br />
średnia<br />
O (o)<br />
236,6 86,9 147,3 14,8 2,5 2,5 6,3 2,8 1,7<br />
O (b)<br />
189,3 66,0 78,3 13,4 5,6 – 7,4 9,1 –<br />
mineralny (o)<br />
15,0 27,6 13,7 0,7 2,3 0,6 4,4 8,7 4,4<br />
mineralny (b)<br />
11,7 23,3 10,4 0,7 1,0 – 6,0 4,3 –<br />
* Mineralny – próbka pobrana z głębokości 0–30 cm; ** (o) – próbka pobrana z odkładu, (b) – próbka<br />
pobrana z bruzdy.<br />
nych (11,8–28,8 mg·kg -1 s.m.), jak i w ich udziale w całkowitej zawartości cynku (45–47%).<br />
W próchnicach o obojętnym odczynie, na obiekcie <strong>nr</strong> 2, zawartość form rozpuszczalnych<br />
cynku nie przekracza 2,5 do 5,5 mg·kg -1 s.m., co stanowi 3–8% zawartości całkowitej. Koncentracja<br />
rozpuszczalnych form cynku wyraźnie zmniejsza się w miarę wzrostu stopnia rozkładu<br />
materii organicznej w próchnicach na obiekcie <strong>nr</strong> 1 (od 28,8 mg·kg -1 s.m. w podpoziomie<br />
Ol do 11,8 mg·kg -1 s.m. w podpoziomie Oh). Na obiekcie <strong>nr</strong> 2 stwierdza się wyraźnie<br />
niższą rozpuszczalność cynku w silniej przesuszonych ściółkach na odkładach (2,4 mg·kg -1<br />
s.m.) w porównaniu z wilgotniejszymi ściółkami w bruzdach (5,5 mg·kg -1 s.m.). Rozpuszczal-<br />
141
Bioakumulacja<br />
ność ołowiu, podobnie jak cynku, wyraźnie zależy od odczynu próchnic leśnych. Mimo większej<br />
całkowitej zawartości ołowiu na obiekcie <strong>nr</strong> 2, koncentracja form rozpuszczalnych ołowiu<br />
(2,1–5,7 mg·kg -1 s.m.) jest niższa niż w kwaśnych próchnicach na obiekcie <strong>nr</strong> 1 (2,8–14,3<br />
mg·kg -1 s.m.). Różnica ta jest jeszcze wyraźniejsza, jeżeli porówna się udział rozpuszczalnych<br />
form ołowiu w całkowitej zawartości pierwiastka, która w próchnicach na obiekcie <strong>nr</strong> 2<br />
wynosi od 2 do 5%, na obiekcie <strong>nr</strong> 1 natomiast od 10 do 27 % (tab. 2).<br />
WNIOSKI. Wyniki przeprowadzonych badań i ich ocena pozwoliły na sformułowanie<br />
następujących wniosków:<br />
1. Zawartość metali ciężkich w próchnicach nadkładowych gleb leśnych była wielokrotnie<br />
większa niż w powierzchniowych poziomach mineralnych (0–30 cm), co świadczy o ogromnej<br />
zdolności próchnic do akumulacji zanieczyszczeń z odpadu atmosferycznego.<br />
2. Zawartość miedzi i ołowiu była największa w podpoziomach butwinowych Of, co odzwierciedla<br />
zmienne w czasie pylenie ze składowiska odpadów poflotacyjnych (zmniejszające<br />
się w ostatnich latach).<br />
3. W glebach zadrzewionych, z zachowanym bruzdowym mikroreliefem terenu, wyższe<br />
koncentracje metali w próchnicach występują w bruzdach niż na odkładach.<br />
4. Największa rozpuszczalność w badanych próchnicach leśnych charakteryzuje zawarty<br />
w nich cynk, a najmniejsza – miedź. Ilość rozpuszczalnych form miedzi korelowała<br />
z całkowitą zawartością metalu w próchnicy nadkładowej. Koncentracja i udział form<br />
rozpuszczalnych cynku i ołowiu w większym stopniu zależały od odczynu próchnic niż<br />
od całkowitej zawartości metalu.<br />
PIśMIENNICTWO<br />
Angełow Z. Chodak T., Kabała C., Kaszubkiewicz J., Szerszeń L. 2000. Oddziaływanie zbiornika<br />
odpadów poflotacyjnych „Żelazny Most” na otaczające środowisko glebowe, Rocz. AR Poznań<br />
<strong>31</strong>7: 327–337.<br />
Białobok S. 1989. Życie drzew w skażonym środowisku. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa–Poznań.<br />
Dziadowiec H. 1990. Rozkład ściółek w wybranych ekosystemach leśnych. Rozprawa. Wydawnictwo<br />
Uniwersytetu Mikołaja Kopernika w Toruniu: 137.<br />
Kiepas-Kokot A., Zabłocki Z. 2003. Zmiany właściwości chemicznych powierzchniowej warstwy<br />
leśnych gleb bielicowych pod wpływem działalności przemysłowej, Zesz. Probl. Post. Nauk<br />
Rol. 493: 153–158.<br />
Karczewska A. 2002. Metale ciężkie w glebach zanieczyszczonych emisjami hut miedzi – formy<br />
i rozpuszczalność. Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu 432, Rozprawa 184: 159.<br />
Laskowski R., Maryański M., Niklińska M. 1993. Nutrient and heavy metals dynamics in decomposing<br />
beech – pine litter, Ekologia Polska 41, 3/4: 393–406.<br />
Lomander A., Johansson M. 2001. Changes in concentration of Cd, Zn, Mn, Cu and Pb in spruce<br />
(Picea abies) needle litter during decomposition. Water Air and Soil Pollution 132: 165–184.<br />
Medyńska A., Kabała C., Chodak T. 2007. Zmiany zawartości miedzi, cynku i kadmu w glebach<br />
użytkowanych rolniczo i glebach leśnych wokół składowiska odpadów po flotacji rud miedzi.<br />
Zesz. Nauk. Uniwersytetu Zielonogórskiego 133: 301–<strong>31</strong>0.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości<br />
gleby i ziemi (DzU z 2002 r. <strong>nr</strong> 165, poz. 1359).<br />
Rusek A., Kabała C., Drozdowska. J. 2005. Zawartość ołowiu, cynku i miedzi w wybranych typach<br />
próchnic leśnych Dolnego Śląska, Rocz. Glebozn. 56 1/2:137–146.<br />
Szerszeń L., Chodak T. , Kabała C., 2004; Zmiany zawartości miedzi, ołowiu i cynku w glebach<br />
w rejonie HM „Głogów” i „Legnica” w latach 1972–2002. Rocz. Glebozn. 55, 3. 195–205.<br />
142
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
CONCENTRATION OF HEAVY METALS IN ECTOHUMUS HORIZONS OF FOREST SO-<br />
ILS SURROUNDING COPPER ORE TAILINGS IMPOUNDMENT<br />
The concentration of Cu, Zn and Pb was determined in forest floor under pine forests<br />
in surrounding of copper ore tailings impoundment. In all ectohumus horizons concentration<br />
of heavy metals was higher then natural background in unpolluted forest ecosystems. Concentration<br />
of heavy metals in Of layers was significant for Cu and Pb accumulation. High<br />
acidification of ectohumus determine higher mobilization of Zn and Pb in examined forest<br />
floors. Cooper mobilization depended stronger on initial concentrations of the element in<br />
ectohumus.<br />
143
Bioakumulacja<br />
Procesy ruchu wielopierścieniowych węglowodorów<br />
aromatycznych w glebach*<br />
wprowadzenie. Dowolny związek chemiczny może stać się potencjalnym zanieczyszczeniem<br />
gleby, jeżeli jego ilość przekroczy dopuszczalną ilość w danym miejscu i czasie.<br />
Działalność człowieka często jest powodem emisji substancji chemicznych do środowiska,<br />
która wywołuje niespodziewane reakcje chemiczne i biologiczne. Stężenie substancji i<br />
narażanie na jej działanie zależy od wielu parametrów, do najważniejszych zalicza się: wielkość<br />
emisji do środowiska, ruchliwość substancji w środowisku ( zdolność do migracji), rozkład<br />
(degradacja) substancji w środowisku i potencjalną akumulację.<br />
Wszystkie przypadki skażenia środowiska przyrodniczego przebiegają według pewnych<br />
wspólnych cech charakterystycznych dla powszechnie przyjętego modelu [Alloway<br />
B.J., D.C. Ayres 1999]. Wspólne cechy charakterystyczne skażeń to:<br />
1) substancja szkodliwa, którą charakteryzują szczególne właściwości pozwalające przewidzieć<br />
skutki, jakie wywołają one po emisji bądź zrzucie do środowiska, wg Holdgate<br />
dzieli się je na dwa rodzaje:<br />
• właściwości wywołujące skutki (toksyczność wobec organizmów żywych czy korozji),<br />
• właściwości rozprzestrzeniania się, które określają zasięg i szybkość transportu substancji<br />
szkodliwej w środowisku [Alloway B.J., D.C. Ayres 1999];<br />
2) źródła substancji szkodliwej, odosobnione źródła punktowe lub rozciągłe (nie punktowe); do<br />
głównych źródeł skażenia gleby zalicza się: „dzikie wysypiska”, złomowiska, rafinerie ropy<br />
naftowej, magazyny paliw, stacje benzynowe, zakłady chemiczne, farbiarnie, stacje uzdatniania<br />
wody i oczyszczania ścieków oraz cmentarzyska chorych zwierząt domowych;<br />
3) ośrodki przenoszenia i rozprzestrzeniania się substancji szkodliwych, zachodzące w<br />
wyniku działania takich mechanizmów, jak: transport przez wiatr i wodę, działanie grawitacji<br />
(np. ruch pyłów z hałd odpadów do rzek lub na powierzchni gleby) i transport antropogeniczny<br />
(lądem, morzem lub powietrzem) oraz przez umiejscowienie – składowiska<br />
i hałdy odpadów [Alloway B.J., D.C. Ayres 1999];<br />
4) obiekty, na które skażenia środowiska działają – organizmy, ekosystemy lub przedmioty.<br />
Zawartość WWA w glebie pochodzących ze źródeł antropogenicznych jest złożeniem<br />
dwóch parametrów: imisji danego związku, co wiąże się z odległością od źródła emisji, oraz<br />
rozkładu tego związku w glebie, który zależy od warunków środowiskowych. Rozpatrując<br />
proces przemieszczania się wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w glebie<br />
należy brać pod uwagę oba parametry. Wpływ na proces ruchliwości mają również takie<br />
czynniki jak budowa chemiczna substancji, rodzaj gleby i czynniki klimatyczne (opady desz<br />
czu,temperatura,nasłonecznienie,wiatr).<br />
Metodyka badań<br />
Sposób prowadzenia eksperymentu. Stanowisko badawcze składało się z czterech kolumn<br />
wykonanych z tworzywa sztucznego (rys. 1). Wymiary kolumn wynosiły : wysokość 0,50<br />
m, średnica 120 mm. Na całej długości kolumny rozmieszczono dziewięć króćców pomiarowych,<br />
umieszczonych co 6 cm, służących do poboru prób. Do wprowadzania roztworu wodnego<br />
mieszaniny trzech wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych służyły zraszacze.<br />
Roztwór wprowadzany był do analizowanego układu jednorazowo, moment wprowadzenia<br />
roztworu w dalszych obliczeniach był traktowany jako t=0. Badania przeprowadzono<br />
* Dr inż. Monika Czop, prof. dr hab. inż. Janusz W. Wandrasz – Katedra Technologii i Urządzeń Zagospodarowania<br />
Odpadów, Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki, Politechnika Śląska w Gliwicach.<br />
144
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
na zasadzie wymuszenia skokowego stężenia danego związku w warstwie, do której wprowadzano<br />
stężenie wyjściowe [Czop 2004, 2001].<br />
Roztwór do gleb wprowadzano w dawce początkowej 5 miligramów na kilogram suchej<br />
masy gleby każdego związku. Próbki pobierano po 5, 10, 20 i 30 dniach od chwili wprowadzenia<br />
roztworu, z dziewięciu warstw gleby, w odstępach co 6 centymetrów.<br />
Czas trwania eksperymentu (30 dni) miał na celu wyeliminowanie lub ograniczenie procesu<br />
biodegradacji wprowadzanych substancji do ośrodka glebowego.<br />
Gleba umieszczona w kolumnach była w stanie swobodnego usypania oraz znajdowała<br />
oztwór do gleb wprowadzano w dawce początkowej 5 miligramów na kilogram suchej<br />
się w stanie aeracji, czyli nie była nasycona wodą [ Czop 2003].<br />
gleby każdego związku. Sposób Próbki prowadzenia pobierano eksperymentu po 5, 10, 20 dla i wszystkich 30 dniach od serii chwili pomiarowych był jednakowy.<br />
adzenia roztworu, z Przed dziewięciu rozpoczęciem warstw gleby, eksperymentu w odstępach co wykonano 6 centymetrów. analizę chromatograficzną ekstraktów<br />
badanej gleby i stwierdzono, że nie występują w tym ośrodku wprowadzane do nich WWA.<br />
Czas trwania eksperymentu (30<br />
zraszacz<br />
miał na celu wyeliminowanie lub<br />
120<br />
iczenie procesu biodegradacji<br />
adzanych substancji do ośrodka<br />
wego.<br />
Gleba umieszczona w kolumnach<br />
w stanie swobodnego usypania oraz<br />
owała się w stanie aeracji czyli nie<br />
asycona wodą [ Czop 2003].<br />
Sposób prowadzenia eksperymentu<br />
szystkich serii pomiarowych był<br />
kowy.<br />
Przed rozpoczęciem eksperymentu<br />
nano analizę chromatograficzną<br />
któw badanej gleby i stwierdzono, że<br />
występują w tym ośrodku<br />
00<br />
adzane do nich WWA.<br />
Rys. 1. Schemat stanowiska badań<br />
Na podstawie uzyskanych Rys. 2.1. wyników Schemat badań stanowiska przyjęto, badańże w czasie t = 0 stężenie badanych<br />
substancji jest równe zero.<br />
Charakterystyka materiału glebowego. Badaniami objęto trzy gleby (mineralną, organiczną<br />
i uprawną), które zostały scharakteryzowane pod względem następujących parametrów<br />
fizykochemicznych:<br />
• gęstość masy i objętościowa,<br />
• porowatość,<br />
• przepuszczalność gleby oraz pojemność wodna,<br />
• wilgotność,<br />
• odczyn gleby,<br />
• kwasowość hydrolityczna,<br />
• suma zasad w komplecie sorpcyjnym,<br />
6<br />
punkty<br />
pomiarowe<br />
kolumna<br />
zbiornik<br />
z wodnym<br />
roztworem<br />
WWa<br />
145
Bioakumulacja<br />
• pojemność sorpcyjna gleby,<br />
• udział kationów zasadowych oraz udział wodoru,<br />
• zawartość substancji organicznej,<br />
• zawartość węgla organicznego,<br />
• WYNIKI zawartość I WNIOSKI substancji . próchniczej Wyniki przedstawione [Czop 2004]. na rysunkach 3.1 – 3.3 pozwalają na<br />
Tabela<br />
podsumowanie<br />
1. Podstawowe<br />
etapu badań<br />
właściwości<br />
dotyczącego<br />
fizykochemiczne<br />
migracji substancji<br />
gleby mineralnej<br />
szkodliwych w zależności od<br />
rodzaju gleby, właściwości danego związku, czasu i głębokości profilu. Przeprowadzone<br />
Właściwości fizykochemiczne<br />
Rodzaj badania gleby wykazały, ρże ruchliwość ε WWA k w glebach w kształtuje się w Cnastępujący pH<br />
owo<br />
H sposób<br />
h<br />
S:<br />
T<br />
• badane substancje<br />
[kg/m 3 ]<br />
(fluoren,<br />
[%]<br />
antracen<br />
[m/s]<br />
i piren)<br />
[%]<br />
w ośrodkach<br />
[%]<br />
inertnych<br />
[me]<br />
(gleba mineralna)<br />
[me] [me]<br />
Mineralna 2,62 32 1,4⋅10 -5 2,78 5,08 0,11 4,10 45,10 49,20<br />
przemieszczają się w coraz to głębiej położone warstwy profilu glebowego,<br />
Organiczna 1,67 74 5,1·10 -6 12,14 4,<strong>31</strong> 16,28 <strong>31</strong>,12 24,37 55,49<br />
Uprawna prezentowany 0,87 rozkład 54 zanieczyszczeń 2,5·10 -5 18,30 jest związany 6,68 z niską 10,10 zawartością 33,87 substancji 48,60 82,47<br />
ρ – gęstość organicznych właściwa, ε (0,01 – porowatość %) oraz ogólna, z dobrą k przepuszczalnością – współczynnik przepuszczalności,<br />
gruntu (1,4 ⋅ 10 –5 m/s);<br />
w – wilgotność, pH – odczyn, C owo<br />
– zawartość węgla organicznego, H h<br />
– kwasowość hydrolityczna, S<br />
– suma • zasad w glebach w kompleksie o dużej sorpcyjnym, zawartości substancji T – pojemność organicznych sorpcyjna) (organicznych i uprawnych)<br />
dochodzi do procesów sorpcyjnych w pierwszych warstwach badanego profilu<br />
Charakterystyka glebowego, dochodzi WWA do wprowadzanych wiązania się tych do związków gleb. Do (WWA) badań z materią mających organiczną na celu scharakteryzowanie<br />
procesu migracji węglowodorów aromatycznych w glebach wybrano trzy<br />
występującą w glebie, w taki sposób zaadsorbowane substancje zostają wbudowane w<br />
substancje: fluoren, antracen i piren. Związki te są najczęściej wymieniane w literaturze<br />
przedmiotu warstwę jako gleby, występujące a dalsze w ich glebach przemieszczanie zarówno może na terenach nastąpić jedynie rolniczych, na skutek jak ruchów i na terenach<br />
miejskich mechanicznych [Maliszewska-Kordybach bądź pęknięć spowodowanych B., Mardarowicz suszą. M. Dodatkowo związki te charakteryzuje<br />
szeroki zakres właściwości [Maliszewska-Kordybach B, 1994].<br />
Stężenie fluorenu [mg⋅kg -1 s.m]<br />
0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00<br />
0,00<br />
0,06<br />
5 dni<br />
Głębokość warstwy gleby [m]<br />
0,12<br />
0,18<br />
0,24<br />
0,30<br />
Kierunek wprowadzania<br />
wodnego roztworu<br />
10 dni<br />
20 dni<br />
0,36<br />
0,42<br />
30 dni<br />
0,48<br />
Rys. 2. Migracja fluorenu w glebie mineralnej o stężeniu początkowym 5 mg·kg -1 s.m przy infiltracji<br />
Migracja pionowej fluorenu w glebie mineralnej o stężeniu początkowym 5 mg⋅kg -1 Rys. 3.1. s.m<br />
przy infiltracji pionowej<br />
Wyniki i wnioski. Wyniki przedstawione na rysunkach 2 – 4 pozwalają na podsumowanie<br />
etapu badań dotyczącego migracji substancji szkodliwych w zależności od rodzaju<br />
gleby, właściwości danego związku, czasu i głębokości profilu.<br />
146
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Stężenie fluoren [mg⋅kg -1 s.m]<br />
0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00<br />
0,00<br />
0,06<br />
5 dni<br />
0,12<br />
Głębokość warstwy gleby [m]<br />
0,18<br />
0,24<br />
0,30<br />
Kierunek wprowadzania<br />
wodnego roztworu<br />
10 dni<br />
20 dni<br />
0,36<br />
0,42<br />
30 dni<br />
0,48<br />
Rys. 3.2. Migracja fluorenu w glebie organicznej o stężeniu początkowym 5 mg⋅kg -1 s.m<br />
Rys. 3. Migracja fluorenu w glebie organicznej o stężeniu początkowym 5 mg·kg -1 s.m przy infil-<br />
przy infiltracji pionowej<br />
Stężenie fluoren [mg⋅kg -1 s.m]<br />
0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00<br />
0,00<br />
0,06<br />
5 dni<br />
0,12<br />
Głębokość warstwy gleby [m]<br />
0,18<br />
0,24<br />
0,30<br />
Kierunek wprowadzania<br />
wodnego roztworu<br />
10 dni<br />
20 dni<br />
0,36<br />
0,42<br />
30 dni<br />
0,48<br />
Rys. 3.2. Migracja fluorenu w glebie uprawnej o stężeniu początkowym 5 mg⋅kg -1 s.m<br />
Rys. 4. Migracja fluorenu w glebie uprawnej o stężeniu początkowym 5 mg·kg -1 s.m przy infil-<br />
przy infiltracji pionowej<br />
147
Bioakumulacja<br />
Przeprowadzone badania wykazały, że ruchliwość WWA w glebach kształtuje się w następujący<br />
sposób:<br />
• badane substancje (fluoren, antracen i piren) w ośrodkach inertnych (gleba mineralna)<br />
przemieszczają się w coraz to głębiej położone warstwy profilu glebowego, prezentowany<br />
rozkład zanieczyszczeń jest związany z niską zawartością substancji organicznych<br />
(0,01 %) oraz z dobrą przepuszczalnością gruntu (1,4·10 –5 m/s);<br />
• w glebach o dużej zawartości substancji organicznych (organicznych i uprawnych) dochodzi<br />
do procesów sorpcyjnych w pierwszych warstwach badanego profilu glebowego,<br />
dochodzi do wiązania się tych związków (WWA) z materią organiczną występującą<br />
w glebie; w taki sposób zaadsorbowane substancje zostają wbudowane w warstwę gleby,<br />
a dalsze ich przemieszczanie może nastąpić jedynie na skutek ruchów mechanicznych<br />
bądź pęknięć spowodowanych suszą.<br />
piśmiennictwo<br />
Alloway B.J., Ayres D.C. 2004. Chemiczne podstawy zanieczyszczenia środowiska, Wydawnictwo<br />
Naukowe PWN, Warszawa 1999.<br />
Czop M. Określenie współczynników wymiany masy substancji toksycznych przenikających<br />
przez warstwę gleby. Praca doktorska. Gliwice.<br />
Czop M., Wandrasz J.W. 2001. Zanieczyszczenie powietrza atmosferycznego związkami WWA powstającymi<br />
podczas procesów termicznych. w: „Paliwa z odpadów”, tom III. Gliwice: 225–228.<br />
Czop M., Wandrasz J.W. 2003. Przemieszczanie i zachowanie się wielopierścieniowych węglowodorów<br />
aromatycznych w środowisku w: „Paliwa z odpadów”, tom IV. Gliwice: 321–326.<br />
Czop M., Wandrasz J.W. 2004. Migracja wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych<br />
w ośrodku glebowym. Termiczne unieszkodliwianie odpadów w rejonach przyrodniczo cennych.<br />
Polskie Zrzeszenie Inżynierów i Techników Sanitarnych, Poznań: 293–301.<br />
Maliszewska-Kordybach B. 1994. Związki organiczne w środowisku i metody ich oznaczania. Biblioteka<br />
Monitoringu Środowiska, Warszawa: 123–140.<br />
Maliszewska-Kordybach B., Mardarowicz M. 1994. Problemy zanieczyszczenia środowiska glebowego<br />
wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycznymi i metody ich analizy. Związki<br />
organiczne w środowisku i metody ich oznaczania. Materiały z sympozjum, Jachranka<br />
23–27 maja, Warszawa.<br />
Analysis of mobility polycyclic aromatic hydrocarbons in soils<br />
Laboratory research were carried out to learn the distribution process of PAH in soils<br />
with different physical and chemical properties. In research three mixtures of PAH were<br />
used as a water solution. Vertical movement of substances down the ground was taken into<br />
consideration. Soil was mounded loosely and in non-saturated state (porous structure with<br />
water and gas inside). Time of experiment was established for 30 days to avoid and limit<br />
biodegradation of substances introduced into soil. Concentration of particular substances in<br />
specified points in soil profile were measured to obtain their changes in time.<br />
148
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
WPŁYW INFRASTRUKTURY DROGOWEJ NA ZANIECZYSZCZENIE GLEB<br />
WWA I SUBSTANCJAMI ROPOPOCHODNYMI NA PRZYKŁADZIE GIEŁDY<br />
SAMOCHODOWEJ W SŁOMCZYNIE*<br />
WPROWADZENIE. Zanieczyszczenia gleb często związane są z intensywnym rozwojem<br />
środków transportu i komunikacji. Mimo ciągłego wdrażania nowych technologii ograniczających<br />
szkodliwie oddziaływanie spalin na środowisko, nadal istnieje duże ryzyko wystąpienia<br />
zagrożeń komunikacyjnych związane m.in. ze zwiększającą się liczbą pojazdów.<br />
Specyfikę tego zagrożenia stanowi pasmowy układ obszarów zanieczyszczonych. Zanieczyszczeniami<br />
mającymi największy ujemny wpływ na wzrost i plonowanie roślin są przede<br />
wszystkim metale ciężkie, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) oraz<br />
substancje ropopochodne. Zawartość tych zanieczyszczeń w glebach przyległych do tras<br />
komunikacyjnych, parkingów, placów składowych jest uzależniona głównie od natężenia ruchu,<br />
odległości od jezdni, ukształtowania terenu oraz rodzaju jego użytkowania.<br />
Skład chemiczny paliw oraz materiałów eksploatacyjnych stosowanych w samochodach<br />
ma decydujący wpływ na rodzaj i wielkość zanieczyszczenia gleb położonych przy<br />
trasach komunikacyjnych. Ich właściwości mogą negatywnie oddziaływać na wszystkie fazy<br />
gleby. Oprócz tras komunikacyjnych niebezpieczeństwo może także stanowić infrastruktura<br />
transportu, m.in.: parkingi, stacje benzynowe oraz giełdy samochodowe.<br />
Liczba giełd samochodowych w Polsce w ostatnim dziesięcioleciu znacznie wzrosła<br />
(znaczących giełd w Polsce jest ponad 100), co wiąże się z dynamicznym rozwojem rynku<br />
samochodów używanych. Giełdy te często przylegają do obszarów intensywnej produkcji<br />
rolniczej. Giełda w Słomczynie jest największą giełdą samochodową w Polsce. Z terenem<br />
giełdy bezpośrednio graniczą liczne tereny intensywnej produkcji ogrodniczej (sady,<br />
plantacje papryki) oraz łąki i pastwiska. Co tydzień wjeżdża na giełdę, zależnie od sezonu,<br />
od 2500 do 5000 pojazdów. Na stosunkowo małym obszarze giełdy porusza się, najczęściej<br />
na niskich biegach, bardzo duża liczba pojazdów. W większości są to samochody<br />
w bardzo złym stanie technicznym, co powoduje wzmożoną emisję spalin, a także przypadki<br />
niekontrolowanych wycieków paliw. Dodatkowym zagrożeniem dla lokalnego środowiska<br />
naturalnego jest trasa tranzytowa samochodów ciężarowych z Grójca, przez Słomczyn<br />
w stronę Góry Kalwarii. Trasa ta charakteryzuje się wysokim natężeniem ruchu samochodowego,<br />
który od poniedziałku do piątku wynosi ok. 10 000 samochodów na dobę. W niedzielę<br />
zwiększa się do ok. 17 000 samochodów na dobę.<br />
Powierzchnia użytków rolnych w miejscowości Słomczyn systematycznie maleje z powodu<br />
wykorzystywania ich pod inwestycje rozszerzające zaplecze giełdy. Wokół giełdy<br />
znajdują się liczne parkingi, które również przyjmują dużą liczbę samochodów. Teren giełdy<br />
systematycznie się poszerza, zajmując łąki i pastwiska.<br />
Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne są produktami silnego ogrzewania lub<br />
niecałkowitego spalania związków organicznych. W glebach występuje ok. 90% całkowitej<br />
ilości WWA znajdujących się w środowisku naturalnym. Do gleb dostają się one ze<br />
źródeł komunikacji drogowej w wyniku wymywania z powierzchni i poboczy dróg, gdzie<br />
znajdują się duże ilości tych związków pochodzące ze spalin samochodowych, ze ścierania<br />
opon oraz asfaltu bogatego w różnorodne węglowodory. Ilość emitowanych WWA<br />
zależy od jakości paliw (należy wspomnieć, że zarówno benzyna, jak i oleje napędowe<br />
zawierają w swym składzie WWA). Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne wyka-<br />
* Mgr inż. Aldona Szczepocka, kpt. mgr inż. Anna Prędecka , kpt. mgr inż. Andrzej Pawlak<br />
– Szkoła Główna Służby Pożarniczej w Warszawie, dr Dariusz Dmochowski – Szkoła Główna<br />
Służby Pożarniczej w Warszawie i Politechnika Warszawska.<br />
149
Bioakumulacja<br />
zują działanie kancerogenne, teratogenne, toksyczne, cytotoksyczne i immunotoksyczne<br />
[Bilek 2004].<br />
Substancje ropopochodne negatywnie oddziałują na wszystkie fazy gleby. Zanieczyszczeniami<br />
tymi zagrożone są wszystkie obiekty infrastruktury drogowej. Produkty naftowe<br />
niszczą strukturę gleby oraz ujemnie oddziałują na jej właściwości, zaburzając równowagę<br />
jonową w glebie. Ograniczają zdolności sorpcyjne, niszczą życie biologiczne środowiska<br />
glebowego [Barański, Gworek 2004]. Substancje ropopochodne z reguły alkalizują gleby<br />
[Surygała 2000].<br />
MATERIAŁ I METODY BADAŃ. Głównym celem pracy była ocena zanieczyszczenia<br />
powierzchniowej warstwy gleb. Badaniami w 2004 r. objęto gleby na terenie giełdy samochodowej<br />
w Słomczynie oraz gleby położone przy trasie Grójec – Góra Kalwaria – Warszawa.<br />
Badano zawartość substancji ropopochodnych, WWA, pH, zawartość węgla organicznego,<br />
skład granulometryczny. Na podstawie przeprowadzonej wizji lokalnej wytypowano<br />
na giełdzie 5 stanowisk poboru prób gleb w zależności m.in. od typu pojazdów, natomiast<br />
na terenach przyległych do giełdy 6 punktów pomiarowych. Punkty pomiarowe przyległe do<br />
giełdy różniły się przede wszystkim odległością od niej oraz typem użytkowania gleb. Na<br />
trasie Grójec – Góra Kalwaria – Warszawa wytypowano 3 punkty pomiarowe; pobierano<br />
próbki gleby w odległości 5, 10, 20, 30, 40 i 50 m od drogi na głębokości 0–30cm. Stanowiska<br />
i punkty pomiarowe różniły się między sobą zabudową przestrzenną terenu, sposobem<br />
użytkowania terenu, stopniem oddziaływania antropogenicznego tras komunikacyjnych.<br />
Wytypowane parametry oznaczono metodami:<br />
WWA – oznaczano metodą chromatografii gazowej;<br />
NWA – oznaczano metodą spektrometrii w podczerwieni.<br />
Pozostałe parametry oznaczano następującymi metodami:<br />
pH – oznaczano w 1 mol·dm 3 KCl metodą potencjometryczną;<br />
węgiel organiczny – oznaczano metodą oksydacyjno-miareczkową;<br />
skład granulometryczny – oznaczano metodą areometryczną Cassagrande`a w modyfikacji<br />
Prószyńskiego.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA BADAŃ. Gleby giełdy samochodowej w Słomczynie badano na<br />
stanowiskach postoju samochodów oraz na pasach zieleni między stanowiskami postoju<br />
samochodów. Gleby na pasach zieleni określono jako gliny piaszczyste, natomiast gleby na<br />
stanowiskach postoju samochodów jako piaski gliniaste.<br />
8<br />
7<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
wgiel organiczny [%]<br />
pH ph<br />
węgiel organiczny [%]<br />
9,71<br />
6,87 6,95 6,85 6,81 7,23<br />
s. os s. dost s. cieżar. części pas zieleni<br />
Rys. 1. pH w próbach gleb pobranych na<br />
giełdzie samochodowej w Słomczynie<br />
10<br />
9<br />
8<br />
7<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
1,49 1,53<br />
1,71<br />
4,14<br />
s. os s. dost s. ciężar części pas zieleni<br />
Rys. 2. Zawartość węgla organicznego [%]<br />
w próbach gleb pobranych na giełdzie<br />
samochodowej w Słomczynie<br />
150
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
W badanych próbach gleb (na centralnej części giełdy samochodowej) oznaczono również<br />
odczyn (rys. 1), procentową zawartość węgla organicznego (rys. 2), zawartość sumy<br />
WWA (rys. 3) oraz zawartość substancji ropopochodnych (rys. 4). W tabeli 1 przedstawiono<br />
stężenia substancji ropopochodnych i WWA w glebach terenów przyległych do giełdy. Natomiast<br />
rysunek 5 prezentuje zawartości substancji ropopochodnych w glebach położonych<br />
przy trasie Grójec – Góra. Kalwaria w 3 punktach pomiarowych.<br />
4000<br />
3500<br />
3000<br />
2500<br />
2000<br />
1500<br />
1000<br />
500<br />
0<br />
1633,5 1568<br />
suma WWa<br />
1471<br />
3740<br />
100<br />
s. os s. dost s. masy części pas<br />
zieleni<br />
Rys. 3. Zawartość sumy WWA w próbach<br />
gleb pobranych na giełdzie samochodowej<br />
w Słomczynie [µg·kg -1 s.m.]<br />
350<br />
300<br />
250<br />
200<br />
150<br />
100<br />
50<br />
0<br />
304,8 298,2<br />
zwizki ropopochodne<br />
285,2 280,6<br />
50<br />
s. os s. dost s. masy części pas<br />
zieleni<br />
Rys. 4. Zawartość w substancji ropopochodnych<br />
w próbach gleb pobranych na giełdzie samochodowej<br />
w Słomczynie [mg·kg -1 s.m.]<br />
Tabela 1. Zawartość WWA [µg·kg -1 s.m.] i substancji ropopochodnych [mg·kg -1 s.m.] w próbach gleb<br />
pobranych z terenów bezpośrednio przyległych do giełdy samochodowej w Słomczynie<br />
Miejsce poboru prób WWA NWA<br />
Tereny przyległe:<br />
łąka 0 m od drogi<br />
5 m od drogi<br />
10 m od drogi<br />
las<br />
sad<br />
0 m od drogi<br />
5 m od drogi<br />
10 m od drogi<br />
0 m od drogi<br />
5 m od drogi<br />
10 m od drogi<br />
Trasa Grójec – Warszawa – Góra Kalwaria:<br />
pole orne (800 m od giełdy)<br />
0 m od drogi<br />
5 m od drogi<br />
10 m od drogi<br />
pole orne (3 km od giełdy)<br />
0 m od drogi<br />
5 m od drogi<br />
10 m od drogi<br />
2056,5<br />
1708,0<br />
1443,5<br />
77,2<br />
69,7<br />
58,4<br />
389,7<br />
293,6<br />
308,5<br />
494,6<br />
612,0<br />
591,3<br />
564,5<br />
92,7<br />
88,6<br />
85,1<br />
155,1<br />
129,5<br />
146,3<br />
13,7<br />
12,8<br />
14,6<br />
29,3<br />
24,7<br />
25,9<br />
69,1<br />
94,8<br />
112,3<br />
89,9<br />
20,5<br />
16,7<br />
18,1<br />
Skalę zagrożenia dla badanego obiektu możemy określić, porównując otrzymane wartości<br />
stężeń z odpowiednimi normami.<br />
Normy i przepisy prawne, określające kryteria zanieczyszczenia WWA i substancjami<br />
ropopochodnymi oraz pozwalające oceniać pomierzone zawartości wyżej wymienionych<br />
związków, to przede wszystkim:<br />
1. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów<br />
jakości gleby oraz standardów jakości ziemi.<br />
2. Zalecenia zawarte w Podstawach oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb [BMŚ 1995].<br />
151
Bioakumulacja<br />
3<br />
NWA (niepolarne wglowodory alifatyczne)<br />
<strong>31</strong>,7<br />
mg NWA·kg mg NWA/kg -1 s.m. s.m.<br />
30<br />
2<br />
20<br />
1<br />
10<br />
20,5<br />
15,2<br />
10,2<br />
21,4<br />
19,5<br />
17,9<br />
17,6<br />
17,2<br />
24,6<br />
12,8<br />
26,1<br />
18,5<br />
16,9<br />
22,4<br />
22,8<br />
24,1<br />
29,1<br />
profil1<br />
profil2<br />
profil3<br />
<br />
0<br />
10 20 30 40 0<br />
odlego od pasa jezdni [m]<br />
Rys. 5. Zawartość substancji ropopochodnych [mg·kg -1 s.m.] w próbach gleb pobranych przy<br />
trasie Grójec – Góra Kalwaria w 3 punktach pomiarowych<br />
WNIOSKI<br />
1. WWA oraz substancje ropopochodne występujące w powierzchniowej warstwie gleb<br />
w obrębie badanego terenu stanowią potencjalne zagrożenie dla ludzi oraz fauny i flory<br />
zasiedlającej badany ekosystem ze względu na wysoką biodostępność.<br />
2. Skażenie gleb na badanym terenie ma charakter typowo antropogeniczny, związany<br />
z ruchem samochodów, w przeszłości nie istniał żaden zakład przemysłowy, emitujący<br />
tego rodzaju zanieczyszczenia.<br />
3. Z przeprowadzonych badań wynika, że tereny przy trasach dojazdowych (ok. 1 km<br />
od giełdy samochodowej) powinny być wyłączone z produkcji żywności, gdyż pobrane<br />
przez konsumentów WWA wraz z pożywieniem mogą szkodliwie wpływać na ich<br />
zdrowie.<br />
4. Niekorzystny wpływ giełdy samochodowej w Słomczynie zanika po oddaleniu się od<br />
niej na odległość ok. 3 km, w związku z tym dopiero po przekroczeniu tego dystansu<br />
można bezpiecznie uprawiać rośliny przeznaczone do konsumpcji dla ludzi i zwierząt;<br />
5. Zanieczyszczenie gleb w pobliży szlaków komunikacyjnych jest minimalne w porównaniu<br />
z zanieczyszczeniem na giełdzie.<br />
6. Interpretacja oznaczonych poziomów stężeń WWA i substancji ropopochodnych musi<br />
uwzględniać rodzaj i typ źródła zanieczyszczeń, użytkowania terenu oraz lokalne właściwości<br />
gleb. W celu obiektywnego określenia stopnia zanieczyszczenia należy porównać<br />
wyniki badań z zaleceniami i poziomami referencyjnymi zawartymi w aktach prawnych.<br />
7. Dotychczas w literaturze krajowej nie napotkano na zagadnienia dotyczące wpływu<br />
giełd samochodowych na lokalną degradację gleb, dlatego też konieczne jest prowadzenie<br />
dalszych, szczegółowych tego rodzaju badań.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Barański A., Gworek B. 2004. Ocena ryzyka zdrowotnego i środowiskowego pochodzącego od<br />
gruntów zanieczyszczonych produktami naftowymi. Monografia. Instytut Ochrony Środowiska<br />
w Warszawie.<br />
Bilek M. 2004. Zanieczyszczenie środowiska WWA. Biuletyn WSSE w Krakowie <strong>nr</strong> 6.<br />
152
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
BMŚ. 1995. Podstawy chemicznego zanieczyszczenia gleb – metale ciężkie, siarka i WWA. Warszawa.<br />
Chłopek Z. 2002. Ochrona Środowiska naturalnego. Pojazdy samochodowe. WKŁ, Warszawa.<br />
Gworek B., Barański A., Czarnowski J., Sienkiewicz J. 2000. Procedura oceny ryzyka w zarządzaniu<br />
gruntami zanieczyszczonymi metalami ciężkimi. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa.<br />
Ostrowska A., Gawliński S. 1991. Metody, analizy i oceny właściwości gleb i roślin. Instytut Ochrony<br />
Środowiska Warszawa.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 w sprawie standardów jakości gleby<br />
oraz standardów jakości ziemi (DzU <strong>nr</strong> 165, poz. 1359).<br />
Surygała J. 2000. Zanieczyszczenia naftowe w gruncie. Oficyna Wydawnicza Politechniki Wrocławskiej.<br />
Zawadzki S. (red.) 2002. Podstawy gleboznawstwa. Państw. Wyd. Rolnicze i Leśne, Warszawa.<br />
THE INFLUENCE OF ROAD INFRASTRUCTURE ON THE POLLUTION LEVELS BY PAH<br />
AND PETROLEUM COMPONENTS ON EXAMPLE OF THE CAR MARKET IN SŁOMCZYN<br />
The aim of research was an investigation on soil contamination with WWA and petroleum<br />
components at car stock market in Słomczyn and neighbourhood area it is directly influended.<br />
Soil contamination near communication routs was compared with WWA and petroleum<br />
components in soil at tested car stock market. It was revelated that soil contamination<br />
near roads was minimal in comparison with level at car market and neigbourhood area.<br />
153
Bioakumulacja<br />
ZAWARTOŚĆ AZOTU MINERALNEGO W GLEBIE ZANIECZYSZCZONEJ Benzyną<br />
i olejem napędowym *<br />
WPROWADZENIE. Azot należy do pierwiastków niezbędnych w produkcji biomasy roślinnej<br />
i kształtowaniu żyzności gleby. Występuje on w glebie w różnych formach, przy czym<br />
dostępne dla roślin są formy mineralne, stanowiące zaledwie 1–5% azotu ogólnego [Ciećko<br />
i in. 1996]. Azot mineralny to jony amonowe i azotanowe ulegające w glebie ciągłym przemianom<br />
[Pecio i in. 2005]. Na zawartość azotu mineralnego w glebie wpływa szereg czynników,<br />
głównie kompleks glebowo-rolniczy, nawożenie, aktywność biologiczna, odczyn gleby,<br />
zabiegi agrotechniczne, gatunek uprawianej rośliny [Łabętowicz, Rutkowska 1996] oraz<br />
oddziaływanie czynników antropogenicznych powodujących zanieczyszczenie gleby różnymi<br />
substancjami [Czekała 2003]. Jednym z zanieczyszczeń glebowych, które często występuje<br />
w glebach miejskich, wokół zakładów przemysłowych oraz w rejonach wydobycia ropy<br />
naftowej i gazu ziemnego jest zanieczyszczenie gleby produktami ropopochodnymi [Greinert<br />
2000; Tyczkowski 1993]. Szczególne zagrożenie dla gleby stwarzają różnorodne, przeważnie<br />
małe, jednak powszechnie występujące źródła zanieczyszczeń [Siuta 1995]. Zanieczyszczenie<br />
środowiska przyrodniczego substancjami ropopochodnymi przyczynia się do degradacji<br />
gruntów, natomiast występowanie wielu punktowych i obszarowych źródeł zanieczyszczeń<br />
powoduje, że z upływem czasu mogą się tworzyć zintegrowane środowiska podziemne zanieczyszczone<br />
tymi substancjami [Sztompka 1999; Zieńko 1996]. Nie jest to obojętne dla wielu<br />
fizycznych i chemicznych właściwości gleby [Kucharski, Wyszkowska 2001; Wyszkowska,<br />
Kucharski 2001], w tym zawartości azotu mineralnego [Wyszkowski, Ziółkowska 2006].<br />
Z tego też względu przeprowadzono badania, których celem było określenie oddziaływania<br />
zanieczyszczenia gleby benzyną i olejem napędowym na zawartość N-NH 4<br />
+<br />
i N-NO 3<br />
-<br />
w glebie. Do neutralizacji prawdopodobnego wpływu tych substancji zastosowano kompost,<br />
bentonit i wapno.<br />
Materiał i metody badań. Badania wykonano w hali wegetacyjnej Uniwersytetu<br />
Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie. Przeprowadzono je z wykorzystaniem gleby, która<br />
w układzie naturalnym była glebą brunatną właściwą wytworzoną z piasku gliniastego<br />
lekkiego. Miała ona następujące właściwości: pH w 1 mol KCl·dm -3 – 5,10; kwasowość hydrolityczna<br />
(Hh) – 30,8 mmol (H + )·kg -1 ; suma zasadowych kationów wymiennych (S) – 88,0<br />
mmol(+)·kg -1 ; pojemność wymienna kompleksu sorpcyjnego (T) – 118,8 mmol(+)·kg -1 ; stopień<br />
wysycenia kationami (V) – 74,1%; zawartość C org<br />
- 8,48 g·kg -1 , zawartość przyswajalnego:<br />
fosforu – 34,1 mg·kg -1 , potasu – 75,2 mg·kg -1 i magnezu – 36,7 mg·kg -1 . Badania<br />
obejmowały określenie wpływu benzyny i oleju napędowego stosowanych w następujących<br />
ilościach: 0; 2,5; 5 i 10 cm 3·kg -1 s.m. gleby na zawartość mineralnych form azotu w glebie.<br />
Prowadzono je w czterech seriach: bez dodatków (seria kontrolna) oraz z aplikacją kompostu<br />
(3% w stosunku do masy gleby), bentonitu (2%) i wapna (w dawce odpowiadającej<br />
1 Hh). Oprócz substancji ropopochodnych i wyżej wymienionych dodatków do wszystkich<br />
wazonów wprowadzono makro- i mikroelementy w następujących dawkach, w mg·kg -1 gleby:<br />
N – 150 CO(NH 2<br />
) 2,<br />
P – 30 (KH 2<br />
PO 4<br />
); K – 70 (KH 2<br />
PO 4<br />
+ KCl); Mg – 50 (MgSO 4 · 7H 2<br />
O);<br />
Mn – 5 (MnCl 2 · 4H 2<br />
O); Mo – 5 [(NH 4<br />
) 6<br />
Mo 7<br />
O 24<br />
· 4H 2<br />
O]; B – 0,33 (H 3<br />
BO 3<br />
). Glebę w ilości 9,5<br />
kg po uprzednim wymieszaniu z nawozami mineralnymi oraz w odpowiednich obiektach<br />
z benzyną, olejem napędowym, kompostem, bentonitem i wapnem umieszczono w wazonach<br />
polietylenowych. W doświadczeniu uprawiano łubin żółty (Lupinus luteus L.) odmiany<br />
Parys – roślina główna i kukurydzę (Zea mays L.) odmiany Scandia - roślina następcza. Ba-<br />
* Prof. dr hab. Mirosław Wyszkowski, dr inż. Agnieszka Ziółkowska – Katedra Chemii Środowiska,<br />
Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie.<br />
154
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
dania wykonano w 4 powtórzeniach. W czasie trwania doświadczenia utrzymywano wilgotność<br />
gleby na poziomie 60% kapilarnej pojemności wodnej. Próby gleby do analiz laboratoryjnych<br />
pobrano w czasie zbioru rośliny następczej - kukurydzy.<br />
W próbach gleby pobranych po zbiorze kukurydzy określono zawartość: N-NH 4<br />
+<br />
– metodą<br />
kolorymetryczną z odczynnikiem Nesslera i N-NO 3<br />
-<br />
– metodą kolorymetryczną z kwasem<br />
fenolodisulfonowym. Wyniki badań zostały opracowane statystycznie przy użyciu trzyczynnikowej<br />
analizy wariancji ANOVA z pakietu Statistica 7.1 [StatSoft, Inc....2005].<br />
Wyniki i dyskusja. Zanieczyszczenie gleby substancjami ropopochodnymi oraz zastosowanie<br />
dodatków łagodzących silnie modyfikowało zawartość azotu mineralnego w glebie po<br />
zbiorze roślin (tab.1). W serii bez aplikacji kompostu, bentonitu i CaO istotnie wyższą zawartość<br />
N-NH 4<br />
+<br />
oraz niższą zawartość N-NO 3<br />
-<br />
w glebie odnotowano w obiektach zanieczyszczonych<br />
olejem napędowym niż benzyną. Różnice między seriami z benzyną i olejem napędowym wynosiły<br />
średnio +42% w przypadku zawartości N-NH 4<br />
+<br />
i -29% w zawartości N-NO 3<br />
-<br />
w glebie.<br />
Tabela 1. Zawartość azotu mineralnego w glebie po zbiorze roślin, w mg·kg -1<br />
Rodzaj zanieczyszczenia<br />
Benzyna (B)<br />
Olej napędowy (ON)<br />
Rodzaj substancji łagodzącej działanie B i ON<br />
Dawka w cm 3·kg -1 gleby<br />
bez dodatków<br />
kompost<br />
bentonit<br />
CaO<br />
średnia<br />
bez dodatków<br />
kompost<br />
bentonit<br />
CaO<br />
średnia<br />
+<br />
N-NH 4<br />
0 10,82 9,38 7,01 6,63 8,46 10,82 9,38 7,01 6,63 8,46<br />
2,5 8,35 6,82 4,48 4,94 6,15 9,00 6,06 7,60 6,71 7,34<br />
5,0 8,04 7,55 5,14 6,93 6,92 9,06 9,67 8,69 7,58 8,75<br />
10,0 7,99 10,08 6,44 7,36 7,97 21,02 13,58 10,26 20,56 16,36<br />
Śr.– Av. 8,80 8,46 5,77 6,47 7,37 12,48 9,67 8,39 10,37 10,23<br />
r -0,750** 0,388 0,025 0,550 0,045 0,809** 0,762** 0,997** 0,904** 0,882**<br />
NIR–LSD a - 0,26 **, b - 0,37 **, c - 0,37 **, a ∙ b - 0,53 **, a ∙ c - 0,53 **, b ∙ c - 0,74 **, a ∙ b ∙ c - 1,06 **<br />
-<br />
N-NO 3<br />
0 52,55 57,36 36,80 56,70 50,85 52,55 57,36 36,80 56,70 50,85<br />
2,5 70,16 77,57 80,02 74,87 75,66 63,72 63,93 83,35 72,41 70,85<br />
5,0 88,22 75,52 79,43 65,77 77,24 51,16 42,89 79,23 57,42 57,68<br />
10,0 90,09 73,90 78,40 56,63 74,76 44,93 27,46 73,34 12,40 39,53<br />
Śr.– Av. 75,26 71,09 68,66 63,49 69,63 53,09 47,91 68,18 49,73 54,73<br />
r 0,889** 0,560 0,660* -0,258 0,649* -0,645* -0,912** 0,530 -0,838** -0,578<br />
NIR–LSD a - 1,30 **, b - 1,85 **, c - 1,85 **, a ∙ b - 2,62 **, a ∙ c - 2,62 **, b ∙ c - 3,70 **, a ∙ b ∙ c - 5,23 **<br />
NIR dla: a – rodzaju substancji ropopochodnej, b – dawki substancji ropopochodnej, c – rodzaju substancji<br />
neutralizującej, * – istotne dla p=0,01; ** – istotne dla p=0,05; r – współczynnik korelacji.<br />
Wzrastające dawki benzyny powodowały obniżenie zawartości azotu amonowego,<br />
w odróżnieniu od oleju napędowego, w przypadku którego odnotowano zależności odwrotne.<br />
Benzyna spowodowała 26% zmniejszenie zawartości N-NH 4<br />
+<br />
w glebie. Pod wpływem<br />
155
Bioakumulacja<br />
Rys.1. Rys.1. Wpływ Wpływ benzyny benzyny i oleju i oleju + napędowego na na - udział N-NH + 4 4<br />
i i N-NO<br />
3<br />
w - 3 w glebie<br />
Zanieczyszczenie Wpływ benzyny gleby i oleju substancjami napędowego ropopochodnymi na właściwości gleby nie jest obojętne modyfikowany dla jej przez właściwości,<br />
aplikację zarówno do niej chemicznych, różnych dodatków, jak i biologicznych. które wpływają Ich na jej obecność właściwości. w glebie Szczególną wiąże rolę się z spełnia pojawieniem<br />
dużych ilości utlenialnej substancji organicznej, co przyczynia się do zmiany potencjału<br />
oksydacyjno-redukcyjnego gleby i w konsekwencji zmniejszenia sprawności biologicznej<br />
tu substancja organiczna, powodująca zwiększenie sorpcji substancji ropopochodnych i<br />
gleby ograniczająca wyrażającej ich się oddziaływanie poszerzeniem na życie stosunku biologiczne C:N:P gleby [Przedwojski [Małachowska-Jutsz i in. 1980; i in. Siuta 1997] 2003]. i<br />
Zanieczyszczenie<br />
tym samym na przemiany<br />
gleby bardzo<br />
azotu<br />
dużymi<br />
w glebie.<br />
dawkami<br />
Na wpływ<br />
substancji<br />
kompostu,<br />
ropopochodnych<br />
bentonitu i wapna na<br />
ogranicza<br />
zawartość<br />
sze-<br />
azotu mineralnego w glebie, podobnie jak badania własne, wskazują wcześniej przeprowadzone<br />
156<br />
doświadczenia Wyszkowskiego i Ziółkowskiej [2006]. Wykazali oni, że bentonit i wapno oraz<br />
częściowo kompost spowodowały istotne zmniejszenie zawartości N-NH + 4 w glebie, zwłaszcza<br />
10 cm 3 oleju napędowego na kg gleby zaobserwowano 94% zwiększenie zawartości N-<br />
+<br />
NH 4<br />
w porównaniu do wariantu niezanieczyszczonego. W serii bez dodatków zanieczyszczenie<br />
gleby benzyną wywołało zwiększenie zawartości N-NO 3-<br />
w glebie, podczas gdy olej<br />
napędowy działał w analogiczny sposób tylko przy najniższej dawce (2,5 cm 3·kg-1 gleby).<br />
Na obiekcie traktowanym 10 cm 3 benzyny na kg gleby odnotowano 71% wzrost zawartości<br />
powyższej formy azotu mineralnego w porównaniu do obiektu kontrolnego. Po zastosowaniu<br />
2,5 cm 3 -<br />
oleju napędowego na kg gleby nastąpił istotny (21%) wzrost zawartości N-NO 3<br />
w glebie spod łubinu żółtego i kukurydzy w porównaniu do wariantu kontrolnego. Kolejne<br />
jego dawki powodowały zmniejszenie zawartości azotanów (V) w badanej glebie.<br />
Nagromadzenie azotu mineralnego w glebie po zbiorze testowanych roślin było w pewnym<br />
stopniu kształtowane również przez rodzaj substancji łagodzącej wprowadzonej do<br />
+<br />
gleby (tab.1). W przypadku N-NH 4<br />
najskuteczniejszą okazała się aplikacja bentonitu, zarówno<br />
w obiektach z benzyną, jak i olejem napędowym. W seriach z jego dodatkiem odnotowano<br />
najniższą średnią zawartość N-NH 4<br />
+<br />
w glebie, w porównaniu do wariantów kontrolnychw<br />
w trakcie których którego nie zastosowano związki ropopochodne substancji łagodzących. ulegają w glebie Oddziaływanie licznym przemianom, kompostu i tlenku co<br />
-<br />
wapnia było istotnie mniejsze. W odniesieniu do zawartości N-NO 3<br />
najsilniej działało CaO<br />
w serii modyfikuje z benzyną ich wpływ oraz bentonit m.in. na w procesy obiektach nitryfikacji zanieczyszczonych i amonifikacji olejem i może nawet napędowym, odwrócićprzy<br />
-<br />
czym kierunek CaO spowodowało ich oddziaływania. spadek, Świadczą a bentonit o tym wzrost badania zawartości Rivery-Espinozy N-NOi 3<br />
Dendooven w badanej [2004], glebie.<br />
Wzrastające dawki substancji ropopochodnych modyfikowały udział badanych form<br />
w których olej napędowy wywołał istotny wzrost zawartości azotu mineralnego (głównie N-<br />
azotu w glebie po zbiorze testowanych roślin powodując znaczne zwiększenie (benzyna)<br />
-<br />
lub NO zmniejszenie - 3 ) w glebie (olej obsianej napędowy) kukurydzą udziału po 100 N-NO dniach 3<br />
w od azocie momentu mineralnym założenia gleby doświadczenia, w odniesieniu<br />
podczas do obiektów gdy bezpośrednio niezanieczyszczonych po zanieczyszczeniu (rys.1). W gleby glebie, nie na powodował której uprawiano zmian w kukurydzę jego<br />
wszystkie zaaplikowane substancje łagodzące (z wyjątkiem kompostu w obiektach zanieczyszczonych<br />
zawartości. Podobne benzyną) wyniki przyczyniły otrzymali się Wyszkowski do zmniejszenia i Ziółkowska udziału N-NH [2006] oraz<br />
4+<br />
, w porównaniu zostały one do<br />
serii częściowo kontrolnej potwierdzone – bez dodatków w badaniach (rys.2). własnych.<br />
0 (kontrola) 10 cm 3 benzyny·kg -1 gleby<br />
82,9%<br />
17,1%<br />
91,9%<br />
8,1%<br />
10 cm 3 oleju napędowego·kg -1 gleby<br />
68,1%<br />
<strong>31</strong>,9%<br />
N-NH4+<br />
N-NO3¯
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
reg procesów zachodzących w glebie, w tym także przemiany mineralnych związków azotu,<br />
ograniczając procesy nitryfikacji [Amadi i in. 1996], przy czym benzyna działa silniej niż olej<br />
napędowy [Kucharski i in. 2004]. Substancje te wpływają także najczęściej ujemnie na przebieg<br />
procesu amonifikacji [Kucharski i in. 2004], jakkolwiek w pewnych warunkach ich działanie<br />
nie jest rejestrowane [Niewolak, Koziełło 1998]. W doświadczeniu Dimitrowa i Markowa<br />
[2000] wysokie dawki oleju napędowego istotnie zmniejszyły zawartość N-NH 4<br />
+<br />
i N-NO 3<br />
-<br />
w glebie. W przypadku małego zanieczyszczenia gleby substancjami ropopochodnymi ten<br />
wpływ już nie jest taki jednoznaczny. Podstawową rolę w tym zakresie spełnia, jak się wydaje,<br />
czas od zanieczyszczenia do wykonywania badań, w trakcie którego związki ropopochodne<br />
ulegają w glebie licznym przemianom, co modyfikuje ich wpływ m.in. na procesy nitryfikacji<br />
i amonifikacji i może nawet odwrócić kierunek ich oddziaływania. Świadczą o tym badania<br />
Rivery-Espinozy i Dendooven [2004], w których olej napędowy wywołał istotny wzrost zawartości<br />
azotu mineralnego (głównie N-NO 3-<br />
) w glebie obsianej kukurydzą po 100 dniach od<br />
momentu założenia doświadczenia, podczas gdy bezpośrednio po zanieczyszczeniu gleby<br />
nie powodował zmian w jego zawartości. Podobne wyniki otrzymali Wyszkowski i Ziółkowska<br />
[2006] oraz zostały one częściowo potwierdzone w badaniach własnych.<br />
Benzyna<br />
Olej napędowy<br />
Bez dodatków<br />
89,5%<br />
10,5%<br />
81,0%<br />
19,0%<br />
Kompost<br />
10,6%<br />
16,8%<br />
89,4%<br />
83,2%<br />
Bentonit<br />
7,8%<br />
11,0%<br />
92,2%<br />
89,0%<br />
Wapno<br />
90,8%<br />
9,2%<br />
82,7%<br />
17,3%<br />
N-NH4+ N-NO3¯<br />
Rys.2. Wpływ kompostu, bentonitu i wapna na na udział N-NH + + -<br />
Rys. 2. Wpływ kompostu, bentonitu i wapna na na udział N-NH 4<br />
i N-NO 4 i N-NO -<br />
3<br />
w glebie 3 w glebie (średnie<br />
(średnie dla serii)<br />
dla serii)<br />
157
Bioakumulacja<br />
Wpływ benzyny i oleju napędowego na właściwości gleby jest modyfikowany przez<br />
aplikację do niej różnych dodatków, które wpływają na jej właściwości. Szczególną rolę<br />
spełnia tu substancja organiczna, powodująca zwiększenie sorpcji substancji ropopochodnych<br />
i ograniczająca ich oddziaływanie na życie biologiczne gleby [Małachowska-Jutsz i in.<br />
1997] i tym samym na przemiany azotu w glebie. Na wpływ kompostu, bentonitu i wapna<br />
na zawartość azotu mineralnego w glebie, podobnie jak badania własne, wskazują wcześniej<br />
przeprowadzone doświadczenia Wyszkowskiego i Ziółkowskiej [2006]. Wykazali oni,<br />
że bentonit i wapno oraz częściowo kompost spowodowały istotne zmniejszenie zawartości<br />
N-NH 4<br />
+<br />
w glebie, zwłaszcza w przypadku zanieczyszczenia olejem napędowym. Bentonit,<br />
wapno i kompost sprzyjały nagromadzaniu się N-NO 3<br />
-<br />
w glebie w obiektach z benzyną,<br />
a bentonit i wapno w wazonach z olejem napędowym. Dodatek substancji ropopochodnych<br />
oraz neutralizujących do gleby wywołał wzrost udziału N-NO 3<br />
-<br />
w N-mineralnym.<br />
Wnioski<br />
1. Wzrastające dawki benzyny powodowały sukcesywne obniżenie zawartości azotu amonowego,<br />
w odróżnieniu od oleju napędowego, w przypadku którego odnotowano zależności<br />
odwrotne.<br />
2. Zanieczyszczenie gleby benzyną wywołało zwiększenie zawartości N-NO 3-<br />
w glebie,<br />
podczas gdy olej napędowy działał w analogiczny sposób tylko przy najniższej dawce<br />
(2,5 cm 3 ∙ kg -1 gleby). Kolejne jego dawki powodowały zmniejszenie zawartości azotanów<br />
(V) w badanej glebie.<br />
3. Nagromadzenie azotu mineralnego w glebie po zbiorze testowanych roślin było kształtowane<br />
również przez rodzaj substancji łagodzącej wprowadzonej do gleby. W przypadku<br />
N-NH 4<br />
+<br />
najskuteczniejszą okazała się aplikacja bentonitu, który spowodowała<br />
obniżenie jego zawartości w glebie w obiektach z benzyną i olejem napędowym.<br />
4. Na zawartość N-NO 3<br />
-<br />
w glebie najsilniej działało CaO w serii z benzyną oraz bentonit<br />
w obiektach zanieczyszczonych olejem napędowym, przy czym CaO spowodowało<br />
spadek, a bentonit wzrost zawartości N-NO 3<br />
-<br />
w badanej glebie.<br />
5. Wzrastające dawki substancji ropopochodnych modyfikowały udział badanych form<br />
azotu w glebie po zbiorze testowanych roślin powodując znaczne zwiększenie (benzyna)<br />
lub zmniejszenie (olej napędowy) udziału N-NO 3<br />
-<br />
w azocie mineralnym gleby w odniesieniu<br />
do obiektów niezanieczyszczonych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Amadi A., Abbey S.D., Nma A. 1996. Chronic effects of oil spil on soil properties and microflora of<br />
rainforest ecosystem in Nigeria. Water, Air Soil Pollut. 86: 1–11.<br />
Ciećko Z., Wyszkowski M., Szagała J. 1996. Wpływ 4-letniego stosowania mineralnych nawozów<br />
azotowych na zawartość N-NO 3<br />
i N-NH 4<br />
w glebach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 440: 27–33.<br />
Czekała J. 2003. Oddziaływanie roślin i azotu na zmiany w składzie jonowym kompleksu sorpcyjnego<br />
gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 493: 585–590.<br />
Dimitrow D.N., Markow E. 2000. Behaviour of available forms of N, P, and K in soils polluted by<br />
oil products. Poczwoznanie, Agrochimija i Ekologia, 35(3): 3–8.<br />
Greinert H. 2000. Charakterystyka gleb zanieczyszczonych produktami pochodnymi ropy naftowej. W:<br />
Zanieczyszczenia naftowe w gruncie (red. J. Surygała). Oficyna Wyd. Polit. Wrocł.: 161–187.<br />
Kucharski J., Jastrzębska E., Wyszkowska J. 2004. Wpływ substancji ropopochodnych na przebieg<br />
procesów amonifikacji i nitryfikacji. Acta Agraria et Silv., Ser. Agraria XLII: 249–255.<br />
Kucharski J., Wyszkowska J. 2001. Microbiological properties of soil contaminated with diesel oil.<br />
Acta Agroph., 51: 113–120.<br />
158
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Łabętowicz J., Rutkowska B. 1996. Dynamika stężenia azotanów i jonu amonowego w roztworze<br />
glebowym w zróżnicowanych warunkach nawozowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln.<br />
440: 223-229.<br />
Małachowska-Jutsz A., Mrozowska J., Kozielska M., Miksch K. 1997. Aktywność enzymatyczna<br />
w glebie skażonej związkami ropopochodnymi w procesie jej detoksykacji. Biotechnologia,<br />
1(36): 79–91.<br />
Niewolak S., Koziełło M. 1998. Intensity of some nitrogen transformations in soils experimentally<br />
contaminated with crude oil. Pol. J. Environ. St. 7(3): 161–168.<br />
Pecio A., Rutkowska A., Leszczyńska D. 2005. Zmienność zawartości azotu mineralnego w profilu<br />
glebowym w warunkach wieloletniego doświadczenia nawozowego. Fragm. Agron. XXII, 1(85):<br />
214–225.<br />
Przedwojski R., Maćkiewicz J., Rytlewski J. 1980. Zmiany właściwości środowiska glebowego<br />
wywołane silnym skażeniem ropą naftową. Rocz. Glebozn. <strong>31</strong>(3–4): 185–190.<br />
Rivera-Espinoza Y., Dendooven L. 2004. Dynamics of carbon, nitrogen and hydrocarbons in diesel-contaminated<br />
soil amended with biosolids and maize. Chemosphere 54(3): 379–386.<br />
Siuta J. 1995. Rolnictwo jest ekologią stosowaną. Wyd. Inst. Ochr. Środ. Warszawa: 34–36.<br />
Siuta J. 2003. Ekologiczne, technologiczne i prawne aspekty rekultywacji gruntów zanieczyszczonych<br />
produktami ropy naftowej. Inż. Ekol. 8: 7–26.<br />
StatSoft, Inc., 2005. STATISTICA (data analysis software system), version 7.1. www.statsoft.com.<br />
Sztompka M. 1999. Biodegradation of engine oil in soil. Acta Microbiol. Polonica, 48(1): 185–196.<br />
Tyczkowski A. 1993. Usuwanie zanieczyszczeń ropopochodnych z gleby i wód gruntowych metodami<br />
fizykochemicznymi i biotechnologicznymi. Ekol. i Tech., 3(suppl.): 10–13.<br />
Wyszkowska J., Kucharski J. 2001. Correlation between number of microbes and degree of soil<br />
contamination by petrol. Polish J. Environ. St., 10(3): 175–181.<br />
Wyszkowski M., Ziółkowska A. 2006. Zawartość azotu mineralnego w glebie zanieczyszczonej<br />
substancjami ropopochodnymi. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 513: 563–573.<br />
Zieńko J. 1996. Substancje ropopochodne w środowisku przyrodniczym. Ekol. i Tech. 4(1): 18–23.<br />
Badania wykonane w ramach projektu własnego MNiSW <strong>nr</strong> 2P06S01628.<br />
THE MINERAL NITROGEN CONTENT IN THE SOIL CONTAMINATED WITH PETROL<br />
AND DIESEL OIL<br />
The aim of the present study was to determine the effect of soil contamination with petrol<br />
and diesel oil (0, 2.5, 5 and 10 cm 3·kg -1 ) on the concentrations of N-NH 4<br />
+<br />
and N-NO 3<br />
-<br />
in the<br />
soil. The expected negative impact of these substances was neutralized with compost, bentonite<br />
and lime. The progressive doses of petrol caused an successive decrease in content<br />
of ammonium nitrogen. In the case of diesel oil was noted down reverse correlation. Petrol<br />
contamination of soil increased N-NO 3<br />
-<br />
content in soil, whereas diesel oil produced the same<br />
effect when applied at the lowest dose (2,5 cm 3 kg -1 of soil). Next doses of diesel oil caused<br />
an decrease in content of nitrate (V) in tested soil. Accumulation of mineral nitrogen in soil<br />
was shaped by kind of neutralizing substance introduced to soil. In case of N-NH 4<br />
+<br />
the most<br />
effective was the application of bentonite which caused an decrease in N-NH 4<br />
+<br />
content in soil<br />
in objects with petrol and diesel oil. The CaO in series with petrol as well as the bentonite in<br />
objects contaminated by diesel oil had the most strongly effect on content N-NO 3<br />
-<br />
in soil. The<br />
CaO caused an decrease and the bentonite an increase in content of N-NO 3<br />
-<br />
in tested soil.<br />
The progressive doses of petroleum substances modified the proportion studied forms of nitrogen<br />
in soil causing considerable increase (petrol) or decrease (diesel oil) in proportion of<br />
the N-NO 3<br />
-<br />
in mineral nitrogen of soil in reference with objects without contamination.<br />
159
Bioakumulacja<br />
ZMIENNOŚĆ POWIERZCHNIOWA WYBRANYCH WŁAŚCIWOŚCI GLEB<br />
NA OBSZARZE SZKÓD GÓRNICZYCH*<br />
WPROWADZENIE. Podziemna eksploatacja węgla kamiennego powoduje przekształcenia<br />
powierzchni przyrodniczo użytkowanych. Jednym z elementów biotopu najbardziej<br />
podatnym na degradację są gleby [Boroń, Klatka 1997]. Działalność eksploatacyjna Kopalń<br />
powoduje osiadania powierzchni i prowadzi do podniesienia lub obniżenia zwierciadła wód<br />
podziemnych i zakłócenia bilansu wodnego w glebach. Skutkiem zawodnienia gleb jest<br />
zmniejszenie produktywności użytków rolnych lub ich całkowite zniszczenie. Efektem geomechaniczych<br />
i hydrologicznych przekształceń na terenach pogórniczych jest również duża<br />
zmienność powierzchniowa właściwości degradowanych gleb [Klatka 2001].<br />
Przykładem terenu podlegającemu wpływom podziemnej eksploatacji węgla jest obszar<br />
położony pomiędzy ulicami Korfantego i Ligonia w Szczygłowicach. Na przestrzeni lat<br />
wystąpiły tam osiadania powierzchni, wynoszące ponad 14 m w stosunku do pierwotnego<br />
położenia terenu i sztuczne podniesienie się zwierciadła wody gruntowej. Dało to przesłanki<br />
do założeń, że również maksymalnej degradacji hydrologicznej uległy gleby.<br />
Celem pracy była ocena zmienności powierzchniowej wybranych właściwości w warstwie<br />
gleby 0–25 cm na terenie wchodzącym w skład obszaru eksploatacyjnego KWK<br />
„Szczygłowice” w Knurowie.<br />
MATERIAŁY I METODY BADAŃ. W ramach badań terenowych założono siatkę pomiarową<br />
w postaci kwadratów o boku 50 m.<br />
Do pomiarów geodezyjnych używano niwelatora samokompensującego NI25. Schemat<br />
siatki pomiarowej przedstawiono na rysunku1. Następnie w zastabilizowanych punktach<br />
pobrano materiał glebowy z głębokości 0–25 cm do analiz laboratoryjnych. W sumie<br />
wykonano 91 wierceń glebowych. Szczegółowe mapy sytuacyjno-wysokościowe z lokalizacją<br />
punktów badawczych zamieszczono w pracy Klatki [2001]. W ramach badań laboratoryjnych<br />
materiału pobranego z wierceń wyznaczono szereg właściwości badanych gleb metodami<br />
standardowo stosowanymi w gleboznawstwie.<br />
Oznaczono:<br />
• skład granulometryczny – metodą areometryczną Casagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego,<br />
• odczyn gleby – metodą potencjometryczną,<br />
• przewodnictwo elektrolityczne właściwe metodą konduktometryczną,<br />
• zawartość substancji organicznej metodą Tiurina,<br />
• pojemność sorpcyjną gleby - T [me⋅100g -1 ] metodą Kappena,<br />
• właściwości fizykowodne metodą cylinderków Kopecky’ego o objętości 100 cm 3 .<br />
W celu scharakteryzowania badanych parametrów oraz określenia ich stopnia zmienności<br />
obliczono następujące miary statystyczne [Hellwig 1993]:<br />
• wartość maksymalną,<br />
• wartość minimalną,<br />
• medianę,<br />
• wartość średnią,<br />
• wariancję,<br />
• odchylenie standardowe,<br />
• współczynnik zmienności.<br />
* Dr inż. Sławomir Klatka, prof. dr hab. inż. Krzysztof Boroń, dr hab. inż. Krzysztof Lipka<br />
– Katedra Rekultywacji Gleb i Ochrony Torfowisk, Akademia Rolnicza w Krakowie.<br />
160
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Rys.1. Schemat siatki pomiarowej<br />
Wyniki zamieszczono w tabeli 1. W celu graficznego przedstawienia zmienności każdemu<br />
z punktów pomiarowych przypisano wektory położenia (x,y). Mapy zmienności obszarowej<br />
wyznaczono przy użyciu technik komputerowych, przykładową mapę zmienności<br />
przedstawiono na rysunku 2.<br />
WYNIKI BADAŃ. Wyniki oznaczeń składu granulometrycznego gleby wskazują, że na<br />
badanym terenie występowały różne podgrupy piasku, jedynie miejscami glina. Wśród piasku<br />
najczęściej występował: piasek gliniasty lekki, piasek słabogliniasty, piasek gliniasty<br />
mocny, piasek luźny [Klatka 2001]. Są to gleby lekkie, o zawartości części spławialnych<br />
mniejszej od 20 %, o dużej przepuszczalności i małej retencyjności wodnej. Gleby o takim<br />
składzie są uważane za mało odporne na procesy degradacji. Wartości gęstości objętościowej<br />
gleb zawierały się w przedziale 1,22 do 1,39 g⋅cm -3 . Najniższe wartości notowano w poziomach<br />
próchnicznych gleby, zwłaszcza w warstwie organicznej gleb uprawnych. W glebach<br />
Polski najczęściej spotykanymi wartościami są 0,75–1,90 g⋅cm -3 [Zawadzki 1999].<br />
Porowatość ogólna wynosiła od 44,40–52,35 %. Wartości pH H2 O zawierały się w przedziale<br />
5,50 do 7,24. Jest to odczyn od kwaśnego do słabo alkalicznego. Ponieważ najbardziej<br />
korzystny dla większości roślin jest odczyn od słabo kwaśnego do obojętnego, można<br />
powiedzieć, że badane gleby charakteryzuje odczyn optymalny dla roślin.<br />
Wyznaczone wartości przewodnictwa elektrolitycznego gleb zawierały się w przedziale<br />
0,19 do 1,25 mS⋅cm -1 . Na ogół nie przekraczały one wartości 1 mS⋅cm -1 , czyli wartości<br />
uznawanej za krytyczną dla gleb nienawadnianych. Jedynie w okolicach wiercenia <strong>nr</strong> 1<br />
i 2 w wierzchnich warstwach gleby wartości te były nieco większe. Uzyskane wartości nie<br />
wskazują na nadmierne zasolenie gleby.<br />
Wyniki badań wskazują również, że badane gleby charakteryzuje zróżnicowana pojemność<br />
kompleksu sorpcyjnego. W wierzchnich poziomach pojemność ta wynosi 8,05–13,20<br />
[me⋅100g -1 gleby]. Według Lityńskiego [Zawadzki 1999] wskazuje to silną zdolność sorpcyjną.<br />
Stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego gleby zasadami wynosi od 40–85 %. Na<br />
ogół stopień ten zwiększa się wraz ze wzrostem głębokości w profilu glebowym. Zawartość<br />
substancji organicznej wynosi 1,10–4,60 %. Najwyższą zawartość substancji organicznej<br />
zanotowano w okolicach wierceń 1 i 2. W pozostałych punktach zawartość próchnicy jest<br />
mniejsza, niemniej jednak można powiedzieć, że na badanym terenie zawartość substancji<br />
organicznej jest duża. Według Musierowicza [Zawadzki 1999] zawartość próchnicy w warstwie<br />
0–20 cm w glebach brunatnych wynosi 1,5 do 2,5 %, a w czarnych ziemiach od 1,8 do<br />
161
Bioakumulacja<br />
5,6 %. Uzyskane wyniki badań niejednokrotnie przewyższają te wartości, zwłaszcza w glebach<br />
brunatnych, dlatego też w przypadku prowadzonej w przyszłości działalności rekultywacyjnej<br />
należy rozważyć ewentualność zdjęcia poziomu próchnicznego. Pełny opis uzyskanych<br />
wyników zamieszczono w pracy Klatki [2001].<br />
Tabela 1.Wyznaczone miary statystyczne materiału glebowego w warstwie 0–25 cm<br />
Właściwości gleby<br />
Zawartość frakcji piasku<br />
(1 – 0,1 mm) [%]<br />
Zawartość frakcji pylastej<br />
(0,1-0,02 mm) [%]<br />
Zawartość części spławialnych<br />
(< 0,02 mm) [%]<br />
Gęstość objętościowa<br />
r [g⋅cm<br />
o<br />
-3 ]<br />
Gęstość fazy stałej<br />
r [g⋅cm -3 ]<br />
s<br />
Porowatość ogólna<br />
P [%]<br />
o<br />
Zawartość substancji<br />
organicznej [%]<br />
Wartość<br />
min<br />
X min<br />
Wartość<br />
max<br />
X max<br />
Miary statystyczne<br />
Wartość<br />
średnia<br />
X<br />
Wariancja<br />
V (X)<br />
Odchylenie<br />
standardowe<br />
d (X)<br />
Wsp.<br />
zmienności<br />
J<br />
58,00 79,00 71,<strong>31</strong> 23,904 4,89 6,86<br />
6,00 24,00 15,64 17,211 4,15 26,53<br />
6,00 20,00 13,05 11,230 3,35 25,67<br />
1,22 1,39 1,30 0,0015 0,04 3,08<br />
2,48 2,66 2,56 0,0022 0,05 1,95<br />
44,40 52,32 49,17 2,511 1,58 3,21<br />
1,10 4,60 2,48 0,432 0,66 26,61<br />
pH H2 O 5,50 7,24 6,60 0,117 0,34 5,15<br />
Przewodnictwo elektrolityczne<br />
[mS⋅cm -1 ]<br />
Pojemność kompleksu<br />
sorpcyjnego [me⋅100g -1 ]<br />
0,19 1,25 0,61 0,047 0,22 36,07<br />
8,05 13,20 10,55 1,082 1,04 9,86<br />
Rys. 2. Przykładowa mapa zmienności przestrzennej<br />
162
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Na podstawie obliczonego współczynnika zmienności (tab.1) można stwierdzić, że na<br />
badanym obszarze, w warstwie gleby o miąższości 0–25 cm, najbardziej zmienne obszarowo<br />
jest przewodnictwo elektrolityczne (J ∼ 36%), a średnio zmienna zawartość frakcji<br />
pylastej (0,1-0,02 mm), zawartość części spławialnych (
Bioakumulacja<br />
Klatka S. 2001. Waloryzacja gleb zdegradowanych w wyniku działalności górnictwa na przykładzie<br />
Kopalni Węgla Kamiennego „Szczygłowice” w Knurowie. Praca doktorska. AR, Kraków<br />
(maszynopis).<br />
Warrick A.W., Nielsen D.R. 1985. Quantitative spatial analysis of soil in the field. [w:] Advances in<br />
soil science. vol. 3. Springer-velage. USA.<br />
Zawadzki S. 1999. Gleboznawstwo. PWRiL, Warszawa.<br />
SURFACE VARIABILITY OF CHOSEN PROPERTIES OF SOIL ON THE AREA OF POST<br />
MINING DAMAGES<br />
Soils on areas degraded by mining industry are characterized by high space variability<br />
of properties caused by many various factors. Real variability almost never is linear. The aim<br />
of the work was the evaluation of regional variability of chosen properties in the layer 0–25<br />
cm on the area covered by exploitation activity of the Szczygłowice Coal Mining in Knurów.<br />
In the work chosen soil properties were determined in 91 measuring points, next the variability<br />
degree was evaluated calculating range of statistical parameters and maps of variability<br />
were drawn either. The obtained results showed high relationship between investigated<br />
properties and parent rock and degrading processes in soil. Surface distribution of investigated<br />
properties point high variability and dynamics.<br />
164
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
LIT W GLEBACH NAPŁYWOWYCH I ROŚLINACH ŁĄK DOLINY SANU*<br />
WPROWADZENIE. Lit jest pierwiastkiem labilnym, którego znaczenie jest coraz bardziej<br />
podkreślane, ponieważ jego niedobory w żywieniu człowieka mogą skutkować zaburzeniami<br />
psychicznymi. Zawartość litu w glebie jest ściśle związana z jego obecnością<br />
w skale macierzystej oraz z krążeniem roztworów glebowych. Metal ten jest łatwo uruchamiany<br />
i wypłukiwany z gleb. Zawartość litu w glebach Polski kształtuje się od 5 do 40 mg·kg -1<br />
[Kabata-Pendias i Pendias 1999]. W innych badaniach oznaczono zakres zawartości litu w<br />
warstwie gleby 0–25 cm i wyniósł on od 0,01 do 42,7 mg·kg -1 [Kabata-Pendias 1997].<br />
MATERIAŁ I METODY. Analizowane badania prowadzono na obszarze doliny Sanu, na<br />
trwałych użytkach zielonych podlegających okresowo zalewom powodziowym. Próbki gleb<br />
pobierano z dwóch głębokości 0–10 i 10–30 cm. Z tych samych miejsc uprzednio pobierano<br />
próbki runi łąkowej. Świeże namuły pobierano do badań bezpośrednio po ustąpieniu zalewu<br />
powodziowego. Podstawowe właściwości gleb oznaczono metodami ogólnie stosowanymi<br />
w laboratoriach chemiczno-rolniczych [Ostrowska 1991].<br />
Zawartość litu oznaczono metodą spektrofotometrii absorpcji atomowej w kuwecie grafitowej.<br />
Materiał roślinny wysuszono, a następnie zmineralizowano w mieszaninie kwasów<br />
HNO 3<br />
, HClO 4<br />
i H 2<br />
SO 4<br />
w proporcjach odpowiednio 20 : 5 : 1. Następnie oznaczono zawartość<br />
litu metodą AAS.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Skład granulometryczny gleb aluwialnych doliny Sanu był bardzo<br />
zróżnicowany, zasadniczo dominowały utwory pyłowe (tab. 1).<br />
Badając użytki zielone Lubelszczyzny, Borowiec i Urban [1997] stwierdzili, że odczyn<br />
obojętny i zasadowy wiązał się przede wszystkim z występowaniem gleb aluwialnych. Badania<br />
własne autorów jednoznacznie potwierdzają ten pogląd – zarówno gleby aluwialne,<br />
jak i świeże namuły doliny Sanu charakteryzuje odczyn obojętny lub zasadowy (tab. 1 i 2),<br />
wyjątkiem są powierzchniowe poziomy mad brunatnych, lekko kwaśny. Odcięcie naturalnego<br />
procesu namulania, najczęściej spowodowane techniczną zabudową cieku, sprzyja więc<br />
powolnemu zakwaszaniu mad, które przechodzą w podtyp mad brunatnych. Kern [1993]<br />
analizując wpływ melioracji na właściwości mad w dolinie Opatówki podkreśla, że techniczne<br />
zahamowanie procesu aluwialnego przez obwałowanie oraz inne metody technicznej<br />
zabudowy rzeki mija się z celem melioracji, bo powoduje ubożenie siedlisk łąkowych.<br />
Badane gleby aluwialne doliny Sanu oraz świeże namuły charakteryzowała znaczna<br />
niekiedy bardzo duża zawartość węglanu wapnia (najczęściej większa w namułach). Zakres<br />
zawartości w warstwie darniowej 0–10 cm gleb aluwialnych wynosił od 0,8 do 72,99 g<br />
CaCO 3 · kg ‐1 s.m, w namułach natomiast od 9,37 do 98,24 g CaCO 3·kg ‐1 s.m., przy wysokiej<br />
średniej geometrycznej, wynoszącej 42,03 g (tab. 1 i 2).<br />
Zawartość węgla organicznego w badanych glebach mieściła się w zakresie 0,5–54<br />
g · kg -1 s.m. W warstwie darniowej stwierdzono większe zawartości węgla organicznego niż<br />
w warstwie poddarniowej (tab. 1). Szerszy zakres zmienności zawartości węgla organicznego<br />
(0,42–79,8 g · kg -1 s.m.) oznaczono w świeżych namułach, jednak wartości przeciętne<br />
były zbliżone do wartości oznaczonych w glebach (tab. 2).<br />
* Prof. dr hab. inż. Leszek Woźniak – Katedra Przedsiębiorczości, Zarządzania i Ekoinnowacyjności,<br />
Politechnika Rzeszowska; dr inż. Krzysztof Kud – Pracownia Naukowo-Dydaktyczna<br />
Informatyki Gospodarczej, Uniwersytet Rzeszowski; mgr inż. Bożydar Ziółkowski – Katedra<br />
Przedsiębiorczości, Zarządzania i Ekoinnowacyjności, Politechnika Rzeszowska.<br />
165
Bioakumulacja<br />
Tabela 1. Podstawowe właściwości badanych gleb aluwialnych doliny Sanu<br />
Badana cecha<br />
Skład granulometryczny<br />
– % cząstek o średnicy:<br />
1,0–0,1 mm<br />
0,1–0,02 mm<br />
< 0,02 mm<br />
< 0,002 mm<br />
pH:<br />
w H 2<br />
O<br />
w KCl<br />
Średnia<br />
arytmetyczna<br />
28,9<br />
38,7<br />
32,4<br />
8,3<br />
6,63<br />
5,22<br />
Średnia<br />
geometryczna<br />
Warstwa 0–10 cm<br />
24,2<br />
37,1<br />
28,4<br />
6,3<br />
7,14<br />
6,21<br />
Mediana<br />
26,0<br />
37,5<br />
30,5<br />
7,0<br />
7,36<br />
6,55<br />
Zakres<br />
minimum maksimum<br />
4<br />
13<br />
7<br />
1<br />
5,50<br />
3,88<br />
80<br />
57<br />
73<br />
21<br />
7,91<br />
7,07<br />
CaCO 3<br />
* 20,86 12,83 13,98 0,80 72,99<br />
C-org.* 19,7 17,6 19,4 1,2 54,0<br />
Warstwa 10–30 cm<br />
Skład granulometryczny<br />
– % cząstek o średnicy:<br />
1,0–0,1 mm<br />
0,1–0,02 mm<br />
< 0,02 mm<br />
< 0,002 mm<br />
pH<br />
w H 2<br />
O<br />
w KCl<br />
24,6<br />
39,8<br />
35,6<br />
10,5<br />
6,68<br />
5,33<br />
20,9<br />
38,8<br />
32,8<br />
9,0<br />
7,34<br />
6,30<br />
22,0<br />
40,5<br />
33,5<br />
8,5<br />
7,65<br />
6,65<br />
5<br />
24<br />
13<br />
2<br />
5,54<br />
4,21<br />
52<br />
58<br />
68<br />
22<br />
8,10<br />
7,07<br />
CaCO 3<br />
* 22,14 14,29 16,92 0,80 57,71<br />
C-org.* 11,3 9,3 11,2 0,5 19,6<br />
* Zawartość CaCO 3<br />
i C-org. w g·kg -1 s.m.<br />
Tabela 2. Podstawowe właściwości świeżych namułów<br />
Badana cecha<br />
Skład granulometryczny<br />
– % cząstek o średnicy:<br />
1,0–0,1 mm<br />
0,1–0,02 mm<br />
< 0,02 mm<br />
< 0,002 mm<br />
pH:<br />
w H 2<br />
O<br />
w KCl<br />
Średnia arytmetyczna<br />
45,40<br />
32,66<br />
21,94<br />
4,53<br />
7,47<br />
7,17<br />
Średnia geometryczna<br />
36,08<br />
27,20<br />
16,51<br />
3,48<br />
7,53<br />
7,25<br />
Mediana<br />
44<br />
33<br />
20<br />
4<br />
7,51<br />
7,24<br />
Zakres<br />
minimum maksimum<br />
2<br />
1<br />
1<br />
1<br />
7,09<br />
6,66<br />
98<br />
56<br />
67<br />
18<br />
8,21<br />
7,99<br />
CaCO 3<br />
* 49,21 42,03 52,62 9,37 98,24<br />
C-org.* 18,4 14,0 19,0 0,42 79,8<br />
*Zawartość CaCO 3<br />
i C-org. w g·kg -1 s.m.<br />
Najwięcej litu gromadzą warzywa liściaste oraz zboża [Kabata-Pendias i Pendias 1999],<br />
Falkowski i wsp. [1990] zaś twierdzą, że zawartość litu w roślinach łąkowych zbliżona do<br />
1 mg·kg ‐1 s.m. pokrywa zapotrzebowanie zwierząt na ten pierwiastek.<br />
166
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Zakres zmienności zawartości litu ogólnego w badanych glebach w warstwie darniowej<br />
wynosił 9,5‐44,2 mg · kg ‐1 s.m., a w warstwie poddarniowej odpowiednio 12,8–41,7<br />
mg · kg ‐1 s.m. (tab. 3). W obu warstwach wartości przeciętne były bardzo zbliżone. Stwierdzono<br />
minimalnie większą zawartość form rozpuszczalnych tego pierwiastka w głębszej warstwie<br />
(średnia geometryczna 2,99 mg · kg ‐1 s.m., zakres zmienności 1,0–6,8 mg · kg ‐1 s.m.).<br />
W warstwie darniowej zanotowano nieco mniejsze wartości (średnia geometryczna<br />
2,75 mg · kg ‐1 s.m., zakres zmienności 0,6–6,6 mg · kg ‐1 s.m.). Średnia geometryczna rozpuszczalności<br />
litu była nieco wyższa w warstwie poddarniowej, gdzie wynosiła 12,32%, natomiast<br />
w warstwie płytszej wynosiła 11,43% (tab. 3).<br />
Namuły były nieco mniej zasobne w lit od gleb aluwialnych będących przedmiotem<br />
badań. Średnia geometryczna zawartości form ogólnych litu w namułach wynosiła 18,15<br />
mg · kg -1 s.m. gleby, zakres zmienności 3,4–41,3 mg · kg -1 s.m. gleby. Przeciętna rozpuszczalność<br />
wynosiła nieco ponad 9%, a zakres od 3,08 do 17,79%. Średnia geometryczna zawartości<br />
form rozpuszczalnych litu wynosiła 1,69 mg · kg ‐1 s.m. gleby, a zakres zmienności<br />
0,2 – 5,1 mg · kg ‐1 s.m. gleby (tab. 3).<br />
Tabela 3. Zawartość litu w glebach aluwialnych, świeżych namułach oraz runi łąkowej<br />
Forma<br />
Średnia<br />
arytmetyczna<br />
Średnia<br />
geometryczna<br />
Dolny<br />
kwartyl<br />
Mediana<br />
Górny<br />
kwartyl<br />
Zakres<br />
Minimum Maksimum<br />
Zawartość litu w warstwie 0–10 cm<br />
A 25,38 24,05 20,05 24,4 32,0 9,5 44,2<br />
B 3,06 2,75 2,0 2,85 3,85 0,6 6,6<br />
C 12,<strong>31</strong> 11,43 9,18 11,50 15,65 3,64 21,48<br />
Zawartość litu w warstwie 10–30 cm<br />
A 25,38 24,29 19,65 24,55 <strong>31</strong>,0 12,8 41,7<br />
B 3,32 2,99 2,25 2,9 4,35 1,0 6,8<br />
C 13,25 12,32 10,33 12,71 17,25 3,67 24,54<br />
Zawartość litu w świeżych namułach<br />
A 20,41 18,15 13,0 18,7 28,5 3,4 41,3<br />
B 1,94 1,69 1,2 1,9 2,5 0,2 5,1<br />
C 9,58 9,3 8,65 9,43 10,32 3,08 17,79<br />
Zawartość litu w runi łąkowej<br />
Ruń 1,7 0,83 0,32 0,79 1,94 0,08 10,4<br />
A – zawartość ogólna badanych pierwiastków [mg · kg -1 s.m.],<br />
B – zawartość form rozpuszczalnych w 1 mol · HCl · dm -3 [mg · kg -1 s.m.],<br />
C – rozpuszczalność litu, czyli procentowy udział form rozpuszczalnych w zawartości ogólnej.<br />
Ruń łąkową doliny Sanu charakteryzowała bardzo zróżnicowana zawartość litu, mieszcząca<br />
się w przedziale od 0,08 do 10,41 mg·kg -1 s.m. Średnia arytmetyczna wynosiła 1,7<br />
mg·kg -1 s.m, należy jednak podkreślić, że mediana wyniosła 0,79, a 75% wyników nie przekraczało<br />
wartości 1,94 mg·kg -1 s.m. (tab. 3). Przyjmując za Falkowskim i wsp. [1990], że ruń<br />
łąkowa o dobrym z punktu widzenia żywienia zwierząt składzie chemicznym powinna zawierać<br />
minimum 1 mg Li·kg -1 s.m., należy stwierdzić, że większość próbek charakteryzowała zawartość<br />
zbliżona do podawanej jako minimum, jednak na ogół nieco od niej niższa.<br />
W tabeli 4 przedstawiono współczynniki korelacji prostej (r) oraz ocenę ich istotności,<br />
pomiędzy zawartością litu w badanych glebach aluwialnych a podstawowymi właściwościami<br />
tych gleb.<br />
167
Bioakumulacja<br />
Tabela 4. Współczynniki korelacji prostej (r) między podstawowymi właściwościami gleby a zawartością<br />
litu<br />
Forma<br />
A<br />
B<br />
A<br />
B<br />
A<br />
B<br />
1–0,1 mm 0,1–0,02<br />
mm<br />
-0,6476*<br />
p=0,000<br />
-0,5477*<br />
p=0,000<br />
-0,6962*<br />
p=0,000<br />
-0,6302*<br />
p=0,000<br />
-0,8935*<br />
p=0,00<br />
-0,8020*<br />
p=0,000<br />
Skład granulometryczny<br />
-0,1795<br />
p=0,222<br />
-0,0558<br />
p=,707<br />
-0,2676<br />
p=0,066<br />
-0,2<strong>31</strong>9<br />
p=0,113<br />
0,6806*<br />
p=0,000<br />
0,5466*<br />
p=0,000<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
2. Zasobność w lit runi łąkowej była nieco niższa niż wskazują normy żywieniowe, jednak<br />
należy pamiętać, że badane użytki zielone nie były nawożone mineralnie.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Borowiec J., Urban D. 1997. Środowisko przyrodnicze Lubelszczyzny. Łąki cz. II Kondycja geochemiczna<br />
siedlisk łąkowych Lubelszczyzny. LTN Lublin.<br />
Falkowski M., Kukułka I., Kozłowski S. 1990. Właściwości chemiczne roślin łąkowych. Wyd. AR<br />
w Poznaniu: 59–111.<br />
Kabata-Pendias A. 1997. Geochemia litu. . Probl. Post. Nauk Roln. z. 448a: 181–187.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999: Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa<br />
Kern H. 1993. Proces aluwialny w melioracji łąk doliny Opatówki. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln.<br />
z. 169: 103–108.<br />
Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin<br />
– Katalog. Instytut Ochrony Środowiska.Warszawa.<br />
Lithium in alluvial soils and plants of meadows of the San valley<br />
The investigations were led on the area of meadows of the San valley. The content of<br />
lithium in alluvial soils, the fresh alluvial and meadows sward was marked. The content of<br />
lithium in soils was included in range 9,5-44,2 mg · kg -1 s.m. The total content of lithium in<br />
soils in the investigated ecosystem does not defer much from the level of lithium in the natural<br />
content. The fresh alluvial were somewhat poorer in lithium than alluvial soils. The content<br />
of lithium in meadow plants was somewhat lower from the proper level of it taking into<br />
consideration feeding animals.<br />
169
Bioakumulacja<br />
Potas i magnez w glebie i wodzie z zagrody wiejskiej w aspekcie ich<br />
równowagi w środowisku*<br />
WPROWADZENIE. W obecnych warunkach silnej antropopresji zachowanie się pierwiastków<br />
w środowisku, w tym również potasu i magnezu, nie jest dostatecznie poznane.<br />
Wykazywane naruszenie równowagi i wzajemnych ilościowych relacji składników może<br />
wpływać na zmiany ich przemieszczania i udział w poszczególnych ogniwach łańcucha pokarmowego<br />
[Anke i in. 2006a; Anke i in. 2006b]. Wieloletnie badania nad wpływem czynności<br />
gospodarskich na terenie zagrody wiejskiej związanych z produkcją rolniczą, zwłaszcza<br />
zwierzęcą wskazują na znaczne wzbogacenie gleby tego terenu w składniki nawozowe,<br />
w tym potas. Stwierdzono również wzbogacenie gleby w magnez, zwłaszcza w pobliżu<br />
miejsc składowania nawozów naturalnych [Sapek, Sapek 2007]. Wykazane stężenie potasu<br />
w wodach gruntowych z terenu zagrody często znacznie przekraczało V klasę czystości,<br />
a zwiększone również stężenie magnezu nie przekraczało granicznej wartości dla II klasy<br />
czystości wody. Z drugiej strony, powszechnie dotąd uznany niedobór magnezu w glebach<br />
polskich i znaczna jego ruchliwość w środowisku pozwala przypuszczać, iż równowaga tych<br />
składników została zakłócona.<br />
Celem niniejszej pracy jest próba odpowiedzi na pytania, czy relacja potasu do magnezu<br />
może być wskaźnikiem tego zakłócenia i czy może uczestniczyć w tym zagroda wiejska.<br />
Aby odpowiedzieć na postawione pytania, rozpatrzono wyniki badań zawartości potasu<br />
i magnezu w glebie z zagród gospodarstw uczestniczących w realizowanych w IMUZ programach<br />
krajowych i międzynarodowych, z długoletnich doświadczeń łąkowych, a także<br />
z łąk produkcyjnych oraz stężenia tych składników w wodach gruntowych i cieków z tych obszarów<br />
[Sapek 2006; Sapek, Sapek 2007]. Obliczone wartości relacji zawartości lub stężenia<br />
potasu do magnezu porównano z przyjętymi wartościami standardowymi jakości wody,<br />
paszy pastwiskowej, a także surowicy krwi bydła i diety ludzi [Falkowski i in. 1990; rozporządzenie...<br />
1990; Normy żywienia... 1995; Kruczyńska i in. 1994; Ostrowska i in. 1997; Przewodnik<br />
łąkarski 1998; rozporządzenie... 2004].<br />
Potas i magnez oraz ich relacja w glebie i wodzie. Prezentowane wyniki<br />
zawartości potasu i magnezu w glebie oznaczono po mineralizacji powietrznie suchych próbek<br />
w mieszaninie stężonych kwasów HClO 4<br />
i HNO 3<br />
na gorąco, co odpowiada zawartości<br />
zbliżonej do całkowitej. Stężenie obu składników oznaczano w próbkach wody przechowywanych<br />
w temperaturze + 4 0 C, bez dodatku stabilizatora. W obu mediach potas oznaczono<br />
metodą emisyjną, a magnez metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej za pomocą spektrometru<br />
UNICAM 939. Bliższe szczegóły metodyczne zawierają prace A.Sapek, B.Sapek<br />
[2007] oraz B.Sapek [2006].<br />
Gleba. Stwierdzono znaczne wzbogacenie gleby w potas i magnez we wzorcowym dla<br />
zagrody miejscu, w pobliżu płyty obornikowej (punkt 1) w porównaniu do gleby w miejscu<br />
wybranym jako kontrolne (odniesienia), w mniejszym stopniu niż poprzednie narażonym<br />
na wpływ rozproszenia składników nawozowych (punkt 2). Zawartość potasu w wierzchniej<br />
(20 cm) warstwie gleby w punkcie 1 w demonstracyjnych gospodarstwach z 4 gmin<br />
województwa mazowieckiego i 2 gmin z kujawsko-pomorskiego mieściła się w przedziale<br />
zawartości 0,101−0,478 % K.<br />
W punkcie 2 ta zawartość wynosiła od 0,055−0,437% K. W tych zagrodach zawartości<br />
magnezu w glebie w punkcie 1 i 2 mieściły się odpowiednio w przedziałach 0,048−0,<strong>31</strong>3<br />
oraz 0,030−0,288. Obliczone relacje zawartości K : Mg wynosiły średnio − w punkcie 1 od<br />
1,47 do 1,73, a w punkcie 2 od 1,59 do 1,66 (tab. 1).<br />
* Prof. dr hab. Barbara Sapek − Instytut Melioracji i Terenów Zielonych w Falentach.<br />
170
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Zawartość potasu i magnezu* oraz ich ilościowa relacja w 0−20 cm warstwie gleby<br />
w punktach monitoringowych** z zagród gospodarstw demonstracyjnych w latach<br />
2004−2005<br />
Województwo Gmina K [% s.m.] Mg [% s.m.] K : Mg<br />
punkt 1 punkt 2 punkt 1 punkt 2 punkt 1 punkt 2<br />
Andrzejewo 0,478 0,398 0,274 0,216 1,74 1,84<br />
Baranowo 0,103 0,078 0,058 0,055 1,78 1,42<br />
Mazowieckie Czerwin 0,167 0,125 0,128 0,100 1,30 1,25<br />
Łyse 0,101 0,055 0,048 0,030 2,10 1,83<br />
Średnio 1,73 1,59<br />
Ciechocin 0,286 0,261 0,192 0,152 1,49 1,72<br />
Kujawsko-<br />
-pomorskie<br />
Papowo<br />
Biskupie<br />
0,452 0,437 0,<strong>31</strong>2 0,287 1,45 1,52<br />
Średnio 1,47 1,66<br />
* Zawartość składników oznaczona po mineralizacji próbki gleby w mieszaninie stężonych kwasów<br />
azotowego (V) i chlorowego (VII). ** Punkt 1 – wzorcowy dla zagrody (przy gnojowni), punkt 2 – odniesienia<br />
(kontrolny).<br />
Tabela 2. Zawartość potasu i magnezu* oraz ich ilościowa relacja w 0–10 cm warstwie gleby<br />
z długoletnich doświadczeń łąkowych i łąk produkcyjnych<br />
Obiekt doświadczalny<br />
Janki<br />
Laszczki<br />
Baniocha<br />
Falenty<br />
Lata<br />
Zawartość potasu i magnezu,<br />
[% s.m.]<br />
Relacja składników<br />
K<br />
Mg<br />
1981 0,105 0,047 2,23<br />
2002 0,097 0,072 1,35<br />
1981 0,107 0,089 1,20<br />
2002 0,097 0,116 0,84<br />
1981 0,041 0,016 2,56<br />
2002 0,037 0,024 1,54<br />
1991 0,141 0,085 1,65<br />
2002 0,123 0,112 1,1<br />
Łąki produkcyjne<br />
ZD MUZ 2002 0,100 0,050 2,00<br />
Gródek 2002 0,180 0,190 0,095<br />
* Opis, jak w tabeli 1.<br />
Zawartości obu składników w glebie z długoletnich doświadczeń łąkowych – czarnej<br />
ziemi zdegradowanej, jak i badanych łąk produkcyjnych były znacznie mniejsze – potasu<br />
w granicach 0,041−0,180% K, a magnezu – 0,024−0,190% Mg. Należy zwrócić uwagę na<br />
pewne zmniejszenie zawartości potasu, a zwiększenie magnezu w glebie nienawożonej<br />
tym składnikiem po upływie 11 lat doświadczenia. Obliczone tutaj wartości K : Mg mieściły<br />
się w przedziale 0,084−2,56 i były wyraźnie mniejsze w 2002 r. (tab. 2).<br />
Woda. W ramach wykonywanych w latach 1993−1997 i 2000−2006 badań na wpływem<br />
rolnictwa na jakość wody [Sapek, Sapek 2007] we wspomnianych punktach 1 i 2<br />
w zagrodzie zainstalowano studzienki kontrolne do monitorowania jakości wody gruntowej.<br />
171
Bioakumulacja<br />
Ponadto, w tym celu oznaczano stężenie składników, w tym potasu i magnezu w studniach<br />
zagrodowych, w wodzie wodociągowej oraz w wodzie z pobliskich cieków. Stężenia<br />
tych składników w wodzie gruntowej z punktów 1 i 2 zagrody, a nieraz i w ciekach znacznie<br />
przewyższały stężenia potasu i magnezu w pozostałych analizowanych wodach.<br />
Tabela 3. Stężenia i relacje potasu do magnezu w wodach z punktów monitoringowych w gospodarstwach<br />
demonstracyjnych w wybranych gminach województwa kujawsko-pomorskiego<br />
i mazowieckiego w latach 1993−1997 i 2000−2006<br />
Woda<br />
wodociągowa<br />
n = 401<br />
Punkt 1*<br />
n = 1184<br />
Punkt 2*<br />
n = 429<br />
Studnie<br />
zagrodowe<br />
n = 650<br />
Cieki w pobliżu<br />
n = 839<br />
min.–max średnia min.–max średnia min.–max średnia min.–max średnia min.–max średnia<br />
K, mg·dm -3<br />
3,0−6,0 4,5 197−698 447 15−69 42 11-53 32 7,5−126 66,7<br />
Mg, mg·dm -3<br />
15−28 21,5 30−50 40 21−32 26,5 16−33 24,5 11,7−34 22,8<br />
K : Mg<br />
0,20−0,21 0,21 6,6−13,9 11,2 0,71−2,1 1,58 0,78−1,6 1,<strong>31</strong> 0,64−3,3 2,92<br />
* Opis punktów 1 i 2 jak w tabeli 1.<br />
W tych pierwszych zakres średniego stężenia potasu wynosił 42−447 mg.dm -3 i dla<br />
magnezu 22,8−40 mg.dm -3 . W pozostałych punktach monitoringowych stężenie potasu<br />
mieściło się w zakresie 4,5 i 32 mg.dm -3 , a magnezu: 0,21−24,5 mg.dm -3 . Obliczone średnie<br />
wartości K : Mg można uszeregować w kierunku malejącym: 11,2 (punkt 1) > 2,92 (ciek)<br />
> 1,58 (punkt 2) > 1,<strong>31</strong> (studnia) > 0,21 (wodociąg) (tab. 3).<br />
Tabela 4. Średnie wartości stężenia i relacje potasu do magnezu w wodach z punktów monitoringowych<br />
w gospodarstwach demonstracyjnych w gminie Baranowo w województwie<br />
mazowieckim w latach 1993−1997 i 2000−2006.<br />
punkt 1*<br />
n = 35<br />
Lata 1993–1995 Lata 2004–2006<br />
punkt 2*<br />
n = 10<br />
studnie zagrodowe<br />
n = 15<br />
punkt 1<br />
n = 1138<br />
Ppunkt 2<br />
n = 60<br />
studnie zagrodowe<br />
n = 94<br />
K, mg·dm -3<br />
369 96 26 388 155 1,6<br />
Mg, mg·dm -3<br />
27 12,5 7,4 27 18 7,6<br />
K : Mg<br />
18,4 7,7 3,5 14,3 8,6 0,21<br />
* Opis punktów 1 i 2 jak w tabeli 1.<br />
Porównując wartości K : Mg dla wody w monitorowanych punktach w gospodarstwach<br />
demonstracyjnych w gminie Baranowo, gdzie w ramach międzynarodowego projektu wybudowano<br />
płyty gnojowe [Sapek, Sapek 2007], stwierdzono zmniejszenia tej wartości, zwłaszcza<br />
w punkcie 1 i w studni zagrodowej (tab. 4).<br />
172
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 5. Stężenia potasu i magnezu występujące w wodzie gruntowej, w mokrym opadzie i ich<br />
ładunki wniesione na powierzchnię ziemi w rejonie Falent w latach 1998−2003* oraz<br />
obliczone relacje tych składników<br />
Rejon Falent<br />
ładunki wniesione na<br />
woda gruntowa<br />
opad<br />
Składnik/relacja<br />
powierzchnię ziemi<br />
mg·dm -3 mg·dm -3 kg·ha -1<br />
min. max. min. max. min. max.<br />
K 2,3 7,4 0,53 1,3 1,3 6,2<br />
Mg 7,7 11,8 0,33 0,71 1,3 4,1<br />
K : Mg (obliczony) 0,29 0,63 1,60 1,83 1,0 1,51<br />
Średnio 0,46 1,71 1,25<br />
* Według Sapka i in. [2005].<br />
Średnie dla lat 1992−2003, stężenia potasu i magnezu w wodzie gruntowej oraz mokrym<br />
opadzie w rejonie Falent w gminie Raszyn mieściły się w zakresie stężeń oznaczonych<br />
w wodzie wodociągowej, doprowadzanej do zagród gospodarstw demonstracyjnych<br />
(tab. 3 i 5). Odnosząc średnie wartości relacji K:Mg obliczone dla wody gruntowej i mokrego<br />
opadu, a także dla ładunku tych składników wniesionych na powierzchnię ziemi w rejonie<br />
Falent – 0,46–1,71 (tab. 5), do takich wartości w wodach z terenu zagród stwierdzono, że<br />
są one zbliżone do K : Mg dla wody gruntowej z punktów kontrolnych i studni zagrodowych,<br />
a nawet dla wody wodociągowej 0,21−1,58 (tab. 3).<br />
Relacje potasu do magnezu w glebie i wodzie na tle wybranych<br />
wartości standardowych. Przyjmuje się relację zawartości potasu do magnezu<br />
od 2 : 1 do 3 : 1 jako optymalną z punktu widzenia reakcji na nawożenie tymi składnikami<br />
[Fotyma 1987]. Można więc sądzić, że poza tym przedziałem jest zakłócona ich równowaga.<br />
Tabela 6. Graniczne wartości stężenia potasu i magnezu dla wody do picia* oraz I i V klasy czystości<br />
wód podziemnych i powierzchniowych** i relacje tych składników<br />
Składnik/relacja Woda do picia Wody podziemne Wody powierzchniowe<br />
wymagania<br />
polskie<br />
wymagania<br />
EWG***<br />
I kl. V kl. I kl. V kl.<br />
K (mg·dm -3 ) - 12 10 >20 - -<br />
Mg(mg·dm -3 ) - 50 30 >150- 25 >200<br />
K : Mg - 0,24 0,33 0,13 - -<br />
* Według rozporządzenia… [1990]; ** Według rozporządzenia… [2004]; *** Wartości z Dyrektywy EWG<br />
[Ostrowska i in. 1997]<br />
W pracy Kobierskiego i Pytlarza [2006] oznaczona zawartość całkowita potasu (po<br />
przeliczeniu na czysty składnik) w brunatnych glebach uprawnych wyniosła średnio 1,86%,<br />
w sadowniczych 1,72%, a magnezu odpowiednio 0,53% i 0,65%. Obliczone na tej podstawie<br />
wartości K : Mg – 2,86 i 3,24 były zbliżone do optymalnych.<br />
173
Bioakumulacja<br />
Tabela 7. Standardowe dla potasu i magnezu wartości stężenia w surowicy krwi bydła, zawartości<br />
w paszy łąkowej oraz dziennego spożycia przez ludzi<br />
Składnik/relacja<br />
Surowica krwi bydła*<br />
stężenie fizjologiczne<br />
Zawartość<br />
w paszy<br />
łąkowej**<br />
zawartość<br />
prawidłowa<br />
Zalecane dzienne normy<br />
spożycia***<br />
26–60 lat, aktywność fizyczna<br />
umiarkowana<br />
kobiety mężczyźni<br />
mmol/l<br />
mg/l<br />
średnio<br />
% s m. mg/osobę<br />
K 3,8–6,4 199,3 1,7–2,5 3500 3500<br />
Mg 0,74–1,32 18,3 0,2–0,4 300 370<br />
K : Mg 10,9 8,5–6,2 11,7 9,4<br />
* Według Kruczyńskiej i in. [1994]; ** Według Falkowskiego i in. [1990]; *** Według Norm żywienia [1995].<br />
Wartości te dla gleb badanych zagród w miejscach w pobliżu składowania odchodów<br />
zwierzęcych obejmowały zakres 1,3−2,1, a w miejscach odniesienia – 1,25–1,84.(tab. 1).<br />
Obliczone dla zawartości potasu i magnezu w glebie z długoletnich doświadczeń w 2002 r.<br />
wartości K : Mg obejmowały zakres 0,84−1,35, w przypadku gleb przykładowych łąk produkcyjnych<br />
odpowiednio 0,09–2,0 (tab. 2). Wartości K:Mg dla gleb z zagród, chociaż nieco<br />
większe, nie odbiegały w zasadniczo od średnich wartości tej relacji w glebach z doświadczeń<br />
i łąk. W obu przypadkach te wartości były równe lub mniejsze od dolnej granicy przyjętego,<br />
optymalnego przedziału.<br />
Na podstawie granicznych wartości stężenia potasu i magnezu dla wody do picia oraz<br />
czystości wód podziemnych obliczono relacje ich stężeń. Brak granicznych stężeń potasu<br />
dla wydzielonych klas czystości wód powierzchniowych nie pozwolił obliczyć dla nich wartości<br />
K:Mg [Rozporządzenie...1990; rozporządzenie... 2004]. Wartości tej relacji w obu rodzajach<br />
wód mieszczą się w przedziale 0,13−0,24 (tab. 6). Prezentowane w pracy wartości<br />
K:Mg we wszystkich monitorowanych wodach z terenu zagród znacznie przekraczają relacje<br />
tych składników obliczone na podstawie przyjętych stężeń granicznych (tab. 3). Jedynie<br />
wartość K:Mg dla wody ze studni zagrodowych w gospodarstwach demonstracyjnych gminy<br />
Baranowo, której jakość uległa znacznej poprawie w latach 2004−2006, a także ta wartość<br />
dla wody wodociągowej są zbliżone do wartości standardowych dla wód (tab. 3, 4 i 6).<br />
Tak duże wartości relacji potasu do magnezu, jakie spotykano w wodach z terenu zagród,<br />
stwierdzono, obliczając m.in. K : Mg dla takich materiałów biologicznych, jak surowica<br />
krwi bydła i pasza łąkowa, a także dla zalecanej, dziennej normy spożycia tych składników<br />
przez ludzi (tab. 7)[Kruczyńska i in. 1994; Falkowski i in. 1990; Normy żywienia....1995].<br />
Wartości K : Mg dla standardowych zawartości tych składników, mieszczące się w zakresie<br />
6,2−10,9 i 9,4−11,7, najbardziej odpowiadają wykazanym K : Mg w wodach gruntowych<br />
w miejscach wzorcowych dla zagrody, w pobliżu składowania odchodów zwierzęcych<br />
(6,6−13,9, punkt 1), a nieraz i w miejscach wybranych jako kontrolne (7,7−8,6, punkt 2) −<br />
tabela 3 i 4.<br />
Podsumowanie. Z przytoczonej analizy i porównania wartości relacji K : Mg obliczonych<br />
dla gleb i wód z objętych badaniami i monitoringiem terenów wynika, że wartość K : Mg<br />
i jej zmiany w wodach podziemnych mogłyby być wskaźnikiem naruszenia równowagi tych<br />
składników w środowisku w wyniku oddziaływania produkcji rolnej, zwłaszcza zwierzęcej.<br />
Wydaje się, że wody, zwłaszcza podziemne, są znacznie czulszym ośrodkiem ujawniającym<br />
zakłócenia relacji potasu do magnezu niż gleba. Jak wynika z otrzymanych wartości<br />
K:Mg w porównywanych glebach jego wielkość jest w tym ośrodku dość stabilna, rów-<br />
174
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nież w warunkach znacznego zwiększenia tych zawartości, jak np. w glebie przy gnojowni.<br />
Wykazano, że takie źródło zwiększonej podaży składników nawozowych powoduje jednoczesne<br />
i dość proporcjonalne wzbogacenie gleby w potas i magnez. Obliczone współczynniki<br />
korelacji Persona dla potasu i magnezu w wierzchniej warstwie gleby zagród w punktach<br />
1, a także 2 były wysoce istotne (r = 0,873–0,911 dla n = 28 oraz r = 0,885 dla n =<br />
112). Tymczasem znacząco odmienne wartości K : Mg w wodach narażonych na przenikanie<br />
nadmiernych ilości tych składników, w warunkach ich znacznego rozproszenia na terenie<br />
zagrody w porównaniu z K : Mg w wodach i opadzie mokrym z rejonu Falent wskazują<br />
na zakłócenie równowagi jonowej wody w wyniku oddziaływania zagrody wiejskiej. Bezwzględne<br />
wartości K : Mg podobne do otrzymanych dla przyjętych biologicznych materiałów<br />
standardowych potwierdzają rodzaj oddziaływania. W podsumowaniu, można by wstępnie<br />
odpowiedzieć twierdząco na pytanie dotyczące celu pracy. Jednakże, bardziej wyczerpująca<br />
odpowiedz wymaga dalszych obserwacji i potwierdzenia, m.in. na przykładzie zmian<br />
K : Mg mokrego opadu czy ładunku tych składników wnoszonych z nim na powierzchnie<br />
ziemi w warunkach silnego oddziaływania rozproszenia składników nawozowych ze źródeł<br />
rolniczych lub innych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Anke M., Seifert M., Regius-Möscenyi, Anke S., Schäfer U. 2006a. The importance of potassium<br />
in the food chain of plants, animal and man: Part Two: Potassium concentration in animal and<br />
man. W: Macro and trace elements. 23 th Worshop. September 27 th 2006 Friredrich Schiller<br />
University Jena, Editrs.: M. Anke, K. Kisters, U. Schäfer, H. Schenkel M. Sefert: 750−754.<br />
Anke M., Seifert M.,Lössch E., Müller R. 2006b. The importance of potassium in the food chain<br />
of plants, animal and man: Part Six. Potassium excretion, apparent absorption, balance and<br />
normative requirement. W: Macro and trace elements. 23 th Worshop. September 27 th 2006<br />
Friredrich Schiller University Jena, Editrs.: M. Anke, K. Kisters, U. Schäfer, H. Schenkel M.<br />
Sefert: 773−778.<br />
Falkowski M., Kukułas I., Kozłowski St. 1990. Właściwości chemiczne roślin łąkowych. Skrypty<br />
AR Poznań: 9−97.<br />
Fotyma M., Mercik S., Faber A. 1987. Chemiczne podstawy żyzności gleb i nawożenia. PWRiL,<br />
Warszawa. 184−186.<br />
Kobierski M., Pytlarz K.2006. Potassium and magnesium in orchard and arable cambisoil developed<br />
on glacial till. W: Macro and trace elements. 23 th Worshop. September 27 th 2006 Friredrich<br />
Schiller University Jena, Editrs.: M. Anke, K. Kisters, U. Schäfer, H. Schenkel M. Sefert:<br />
439−444.<br />
Kruczyńska H., Nowak W., Kryszak J.1994. Udział runi pastwiskowej w pokryciu zapotrzebowania<br />
krów na składniki mineralne. Konferencja Naukowa pt.: Związki mineralne w żywieniu<br />
zwierząt. Akademia Rolnicza w Poznaniu, 8−9 IX 1994: 115−120.<br />
Normy żywienia dla ludności w Polsce (energia, białko, tłuszcze, witaminy i składniki mineralne):<br />
1995. Praca zbiorowa pod red. Ś. Ziemlańskiego, Nowa Medycyna <strong>nr</strong> 5: 1−27.<br />
Ostrowska E.B., Płodzik M.A., Sapek A., Wesołowski P., Smoroń S.1997. Jakość ujęć własnych<br />
w gospodarstwach rolnych. W: Konferencja naukowo-techniczna PHARE-FAPA-IMUZ<br />
pt.: Woda jako czynnik warunkujący wielofunkcyjny i zrównoważony rozwój wsi i rolnictwa.<br />
IMUZ, Materiały Seminaryjne 39: 160−168.<br />
Przewodnik łąkarski. 1998 Wyd. PWRiL , Warszawa: 68−70.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia i Opieki Społecznej z dnia 4 maja 1990 r., zmieniające rozporządzenia<br />
w sprawie warunków, jakim powinna podlegać woda do picia i na potrzeby gospodarcze<br />
(DzU <strong>nr</strong> 35, poz. 205).<br />
175
Bioakumulacja<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania<br />
stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz<br />
sposobu interpretacji wyników prezentacji stanu tych wód (DzU <strong>nr</strong> 32, poz. 284).<br />
Sapek A., Sapek B. 2007. Zmiany jakości wody i gleby w zagrodzie i jej otoczeniu w zależności<br />
od sposobu składowania nawozów naturalnych. Rolnictwo polskie i ochrona jakości wody<br />
– monografie. Zeszyty Edukacyjne 11/2007: 114.<br />
Sapek B. 2006. Przedmowa. W: Azot, fosfor i potas w glebie oraz plonowanie trwałego użytku<br />
zielonego na długoletnich doświadczeniach łąkowych 2006. Woda – Środowisko – Obszary<br />
wiejskie, t., zeszyt specjalny (17). Red. nauk. B.Sapek: 5–10.<br />
Sapek B. 2006. Jakość gleby i wody gruntowej z zagrody jako wskaźnik punktowych źródeł rolniczych<br />
zanieczyszczeń w obszarach wiejskich. Woda − Środowisko − Obszar Wiejski, t.6,<br />
z.1 (16): 349–368.<br />
Sapek B., Kalińska D., Nawalany P. 2005. Stężenie składników mineralnych w wodach gruntowych<br />
użytków zielonych na tle ich stężenia w opadzie atmosferycznym. Przegląd Naukowy.<br />
Rocznik XIV, z. 1(<strong>31</strong>): 149–158.<br />
Praca przygotowana w ramach badań realizowanych w projekcie badawczym<br />
KBN <strong>nr</strong> 2P06 SO 1726.<br />
Potassium and magnesium in the soil and water from the farmstead in<br />
the aspect of their equilibrium in the environment<br />
The disturbance of equilibrium and quantitative relation of elements, including potassium<br />
and magnesium in it is observed in the present condition of strong anthropogenic<br />
pressure on environment. As a result of this, the changes of its share and translocation in<br />
several nutritional chain links could appear. In the paper, some attempts were made to answer<br />
the question if K : Mg relation could be an indicator of equilibrium disturbance and if<br />
the farmstead takes the part in it. In the aim of such answer, the investigation results of potassium<br />
and magnesium content in the soil and concentrations of these elements in groundwater<br />
and streams adjoining from farmsteads of farms that ware participated in national<br />
and international programs realized in IMUZ was revised. Such results from long-term meadow<br />
experiments and for agricultural used meadow ware examined as well. Calculated K:<br />
Mg values were taken over and compared with standard values for water quality, pasture<br />
fodder as well as for blood serum of cattle and men diet. From the analysis and comparison<br />
the relation K:Mg values results, that changes of this relation in groundwater (subterraneous<br />
waters) could be the indicator of the equilibrium K and Mg disturbance in environment,<br />
as a result of agricultural, particularly animal, production effect. However, more through answer<br />
on the presented question requires furthers observations and confirmation. Among the<br />
others, on the example of K : Mg changes in wet precipitation as well as in the load of these<br />
elements depositing on the earth, in conditions of strong effect of nutrients dispersion from<br />
agricultural sources.<br />
176
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
WŁAŚCIWOŚCI CHEMICZNE GLEB O RÓŻNYM SPOSOBIE UŻYTKOWANIA<br />
NA OBSZARZE CHRONiONEGO KRAJOBRAZU „DOLINA CZARNEJ WODY*<br />
WPROWADZENIE. Środowisko glebowe, zwłaszcza na obszarach prawnie chronionych,<br />
charakteryzują często unikatowe cechy, czyniąc wykształcone tam gleby bardzo wartościowymi<br />
z punktu widzenia przyrodniczego. Do grupy najciekawszych utworów glebowych<br />
pod względem ekologicznym należą gleby zlokalizowane w obrębie dolin rzecznych<br />
oraz teras zalewowych. Jednym z terenów, które charakteryzują takie właściwości glebowe<br />
jest obszar chronionego krajobrazu „Doliny Czarnej Wody”, zlokalizowany w zachodniej<br />
części województwa dolnośląskiego. Swoje unikatowe wartości przyrodnicze „Dolina Czarnej<br />
Wody” zawdzięcza w największej mierze naturalnie rozbudowanemu, dużemu systemowi<br />
niewielkich cieków wodnych, zasilających główną rzekę obszaru – Czarną Wodę. Jest to<br />
region cechujący się dużą ilością terenów zalewowych, podmokłych i torfowych. Przedmiotem<br />
kompleksowej ochrony stały się tu zachowane w naturalnym stanie ekosystemy leśne<br />
i trwałe użytki zielone, tworzące największe tego typu ekosystemy na Dolnym Śląsku [Kiełbasa<br />
1991].<br />
Do dnia dzisiejszego w zasadzie nie zrealizowano na obszarze chronionego krajobrazu<br />
„Dolina Czarnej Wody” większych projektów badawczych, szczególnie dotyczących jego<br />
dokładniejszej waloryzacji przyrodniczej. Wśród bardzo nielicznych opracowań dotyczących<br />
tego rejonu, dominują prace w największej mierze o charakterze ogólnym lub typowo<br />
geograficznym. Wykonanie badań dotyczących występujących tutaj gleb o zróżnicowanym<br />
składzie oraz właściwościami będzie miało również znaczenie w kontekście wdrażania<br />
w naszym kraju Europejskiej Sieci Ekologicznej Natura 2000 [Domin 2005].<br />
Celem pracy było określenie wybranych właściwości chemicznych gleb o różnym sposobie<br />
użytkowania na obszarze chronionego krajobrazu „Dolina Czarnej Wody”.<br />
MATERIAŁ I METODYKA. Badaniami objęto gleby leśne i użytkowane rolniczo w granicach<br />
obszaru chronionego krajobrazu „Dolina Czarnej Wody”. Przy wyborze miejsc odkrywek<br />
kierowano się urozmaiceniem siedliskowym występującym na tym terenie, różnicami<br />
w użytkowaniu gleb oraz odległością od właściwego koryta rzeki Czarna Woda. Po<br />
wytypowaniu najbardziej reprezentatywnych lokalizacji wykonano w orientacyjnym transekcie<br />
przecinającym obszar „Doliny Czarnej Wody” z południa na północ 6 profili glebowych,<br />
wśród których 3 znajdowały się na terenach leśnych, 2 − na obszarach użytków zielonych,<br />
natomiast 1 na terenie użytkowanym jako grunty orne.<br />
Z wyznaczonych poziomów genetycznych pobrano próbki glebowe, w których oznaczono:<br />
• odczyn gleb – potencjometrycznie,<br />
• zawartość węgla organicznego metodą Tiurina,<br />
• zawartość azotu ogólnego metodą Kjeldahla,<br />
• przyswajalne formy P i K – metodą Wegnera –Riehma,<br />
• przyswajalny Mg – metodą Schachtschabela,<br />
• całkowitą zawartość form ogólnych wybranych metali ciężkich – metodą AAS, po mineralizacji<br />
w stężonym kwasie nadchlorowym.<br />
WYNIKI. Analizowane gleby z rejonu „Dolina Czarnej Wody” reprezentują różnorodne<br />
działy systematyki gleb. Występują tu: mady właściwe lekkie i średnie płytkie – profile 1 i 6,<br />
gleba brunatna kwaśna i rdzawa – profile 2 i 5, gleba gruntowo-glejowa właściwa – profil 3<br />
oraz gleba torfowo-murszowa – profil 4 (tab. 1).<br />
* Dr inż. Dorota Kawałko − Instytut Nauk o Glebie i Ochrony Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy<br />
we Wrocławiu.<br />
177
Bioakumulacja<br />
Skład granulometryczny badanych gleb wykazywał niewielkie zróżnicowanie. W utworach<br />
tych przeważały piaski, o różnym stopniu ciężkości, choć profil <strong>nr</strong> 3 to gleba wytworzona<br />
ze żwiru gliniastego na piasku luźnym, przewarstwiona gliną ciężką. Wyjątek stanowi gleba<br />
murszowa (profil 4) znajdująca się na użytku zielonym, która należy do gleb organicznych<br />
i jest jedynie podścielona piaskiem słabogliniastym [Kawałko, Fedorak, Borkowski 2007].<br />
Wszystkie analizowane gleby mają odczyn silnie kwaśny, kwaśny i lekko kwaśny, pH<br />
mierzone w 1n KCl mieści się w granicach od 2,9 (poziom A, profil 1) do 5,8 (poziom Dgg,<br />
profil 4).<br />
Gleby te wskazują typowe rozmieszczenie substancji organicznej z maksymalną jej<br />
zawartością w poziomie akumulacyjnym, stopniowo zmniejszającą się wraz z głębokością.<br />
Największa zawartość węgla organicznego (C org.) charakteryzuje glebę torfowo–murszową<br />
(profil 4), o czym zdecydowała przewaga substancji organicznej nad mineralną frakcją<br />
gleby. Uwidacznia się to szczególnie w poziomie Otni2, gdzie ilość węgla organicznego<br />
przekracza 34 % (tab.1).<br />
W glebach leśnych zawartość węgla organicznego wyraźnie koreluje z trofizmem siedliska.<br />
W żyznym lesie wilgotnym (profil 1) zawartość węgla organicznego wynosi w poziomie<br />
akumulacyjnym 8,32 %, natomiast w uboższym borze mieszanym wilgotnym (profil 2)<br />
w tym samym poziomie wynosi 2,45 %. Zawartość C org. w pozostałych glebach użytkowanych<br />
rolniczo waha się w granicach od 0,45 % (poziom Cg1, profil 6) do 4,02 % (poziom<br />
Ad, profil 6) (tab. 1).<br />
Ilość azotu ogólnego w badanych glebach mieści się w przedziale od 0,06 % (poziom<br />
Bbr, profil 5; poziom Cg1, profil 6) do 2,18 % (poziomie Otni2, profil 4). Analizowana gleba<br />
torfowo-murszowa (profil 4) wykazuje największą zawartość azotu, która niemal we wszystkich<br />
poziomach przekracza 1,5 %. Według danych literaturowych najbogatsze pod względem<br />
zasobności w azot są gleby organiczne – w glebach torfowych może on występować<br />
w ilości 3,5 % [Bednarek i in. 2004]. Wśród gleb mineralnych najzasobniejszym w azot okazał<br />
się poziom A lasu wilgotnego (profil 1), gdzie zawartość azotu wynosi 0,49 %.<br />
W glebach „Doliny Czarnej Wody” stosunek C:N mieści się w granicach 4,5 - 36,0.<br />
W większości próbek poddanych analizie parametr ten jest wysoki, co świadczy o niskiej<br />
aktywności biologicznej gleb i powolnej mineralizacji materiału organicznego. Wynikiem<br />
tego jest niska dostępność azotu dla roślin. Pierwiastek ten w większości pobierany jest<br />
przez mikroorganizmy, zostaje zatem tymczasowo unieruchomiony [Mocek 2000]. Najkorzystniejszy<br />
stosunek węgla do azotu występuje na gruncie ornym (profil 5),gdzie jego wartość<br />
mieści się w przedziale 7,8 − 10,5 (tab. 1).<br />
W analizowanych glebach zawartość fosforu przyswajalnego (P) waha się w szerokim<br />
przedziale. Największą ilość P, wynoszącą 728 mg∙kg -1 gleby, odnotowano w poziomie<br />
Mtni1 w profilu 4. Najmniejszą zawartość tego pierwiastka cechuje poziom skały macierzystej<br />
w profilu 6, gdzie zwartość fosforu przyswajalnego nie przekracza 0,4 mg∙kg -1 gleby<br />
(tab. 1). Rozmieszczenie fosforu w profilach glebowych przeważnie zmniejsza się wraz ze<br />
wzrostem głębokości. Inaczej jest w poziomach: Bv odkrywki 2, Gor odkrywki 3 i w poziomie<br />
AC odkrywki 6. Chociaż nie są to poziomy powierzchniowe, zawartość fosforu jest w nich<br />
nieco podwyższona.<br />
Nagromadzenie fosforu w warstwie powierzchniowej gleby wynika z jego małej ruchliwości.<br />
W odróżnieniu od azotu pierwiastek ten zwykle pozostaje w warstwie ornej, do której<br />
został wprowadzony wraz z nawozami. W szczególnych przypadkach fosfor może ulegać<br />
przeniesieniu w głąb profilu glebowego i występować tam w większych ilościach [Chodak<br />
2004]. Czynnikiem za to odpowiedzialnym są intensywne opady atmosferyczne albo też<br />
wysokie uwilgotnienie terenu. Wraz z wodą fosfor przechodzi w wyniku przesiąkania do<br />
poziomów głębszych i zalega w nich już jako niedostępny dla roślinności zielnej [Szczerek<br />
1994].<br />
178
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Wybrane właściwości badanych gleb<br />
Nr<br />
profilu<br />
Użytek<br />
1<br />
Lw<br />
2<br />
Bmw<br />
3<br />
Olj<br />
4<br />
Łąka<br />
5<br />
Pole<br />
orne<br />
6<br />
Łąka<br />
Poziom<br />
A<br />
IIA<br />
C<br />
IICgg<br />
A<br />
ABv<br />
Bv<br />
C<br />
IIC<br />
A<br />
Gor<br />
n<br />
Gr<br />
Mtni1<br />
Mtni2<br />
Otni1<br />
Otni2<br />
Dgg<br />
A<br />
Bbr<br />
C<br />
Ad<br />
A<br />
AC<br />
Cg1<br />
Cg2<br />
C3<br />
n.o. − nie oznaczono.<br />
Głębokość<br />
[cm]<br />
Skład<br />
granulometryczny<br />
pH KCl<br />
C N<br />
C:N<br />
Zawartość form<br />
przyswajalnych<br />
[mg∙kg -1 ]<br />
poziomu pobrania [%] P K Mg<br />
0−7<br />
7−12<br />
12−35<br />
35−150<br />
0−20<br />
20−55<br />
55−75<br />
75−110<br />
110−160<br />
0−10<br />
10−28<br />
28−<strong>31</strong><br />
<strong>31</strong>−115<br />
0−15<br />
15−25<br />
25−90<br />
>90<br />
0−40<br />
40−70<br />
70−120<br />
0−10<br />
10−20<br />
20−32<br />
32−52<br />
52−72<br />
72−93<br />
1−6<br />
7−12<br />
21−26<br />
58−63<br />
70-75<br />
7−12<br />
30−35<br />
62−67<br />
85−90<br />
125−130<br />
2−7<br />
20−25<br />
28−<strong>31</strong><br />
70−75<br />
0−5<br />
5−10<br />
10−15<br />
18−23<br />
35−40<br />
70−75<br />
95−100<br />
8−13<br />
28−33<br />
48−53<br />
60−65<br />
110−115<br />
3−8<br />
13−18<br />
24−29<br />
35−40<br />
59−64<br />
79−84<br />
glp<br />
pgmp<br />
gl<br />
pl<br />
pl<br />
pl<br />
pl<br />
pl<br />
ps<br />
gc<br />
żg<br />
gl<br />
gcp<br />
pl<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
ps<br />
pgl<br />
pgl<br />
pl<br />
pl<br />
pl<br />
pgm<br />
pgm<br />
pgl<br />
pl<br />
pl<br />
pl<br />
2,9<br />
3,0<br />
3,1<br />
3,9<br />
3,1<br />
3,4<br />
4,2<br />
4,3<br />
4,4<br />
4,0<br />
4,5<br />
4,9<br />
5,3<br />
4,9<br />
4,7<br />
5,2<br />
5,5<br />
5,4<br />
5,6<br />
5,8<br />
5,1<br />
5,0<br />
4,7<br />
5,0<br />
5,2<br />
4,5<br />
5,0<br />
5,5<br />
5,6<br />
5,6<br />
5,6<br />
8,32<br />
2,32<br />
1,26<br />
n.o.<br />
2,45<br />
1,51<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
5,60<br />
1,69<br />
2,61<br />
n.o.<br />
21,4<br />
0<br />
13,3<br />
6<br />
9,00<br />
15,8<br />
8<br />
1,02<br />
0,81<br />
0,63<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
4,02<br />
1,83<br />
1,02<br />
0,45<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
0,49<br />
0,12<br />
0,10<br />
n.o.<br />
0,15<br />
0,12<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
0,37<br />
0,11<br />
0,15<br />
n.o.<br />
1,94<br />
1,56<br />
1,28<br />
0,44<br />
2,18<br />
1,76<br />
n.o.<br />
0,13<br />
0,10<br />
0,06<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
0,24<br />
0,20<br />
0,10<br />
0,06<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
16,9<br />
19,3<br />
12,6<br />
n.o.<br />
16,3<br />
12,3<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
15,1<br />
15,3<br />
17,4<br />
n.o.<br />
11,0<br />
8,5<br />
7,0<br />
36,0<br />
15,8<br />
20,0<br />
n.o.<br />
7,8<br />
8,1<br />
10,5<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
16,8<br />
9,1<br />
10,2<br />
4,5<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
122<br />
29<br />
13<br />
2<br />
4<br />
0,4<br />
4<br />
2<br />
0,4<br />
37<br />
56<br />
40<br />
8<br />
728<br />
671<br />
291<br />
99<br />
37<br />
56<br />
n.o.<br />
44<br />
47<br />
9<br />
8<br />
4<br />
n.o.<br />
13<br />
33<br />
2<br />
0,4<br />
0,4<br />
243<br />
141<br />
97<br />
19<br />
14<br />
12<br />
10<br />
40<br />
81<br />
71<br />
40<br />
33<br />
8<br />
520<br />
139<br />
51<br />
37<br />
124<br />
19<br />
n.o.<br />
141<br />
110<br />
87<br />
49<br />
16<br />
n.o.<br />
22<br />
13<br />
15<br />
8<br />
8<br />
56<br />
22<br />
23<br />
10<br />
5<br />
6<br />
7<br />
53<br />
150<br />
95<br />
92<br />
112<br />
23<br />
650<br />
350<br />
350<br />
440<br />
590<br />
840<br />
n.o.<br />
86<br />
92<br />
47<br />
36<br />
13<br />
n.o.<br />
75<br />
35<br />
11<br />
12<br />
9<br />
Zawartość potasu (K) w analizowanych glebach waha się w przedziale od 520 mg∙kg -1<br />
gleby (Mtni1, profil 4) do 8 mg∙kg -1 gleby (poziomy skały macierzystej, profil 6). W profilu glebowym<br />
zaznacza się pionowe zróżnicowanie zawartości potasu. Ilość tego pierwiastka przeważnie<br />
zmniejsza się wraz ze wzrostem głębokości (tab. 1). Odmienna sytuacja ma miejsce<br />
w profilu 2, gdzie zasobność w potas poziomów C i IIC jest większa niż w poziomach powierzchniowych.<br />
To samo zjawisko występuje w odkrywce 4 w poziomie Otni1. Nagromadzenie<br />
potasu na tej głębokości jest spowodowane jego przemieszczeniem się pod wpływem<br />
wód opadowych. W profilu 2 występuje gleba rdzawa wytworzona z piasku luźnego o uboższym<br />
kompleksie sorpcyjnym, który nie jest w stanie zatrzymać tego pierwiastka w poziomach<br />
powierzchniowych. W glebie torfowo-murszowej natomiast (profil 4) wskutek słabego<br />
wiązania tego składnika przez substancję organiczną przemieszcza się on do głębszych<br />
warstw pod wpływem wody opadowej [Lityński, Jurkowska 1982]. Ponad połowa analizowanych<br />
gleb wykazuje niedobór potasu.<br />
179
Bioakumulacja<br />
Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w badanych glebach<br />
Nr profilu<br />
Użytek<br />
1<br />
Lw<br />
2<br />
Bmw<br />
3<br />
Olj<br />
4<br />
Poziom<br />
A<br />
IIA<br />
C<br />
IICgg<br />
A<br />
ABv<br />
Bv<br />
C<br />
IIC<br />
A<br />
Gor<br />
n<br />
Gr<br />
Mtni1<br />
Głębokość [cm] Zawartość [mg∙kg -1 ]<br />
poziomu pobrania Zn Cu Pb<br />
0−7<br />
7−12<br />
12−35<br />
35−150<br />
0−20<br />
20−55<br />
55−75<br />
75−110<br />
110−160<br />
0−10<br />
10−28<br />
28−<strong>31</strong><br />
<strong>31</strong>−115<br />
0−15<br />
1−6<br />
7−12<br />
21−26<br />
58−63<br />
7−12<br />
30−35<br />
62−67<br />
85−90<br />
125−130<br />
2−7<br />
20−25<br />
28−<strong>31</strong><br />
70−75<br />
0−5<br />
51,50<br />
20,50<br />
9,00<br />
n.o.<br />
6,50<br />
2,00<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
33,25<br />
13,00<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
56,75<br />
60,25<br />
37,50<br />
28,75<br />
n.o<br />
20,50<br />
11,75<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
53,50<br />
33,00<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
73,00<br />
38,25<br />
44,00<br />
38,75<br />
n.o.<br />
13,00<br />
6,50<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
81,75<br />
93,50<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
83,50<br />
Łąka<br />
Mtni2<br />
Otni<br />
Dgg<br />
15−25<br />
25−90<br />
>90<br />
18−23<br />
35−40<br />
95−100<br />
41,75<br />
24,75<br />
n.o.<br />
29,50<br />
14,50<br />
n.o.<br />
48,50<br />
12,25<br />
n.o.<br />
5<br />
Pole<br />
orne<br />
A<br />
Bbr<br />
C<br />
0−40<br />
40−70<br />
70−120<br />
120−150<br />
8−13<br />
28−33<br />
48−53<br />
110−115<br />
130−135<br />
15,00<br />
16,25<br />
5,50<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
36,75<br />
34,75<br />
16,50<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
48,75<br />
52,50<br />
29,00<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
6<br />
Łąka<br />
Ad<br />
A<br />
AC<br />
Cg1<br />
Cg2<br />
C3<br />
0−10<br />
10−20<br />
20−32<br />
32−52<br />
52−72<br />
72−93<br />
3−8<br />
13−18<br />
24−29<br />
35−40<br />
59−64<br />
79−84<br />
14,25<br />
13,50<br />
9,25<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
38,25<br />
37,00<br />
26,00<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
65,25<br />
52,25<br />
<strong>31</strong>,25<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o.<br />
n.o. – nie oznaczono.<br />
Analizując zawartość magnezu (Mg) przyswajalnego, za najbardziej zasobny w ten<br />
pierwiastek należy uznać poziom Otni2 w profilu 4 (840 Mg∙kg -1 gleby, tab. 1). Najuboższymi<br />
w magnez są poziomy A, ABv, Bv w profilu 2 oraz poziom C3 w profilu 6, gdzie<br />
ilość Mg nie przekracza 10 mg∙kg -1 gleby. Ilość magnezu maleje wraz ze wzrostem głębokości<br />
w profilach 1, 3, 5 i 6. W profilu 2 zależność ta jest całkowicie inna – zawartość<br />
magnezu zwiększa się w głąb profilu i w poziomie skały macierzystej osiąga wartość<br />
największą.<br />
Najbardziej zróżnicowane rozmieszczenie tego pierwiastka ma miejsce w glebie organicznej<br />
(profil 4). Od powierzchni do głębokości 15 cm zawartość Mg ulega stopniowemu<br />
zmniejszeniu, jednak już w poziomie Mtni2 jego ilość zwiększa się i stopniowo rośnie w głąb<br />
profilu. Taki rozkład może być wynikiem działania wód. Wody powierzchniowe powodują<br />
wymycie Mg do głębokości 15 cm, bliskie sąsiedztwo rowu melioracyjnego powoduje natomiast<br />
oddolny podsiąk wód zebranych z okolicznych pól, które bogate są w związki magnezu.<br />
Duży wpływ na taką migrację magnezu może mieć też kwaśny odczyn gleby. Jest<br />
to jeden z czynników powodujących zubożenie takiej gleby. Dzieje się tak, ponieważ jony<br />
Mg 2+ są znacznie słabiej zatrzymywane przez kompleks sorpcyjny niż kationy Ca 2+ . Razem<br />
z jonami potasu i sodu są wypierane z kompleksu przez jony wodorowe, a następnie przemieszczane<br />
w głąb profilu glebowego [Lityński, Jurkowska 1982].<br />
180
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Cynk (Zn) jest jednym z najbardziej mobilnych pierwiastków. W analizowanych glebach<br />
jego zawartość kształtuje się na poziomie od 2,0 mg∙kg -1 (ABv, profil 2) do 56,75 mg∙kg -1<br />
(Mtni1, profil 4). Wyraźnie wyższą zawartością Zn odznacza się obiekt 4 tj. gleba murszowo–torfowa,<br />
gdzie w każdym poziomie genetycznym ilość tego pierwiastka przekracza wartość<br />
20 mg∙kg -1 (tab. 2).<br />
Zawartość miedzi w badanych glebach wynosi od 11,75 mg∙kg -1 (poziom ABv, profil 2)<br />
do 73,0 mg∙kg -1 (Mtni1, profil 4). Według liczb granicznych IUNG [Kabata – Pendias i in.<br />
1995] zawartość naturalna miedzi kształtuje się na poziomie 20 mg∙kg -1 , stąd analiza uzyskanych<br />
wyników pozwala stwierdzić, że nieco większa zawartość miedzi jest efektem oddziaływania<br />
przemysłu rozwiniętego na terenie LGOM. Największa koncentracja miedzi ma<br />
miejsce w poziomach powierzchniowych, co potwierdza literatura [Gworek, Jeske 1996,<br />
Szopka i in. 2005, Terelak i in. 2000].<br />
W badanych glebach zawartość ołowiu (Pb) jest największa spośród zawartości wszystkich,<br />
oznaczonych metali ciężkich. Ilość Pb mieści się w granicach od 6,5 mg∙kg -1 (ABv, profil<br />
2) do 93,50 mg∙kg -1 (Gor, profil 3). Zmniejszanie się zawartości Pb wraz ze wzrostem<br />
głębokości ma miejsce w profilach: 2, 4 i 6. W pozostałych odkrywkach występują wahania<br />
w pionowym rozmieszczeniu Pb, tu w poziomach podpowierzchniowych zawartość tego<br />
pierwiastka jest większa niż w poziomach próchnicznych.<br />
W poziomach powierzchniowych analizowanych gleb nie zostały przekroczone dopuszczalne<br />
normy ustalone dla cynku, miedzi i ołowiu w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia<br />
9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi.<br />
WNIOSKI. Na podstawie analizy wyników przeprowadzonych badań sformułowano następujące<br />
wnioski:<br />
1. Wszystkie analizowane gleby mają odczyn silnie kwaśny, kwaśny i lekko kwaśny, co jest<br />
wynikiem zachodzącego procesu wymywania, potęgowanego obecnością kwasów organicznych<br />
powstających podczas rozkładu i przemieszczania substancji organicznej.<br />
2. Zawartość form przyswajalnych fosforu, potasu i magnezu w glebach mineralnych jest<br />
niska lub średnia, natomiast gleba organiczna wykazuje bardzo wysokie zawartości<br />
tych składników.<br />
3. Koncentracja miedzi, cynku i ołowiu w badanych glebach jest niska i kształtuje się<br />
na poziomie wartości naturalnych. Biorąc pod uwagę wartości graniczne opracowane<br />
przez IUNG, jedynie gleby użytkowane rolniczo wykazują podwyższoną zawartość<br />
miedzi i cynku.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bednarek R., Dziadowiec H., Pokojska U., Prusinkiewicz Z. 2004. Badania ekologiczno-gleboznawcze.<br />
PWN, Warszawa.<br />
Chodak T. 2004. Oddziaływanie fosforu na proces eluwialny w glebach ornych. Prace Naukowe<br />
AE we Wrocławiu 1017: 11–24.<br />
Domin A. 2005. Charakterystyka gleb na tle warunków przyrodniczych obszaru chronionego krajobrazu<br />
Dolina Czarnej Wody. Praca magisterska wykonana pod kierunkiem dr inż. D. Kawałko<br />
w IGiOŚR, AR Wrocław (maszynopis).<br />
Gworek B., Jeske K. 1996. Pierwiastki śladowe i żelazo w glebach uprawnych wytworzonych<br />
z utworów glacjalnych. Rocz. Gleb. 47, supl.: 51–63.<br />
Kabata–Pendias A. i in. 1995. Podstawy oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb metalami<br />
ciężkimi, siarką i WWA. PIOŚ i IUNG, Puławy: 16–18.<br />
181
Bioakumulacja<br />
Kawałko D., Fedorak A., Borkowski J. 2007. Właściwości fizyczne gleb o różnym sposobie użytkowania<br />
na obszarze chronionego krajobrazu Dolina Czarnej Wody. Zesz. Prob.. Post. Nauk<br />
Rol. 521 (praca w druku).<br />
Kiełbasa K. 1991. Obszar Chronionego Krajobrazu Dolina Czarnej Wody. Wyd. PTTK o/Legnica:<br />
1–6.<br />
Lityński T., Jurkowska H. 1982. Żyznośc i odżywianie się roślin. PWN, Warszawa.<br />
Mocek A., Drzymała S., Maszner P. 2000. Geneza, analiza i klasyfikacja gleb. AR Poznań.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości<br />
ziemi. (Dz U z 2002 r. <strong>nr</strong> 165, poz.1359).<br />
Szczerek E. 1994. Wpływ zabiegów pratotechnicznych na kształtowanie się właściwości zadawnionej<br />
mady lekkiej. Praca magisterska wykonana pod kierunkiem prof. dr hab. J. Borkowskiego<br />
w IGiOŚR, AR Wrocław.<br />
Szopka., Karczewska A., Kabała C., Duszyńska D. 2005. Lokalna zmienność zawartości ołowiu,<br />
miedzi i cynku w glebach leśnych Karkonoskiego Parku Narodowego – na podstawie wybranych<br />
punktów monitoringu ekosystemów leśnych. Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia,<br />
tom III IOŚ, Warszawa: 17–21.<br />
Terelak H., Motowicka-Terelak T., Słuczynska T., Pietruch Cz. 2000. Pierwiastki śladowe Cd, Cu,<br />
Ni, Pb, Zn w glebach użytków rolnych Polski. Biblioteka Monitoringu Środowiska. IOŚ Warszawa.<br />
CHEMICAL PROPERTIES OF SOILS IN DIFFERENT CATEGORY OF USE IN THE AREA<br />
OF PROTECTED LANDSCAPE VALLEY OF BLACK WATER<br />
The main of this work was analyzing the chemical properties of soils in different category<br />
of use in the area of protected landscape valley of Black Water. The examined soils<br />
belong to different division of classification. There are river alluvial soils, an acid brown soil,<br />
a rusty soil, a gley soil and a peat-muck soil. The analyzed soils characterize a strongly<br />
acidic and acidic reaction. Typical distribution of organic matter with maximum content in accumulative<br />
horizon, decreasing progressively with depth, was observed in almost the soils.<br />
There are low or middle content of the available phosphorus, potassium and magnesium in<br />
the mineral soils and very high content of the nutrients in the organic soil. The conducted investigations<br />
indicate no pollution of the soils with heavy metals.<br />
182
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
MIGRACJA CYNKU, OŁOWIU i KADMU W UKŁADZIE GLEBA – ROŚLINA*<br />
WPROWADZENIE. Metale ciężkie, w tym cynk, ołów i kadm, są bardzo ważnym elementem<br />
skorupy ziemskiej. Są uważane za nieodnawialne bogactwa naturalne. Problem środowiskowy,<br />
jaki stwarzają te metale ciężkie, jest złożony. Z jednej strony mamy do czynienia ze<br />
znacznym ubytkiem rud, w skład których metale te wchodzą, z drugiej zaś, występują one w coraz<br />
wyższych stężeniach w żywych organizmach (rośliny, zwierzęta i ludzie) i w środowisku,<br />
w którym bytują te organizmy. Przyczyną rozproszenia i wzrostu toksycznego wpływu wielu metali<br />
na organizmy żywe są głównie procesy antropogeniczne [Niesiobędzka i in. 2005].<br />
Przemiany chemiczne i biochemiczne, jakim ulęgają metale ciężkie, zdolność do migracji<br />
oraz bioakumulacja mają zasadnicze znaczenie dla stanu naturalnego środowiska<br />
[Kabata-Pendias, Pendias1993]. Głównym źródłem pierwiastków śladowych dla roślin jest<br />
gleba. Pobieranie pierwiastków śladowych z zanieczyszczonych gleb przez rośliny w nadmiarze<br />
działa na rośliny fitotoksyczne. Jedną z metod „zablokowania” metali ciężkich w glebie,<br />
a zatem ograniczenia ich pobierania przez rośliny, może być związanie tych metali<br />
przez materię organiczną gleb [Kwiatkowska, Maciejewska 2005]. Potencjalnym źródłem<br />
materii organicznej w glebach mogą być odpowiedniej jakości odpady organiczne, zwane<br />
również niekonwencjonalnymi substancjami nawozowymi. Należą do nich wszelkiego rodzaju<br />
komposty, osady ściekowe, węgiel brunatny i inne [Lekman i in. 1997; Wołoszyk i in.<br />
2005]. W ostatnich latach są prowadzone badania nad wykorzystaniem Rekultera – nawozu<br />
z węgla brunatnego – do poprawy żyzności i właściwości gleb słabych i zdegradowanych<br />
[Maciejewska, Kwiatkowska 1998, 2000, 2002; Motowicka-Terelak i in. 1998].<br />
Celem badań było określenie wpływu dawki materii organicznej z Rekultera na migrację<br />
cynku, ołowiu i kadmu w układzie gleba–roślina.<br />
MATERIAŁ I METODY BADAŃ. Badania prowadzono w wazonach kamionkowych bez<br />
dna (umieszczonych w gruncie), o średnicy 40 cm i wysokości 120 cm, które wypełniono<br />
glebą płową właściwą, [wg FAO, Haplic Luvisols], wytworzoną z piasku gliniastego mocnego<br />
na glinie lekkiej, klasy bonitacyjnej IVa, kompleksu przydatności rolniczej żytniego bardzo<br />
dobrego, w ilości 56 kg na wazon. W 1999 r. do gleby wprowadzono jednorazowo i wymieszano<br />
z całą masą gleby w wazonach nawóz organiczno-mineralny z węgla brunatnego<br />
„Rekulter”(R), w dawkach na wazon odpowiednio 180 g (dawka 1), 360 g (dawka 2) i 720 g<br />
(dawka 3), co odpowiadało 5 t C org., 10 t C org. oraz 20 t C org. na ha. Rekulter zawierał<br />
w suchej masie 85% węgla brunatnego, 10% torfu niskiego oraz 4% popiołu z węgla brunatnego.<br />
Jednocześnie wprowadzono do gleby metale ciężkie, w ilości: cynku (Zn) – 90 mg . kg -<br />
1<br />
w formie ZnSO 4.<br />
7 H 2<br />
O, ołowiu (Pb) – 60 mg . kg -1 w formie Pb(NO3) 2<br />
i kadmu (Cd) – 0,8<br />
mg . kg -1 w formie Cd(NO 3<br />
) . 4 H 2<br />
O. Glebę tę charakteryzowała zwiększona zawartość metali<br />
ciężkich – I stopień [Kabata-Pendias 1993].<br />
W ramach doświadczenia uprawiano w 2001 r. pszenicę ozimą, a następnie szpinak.<br />
Zabiegi agrotechniczne wykonano zgodnie z zaleceniami agrotechnicznymi. Zastosowano<br />
średnio następujące dawki składników pokarmowych: azot (N) – 190, fosfor (P) – 46, potas<br />
(K) – 175 kg . ha -1 . Po zbiorze nadziemnych części roślin wybrano korzenie i zważono plon<br />
świeżej masy roślin, a po wysuszeniu plon suchej masy. W próbach roślinnych zmineralizawanych<br />
w mieszaninie stężonych kwasów (HNO 3<br />
+ HClO 4<br />
) w stosunku 4:1 oznaczono<br />
ogólną zwartość kadmu, ołowiu i cynku metodą ICP.<br />
Próbki gleb pobrano po zbiorach roślin z warstwy powierzchniowej (0–20 cm). W próbach<br />
glebowych zmineralizawanych w mieszaninie stężonych kwasów HCl + HNO 3<br />
(3:1 +<br />
* Prof. dr hab. Alina Maciejewska, dr inż. Jolanta Kwiatkowska – Zakład Gleboznawstwa<br />
i Ochrony Gruntów, Instytut Geodezji Gospodarczej, Politechnika Warszawska.<br />
183
Bioakumulacja<br />
30% H 2<br />
O 2<br />
) oznaczono kadmu, ołów i cynk. Do oznaczenia bioprzystępnych form cynku,<br />
ołowiu i kadmu w glebie zastosowano selektywną ekstrakcję za pomocą 0,05 M roztworu<br />
EDTA [Ure 1996]. Współczynnik bioakumulacji metali ciężkich (BF) wyznaczono jako stosunek<br />
zawartości metali ciężkich w suchej masie roślin i w suchej masie gleby.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Plony świeżej i suchej masy roślin przedstawiono w tabeli 1.<br />
Nawożenie Rekulterem (nawóz z węgla brunatnego) spowodowało wzrost plonu pszenicy<br />
i szpinaku. Największy (386 g) sumaryczny plon ziarna i słomy świeżej masy pszenicy uzyskano<br />
przy wprowadzeniu największej dawki Rekultera (720 g na wazon), tj. o ok. 220%<br />
w stosunku do kontroli. Plon świeżej masy szpinaku również był największy przy największej<br />
dawce Rekultera (dwaka 3 w tabl. 1). Zwiększenie wielkości plonu roślin wraz ze zwiękaszaniem<br />
dawki Rekultera wynikało z tego, że jest on dla roślin źródłem N, P, K, Mg i Ca<br />
oraz mikroelementów. Jest to zbieżne z wynikami badań otrzymanymi przez autorów [Maciejewska<br />
A., Kwiatkowska J., 2001]. Rekulter ze względu na dużą porowatość węgla brunatnego<br />
ma dużą pojemność sorpcyjną nie tylko w stosunku do wody, ale i do składników<br />
pokarmowych. Działa przez to buforująco na odczyn gleby i stężenie składników pokarmowych<br />
w roztworze glebowym, stwarzając lepsze warunki wegetacji roślin. Wartość nawozowa<br />
substancji organicznej Rekultera wyrażona plonem pszenicy i szpinaku zwiększała<br />
się wraz z dawką tego nawozu. Tak korzystny wpływ dodatku materii organicznej do gleby<br />
stwierdzono również we wcześniejszych badaniach [Maciejewska, Kwiatkowska 2001;<br />
2005; Sienkiewicz i in. 2005; Wołoszyk i in. 2005].<br />
Tabela 1. Plon pszenicy i szpinaku świeżej i suchej masy w g. w zależności od dawki Rekultera<br />
Dawka<br />
Pszenica<br />
Szpinak<br />
(g na wazon) świeża masa sucha masa świeża masa sucha masa<br />
Kontrola (K) 173,7 96,3 5,6 4,3<br />
180 (dawka 1) 338,7 213,5 47,7 14,6<br />
360 (dawka 2) 367,5 237,5 35,3 14,3<br />
720 (dawka 3) 386,0 226,3 61,8 17,8<br />
Pod wpływem Rekultera zmniejszyła się zawartość Cd, Pb i Zn w pszenicy i szpinaku<br />
(tab. 2.). Dodatek substancji organicznej z węgla brunatnego do gleby w postaci Rekultera powodował<br />
zmniejszenie bioprzystępności metali ciężkich dla roślin, a zatem ich pobrania przez<br />
rośliny, czyli mniejsze zanieczyszczenie pierwszego ogniwa w łańcuchu pokarmowym.<br />
Zawartość miedzi (Cd) była największa we wszystkich częściach (ziarno, słoma) pszenicy<br />
i szpinaku przy dawce kontrolnej, najmniejsza natomiast przy kombinacji, gdzie zastosowano<br />
największą dawkę Rekultera. Uzyskane wyniki potwierdzają badania innych<br />
autorów [Karczewska i in. 1996, Motowicka-Terelak i in. 1998], w których dodatek węgla<br />
brunatnego powodował zmniejszenie zawartości miedzi w roślinach.<br />
Zawartość ołowiu (Pb) w pszenicy i szpinaku była wyższa przy dawce kontrolnej w porównaniu<br />
do obiektów nawożonych Rekulterem (tab. 2.). Wraz ze wzrostem dawki Rekultera<br />
zmniejszała się zawartość Pb w pszenicy i szpinaku.<br />
Zawartość cynku (Zn) w pszenicy i szpinaku również malała pod wpływem materii organicznej<br />
z Rekultera (tab. 2.). W pszenicy i szpinaku zawartość Zn była najmniejsza przy<br />
kombinacji z największą dawką Rekultera.<br />
Powszechnie przyjmuje się, że nawożenie mineralne wspomagane przez nawożenie<br />
organiczne odgrywa decydującą rolę w kształtowaniu plonów roślin i ich składu chemicznego<br />
[Maciejewska, Kwiatkowska 2000; Wołoszyk i in. 2005], co zostało potwierdzone przez<br />
184
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
otrzymane wyniki badań. Pszenica i szpinak uprawiane na glebie o podwyższonej zawartości<br />
metali ciężkich z dodatkiem Rekultera wykazują przydatność konsumpcyjną pod względem<br />
zawartości Cd, Pb i Zn, z wyjątkiem szpinaku z najmniejszą dawką Rekultera (dawka<br />
1, 180 g na wazon), gdzie zawartość Cd przekracza zawartości krytyczne przyjęte do oceny<br />
roślin pod względem ich przydatności.<br />
Tabela 2. Zawartość metali ciężkich w suchej masie pszenicy i szpinaku(mg·kg -1 s.m.).<br />
Dawka<br />
(g na wazon)<br />
Pszenica<br />
Szpinak<br />
ziarno słoma ziarno słoma ziarno słoma<br />
cynk ołów kadm cynk ołów kadm<br />
Kontrola (K) 66,5 61,0 1,14 3,34 0,34 0,59 60,0 12,97 0,76<br />
180 (dawka 1) 48,5 56,0 0,55 2,24 0,19 0,51 39,3 5,25 0,66<br />
360 (dawka 2) 43,5 52,3 0,46 1,94 0,12 0,48 34,0 4,10 0,57<br />
720 (dawka 3) 41,5 54,3 0,27 0,83 0,09 0,41 24,0 1,99 0,53<br />
Zawartość form całkowitych Zn, Pb i Cd (HCl + HNO 3<br />
(3:1 + 30% H 2<br />
O 2<br />
) w glebie nie<br />
zmieniła się istotnie pod wpływem Rekultera. Zawartość formy bioprzystępnej (0,05 M<br />
EDTA) w glebie zmiejszała się natomiast wraz ze wzrostem dawki Rekultaera (tab. 3.). Zawartości<br />
form bioprzystępnych Zn, Pb i Cd na kontroli i z dawką 3 Rekultera wynosiły odpowiednio:<br />
71,7; 47,8; 0,53 (kontrola); 45,3; 35,4; 0,39 (dawka 3), które w odniesieniu do całkowitych<br />
zawartości wynosiły: 79%, 81%, 62% (kontrola), 58%, 65%, 48% (dawka 3).<br />
Wartość współczynników bioakumulacji (BF) dla poszczególnych metali były zbliżone<br />
(tab. 4.). Po zastosowaniu Rekultera wahały się dla Zn: w zakresie od 0,<strong>31</strong> (szpinak– dawka<br />
3) do 0,69 (pszenica słoma – dawka 1), dla Pb w zakresie od 0,05 (pszenica ziarno – dawka<br />
1) do 0,10 (szpinak – dawka 1), natomiast BF dla Cd od 0,11 (pszenica ziarno – dawka<br />
3) do 0,85 (szpinak – dawka 1).<br />
Tabela 3. Zawartość całkowita (HCl + HNO 3<br />
(3:1 + 30% H 2<br />
O 2<br />
)) i bioprzystępna (0,05 M EDTA)<br />
metali ciężkich w glebie (mg·kg -1 s.m.)<br />
Dawka<br />
(g na wazon)<br />
HCl + HNO 3<br />
(3:1 + 30% H 2<br />
O 2<br />
)<br />
0,05 M EDTA<br />
cynk ołów kadm cynk ołów kadm<br />
Kontrola (K) 89,9 58,7 0,81 71,7 47,8 0,53<br />
180 (dawka 1) 81,7 52,0 0,78 58,9 41,3 0,42<br />
360 (dawka 2) 79,5 55,3 0,79 51,5 41,8 0,41<br />
720 (dawka 3) 77,7 56,6 0,80 45,3 35,4 0,39<br />
Tabela 4. Współczynniki bioakumulacji (BF)<br />
Dawka<br />
(g na wazon)<br />
Pszenica<br />
Szpinak<br />
ziarno słoma ziarno słoma ziarno słoma<br />
cynk ołów kadm cynk ołów kadm<br />
Kontrola (K) 0,74 0,68 0,019 0,057 0,42 0,73 0,67 0,22 0,95<br />
180 (dawka 1) 0,59 0,69 0,011 0,043 0,24 0,65 0,48 0,10 0,85<br />
360 (dawka 2) 0,55 0,66 0,008 0,035 0,16 0,62 0,43 0,07 0,72<br />
720 (dawka 3) 0,53 0,68 0,005 0,015 0,11 0,51 0,<strong>31</strong> 0,04 0,66<br />
185
Bioakumulacja<br />
WNIOSKI. Na podstawie przeprowadzonych badań pozwoliły na sformułowanie następujących<br />
wnisków:<br />
1. Wartość nawozowa substancji organicznej Rekultera – nawozu z węgla brunatnego –<br />
wyrażona plonem roślin zwiększała się wraz z dawką tego nawozu.<br />
2. Pod wpływem nawożenia Rekulterem zmniejsza się bioprzystępność Zn, Pb i Cd dla<br />
pszenicy i szpinaku, a zatem pobranie tych pierwiastków przez rośliny, czyli pierwsze<br />
ogniwo w łańcuchu pokarmowym.<br />
3. Zawartość Cd, Pb i Zn w pszenicy i szpinaku zmniejsza się wraz ze zwiększeniem dawki<br />
Rekultera.<br />
4. Pod względem zawartości Cd, Pb i Zn pszenica i szpinak uprawiane na glebie o podwyższonej<br />
zawartości metali ciężkich z dodatkiem Rekultera wykazują przydatność<br />
konsumpcyjną, z wyjątkiem szpinaku z najniższą dawka Rekultera.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. 1993. Ocena stopnia<br />
zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką, Ramowe wytyczne dla rolnictwa.<br />
IUNG, Puławy.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych, Warszawa: 68–<br />
99.<br />
Karczewska A., Chodak T., Kaszubkiewicz J. 1996. The suitability of brown coal as a sorbent for<br />
heavy metals in polluted soils. Applied Geochemistry, Vol. 11: 343–346.<br />
Kwiatkowska J., Maciejewska A. 2005. Wpływ materia organicznej na plon oraz zawartość i rozmieszczenie<br />
metali ciężkich w życie (Secale cereale L.). Obieg pierwiastków w przyrodzie.<br />
Monografia. Tom III, Warszawa: <strong>31</strong>9–322.<br />
Lekman Sz., Winiarska Z., Kacperek K. 1997. Ocena wartości nawozowej kompostu z odpadów<br />
miejskich „Dano”. Pam. Puł. 109: 73–86.<br />
Maciejewska A., Kwiatkowska J. 1998. Wpływ nawozu organiczno-mineralnego na właściwości<br />
fizykochemiczne gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 455: 9–16.<br />
Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2000. The effect of organic matter from brown coal on chemical<br />
composition of plants cultivated in the soil contaminated with heavy metals. Proc of the 10 th<br />
Int. Meeting of the Humic Substances Society, Touluse, France: 977–981.<br />
Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2001. Wpływ nawozu organiczno-mineralnego z węgla brunatnego<br />
na plony i zawartość K, Mg, Ca w roślinach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 480: 281–289.<br />
Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2002. Przydatność preparatów z węgla brunatnego do rekultywacji<br />
gruntów pogórniczych. Inżynieria i Ochrona Środowiska t. 5, <strong>nr</strong> 1: 55–66.<br />
Maciejewska A., Kwiatkowska J. 2005. Wpływ materii organicznej z różnych źródeł na plon oraz<br />
zawartość i rozmieszczenie makroelementów w życie (Seceale cereale L.) Fragmenta Agronomica<br />
(XXII) <strong>nr</strong> 1(85):484-492.<br />
Motowicka-Terelak T., Terelak H., Maciejewska A. 1998. Przydatność „Rekultera” w detoksykacji<br />
chemicznego skażenia gleb. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 422: 123–1<strong>31</strong>.<br />
Niesiobędzka K., Wojtkowska M., Krajewska E. 2005. Migracja cynku, miedzi, ołowiu i kadmu<br />
w układzie gleba-roślinność w środowisku miejskim. Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia.<br />
Tom III. IOŚ, Warszawa: 284–289.<br />
Sienkiewicz S., Krzebietke S., Panak H., Czapla J. 2005. Plony jęczmienia jarego i pszenicy jarej<br />
w zależności od nawożenia w wieloletnim doświadczeniu polowym. Fragmenta Agronomica<br />
(XXII) <strong>nr</strong> 1(85): 244–253.<br />
UreA.M. 1996. Single extration schems for soil analysis and related applications. Sc. Total Environ.<br />
178: 3–10.<br />
186
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Wołoszyk Cz., Krzywy E., Iżewska A. 2005. Ocena wartości nawozowej kompostów sporządzonych<br />
z komunalnego osadu ściekowego w trzyletnim zmianowaniu roślin. Fragmenta Agronomica<br />
(XXII) <strong>nr</strong> 1(85): 6<strong>31</strong>–642.<br />
MIGRATION OF ZINC, LEAD AND CADMIUM IN SYSTEM SOIL–PLANT<br />
Organic matter have been considered to preserve a record amount of heavy metals.<br />
The principle of the procedure is that the total concentration of metal in the soil is unchanged<br />
in the remediation process, but that the bioavailability of the metal is much reduced.<br />
The experiments were carried out on Haplic Luvisols formed from loamy sand (FAO,)<br />
in field pots sank into the ground. To the soil a brown coal preparation, the “Rekulter” was<br />
applied in autumn 1999 in the amount of 180, 360 and 720 g per pot. The soil was contaminated<br />
with Cd, Pb and Zn. In 2001 a winter wheat and spinach were grown.<br />
The content of Zn, Pb and Cd in concentrated (HNO 3<br />
+ HClO 4<br />
) in ratio 4:1 in soil after<br />
second year of growing plants on contaminated soil not changed significantly in soil with<br />
Rekulter. The content of soluble (EDTA) Zn, Pb and Cd in soil depended on the quantity of<br />
Rekulter and decreased as the dose of application increased. Absorbability of heavy metals<br />
by soil increased with the increase of content of organic matter in soil.<br />
The limiting influence of Rekulter on uptake of Zn, Pb and Cd by plants was the highest<br />
for the biggest dose of this preparation. The bio-accumulation (BI) indexes of Cd, Pb, Zn<br />
indicate mobility of Cd, Pb and Zn in soils and their availability to plants. The BI decreased<br />
with the increase of the Rekulter dose and was the smallest at the highest dose and for all<br />
plant’s parts.<br />
187
Bioakumulacja<br />
THE CONTENT AND RELATIONSHIP BETWEEN SELENIUM, ZINC, NICKEL AND<br />
LEAD IN RAW PLANT MATERIALS USED IN MEDICINE*<br />
INTRODUCTION. Selenium was discovered in 1817 by Swedish scientist J.J. Berzelius<br />
in the waste material formed during the production of sulfuric acid [Kabata-Pendias 1998;<br />
Sher 2001]. Its name is derived from Greek goddess of the moon Selene [Sher 2001]. Descriptions<br />
of toxicity from selenium ingestion date back to the time of Marco Polo in the late<br />
13 th century [Reid et al. 2004; Holben & Smith 1999]. Interest in its biological role developed<br />
in fifties when selenium toxicity was shown to be responsible for muscular dystrophy<br />
in lambs and calves and when role of selenium in prevention of liver necrosis in vitamin E-<br />
deficient rats was described [Foster & Sumar 1995]. The first known biological function of<br />
selenium, as a component of glutathione peroxidase, was reported in 1973. Since then, our<br />
knowledge of various roles of Se in the body has increased. The next physiological function<br />
of selenium was established 17 years later by discovery the presence of selenium in active<br />
side of type I iodothyronie deiodinase. These discoveries and identification many selenoproteins<br />
have led to research biochemical role of Se, relation between selenium intake and etiology<br />
diseases associated with its deficiency and toxicity, some new strategies for prevention,<br />
treatment and management of nutrition-related diseases [Zagrodzki 2000].<br />
Selenium properties make the boundaries between toxicity and deficiency relatively<br />
narrow but deficiency is more common. Decreased supply of the element in food is the consequence<br />
of Se content in soil and its availability. Selenium availability to plant is strongly<br />
influenced by environmental conditions. The dietary intake of Se depends on its concentration<br />
in food and amount of food consumed. Selenium uptake by the plant-animal-human<br />
food chain is decreased [Pappa et al. 2006; Rayman 2000; Smrkolj & Stibilj 2004; Smrkolj<br />
et al. 2005].<br />
Although selenium has not been demonstrated to be essential in vascular plants, the<br />
ability of some plants to accumulate and transform selenium into bioactive compounds has<br />
important implication for human nutrition and health, and for the environment. Selenium-accumulating<br />
plants provide unique tools to help us understand selenium metabolism. They<br />
are also a source of genetic material that can be used to alter selenium metabolism and tolerance<br />
to help develop food crops that have enhanced levels of anticarcinogenic Se compounds,<br />
as well as plants that are ideally suited for the phytoremediation of selenium-contaminated<br />
soils [Ellis & Salt 2003].<br />
The most important sources of the bioavailability selenium for human is food. The Se<br />
content in different food was determined. The purpose of this study was to determine the<br />
content and distribution of selenium, zinc, nickel and lead in commercial raw plant materials<br />
used in medicine and to evaluate the relationship between levels of these elements.<br />
MATERIAL AND METHODS<br />
Plant material. The contents of selenium, zinc, nickel and lead were determined in<br />
49 samples of medicinal raw plant materials (herbs, leaves, flowers, fruits and roots), originating<br />
from 36 plant species. The samples were collected by Medicinal Plants Works at<br />
various factories in Poland – Boguccy (Kraków), Elanda (Rozprza), Herbalux (Warszawa),<br />
Herbalux-Bis (Warszawa), Herbapol (Bydgoszcz, Kraków, Lublin, Łódź), Kawon (Gostyń)<br />
and Flos (Mokrsko). Before the analysis, the samples were ground using the Knifetec sample<br />
mill (Foss-Tecator, Denmark) and kept in plastic containers.<br />
* Prof. dr hab. Marek Wesołowski, mgr Beata Ulewicz-Magulska,<br />
– Katedra i Zakład Chemii Analitycznej, Akademia Medyczna w Gdańsku<br />
188
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Digestion. Plant samples were digested with concentrated HNO 3<br />
(Selectipur, Merck,<br />
Germany) in the high pressure microwave system UniClewer BM 1z (Plazmatronika,<br />
Wrocław, Poland), using temperature from 100 to 200˚C and pressure from 17 to 45 atm. After<br />
this process, the samples were transferred to volumetric flasks and diluted with the twice<br />
distilled water obtained from the quarz-glass system (Heraeus, Switzerland).<br />
Selenium determination. Selenium was determined fluorimetrically using Luminescence<br />
spectrometer LS 50 B (Perkin Elmer, Great Britain). This method is based on the<br />
piazselenol complex formation between 2,3-diaminonaphthalene (DAN) and selenium(IV).<br />
The fluorescence of cyclohexane extract of the 4,5-benzopiazselenol was measured at 522<br />
nm. Because DAN can only reacted with selenium(IV), a reduction step of Se(VI) to Se(IV)<br />
with concentrated HCl was necessary.<br />
Zinc, nickel and lead determination. Zinc, Ni and Pb were determined by<br />
flame atomic absorption spectrometry (F-AAS), using spectrometer model 353 (Instrumentation<br />
Laboratory Inc., Lexington, USA).<br />
RESULTS AND DISCUSSION. In these studies, the concentrations of Se, Zn, Ni and<br />
Pb, were determined in 49 samples of plant materials originating from 36 plant species.<br />
Comparing the average selenium concentration in five groups of plant materials listed in Table<br />
1 it is possible to notice, that the highest amounts of this element contained herbs and<br />
fruits, next leaves, roots and flowers. Concentration of selenium in majority of samples was<br />
determined in the range from several to several tens of ng·g -1 of dry plant weight. The maximum<br />
contents of selenium – 142.5 ng·g -1 in Folium Farfarae and 133.66 ng·g -1 in Herba Equiseti,<br />
were found.<br />
Table 1. The content of selenium in the analyzed medicinal raw plant materials<br />
Morphological part<br />
of plant<br />
Number of the<br />
samples<br />
Minimum Maximum Arithmetic mean<br />
ng·g -1 of dry plant weight<br />
Herbs 10 7,34 86,16* 28,56*<br />
Leaves 10 14,22 40,<strong>31</strong>* 26,90*<br />
Flowers 10 3,77 22,39 14,45<br />
Fruits 10 14,42 50,00 28,28<br />
Roots 9 5,62 28,55 15,19<br />
* Herba Equiseti and Folium Farfarae were excepted from calculations.<br />
Among herbs, high concentration of selenium, in Herba Majoranae – 86.16 ng·g -1 and<br />
Herba Serpylli – 47.85 ng·g -1 , was determined. In case of the other herb samples, selenium level<br />
was in the range from 7.34 ng·g -1 in Herba Cnici benedicti to 26.75 ng·g -1 in Herba Thymi.<br />
The plant materials with high selenium contents are the leaves. Among them, the highest<br />
amount of the element in Folium Majoranae – 40.<strong>31</strong> ng·g -1 and in Folium Uvae-ursi –<br />
33.14 ng·g -1 , were found. In this group of plant materials, selenium contents was in the limits<br />
from 14.22 ng·g -1 in Folium Menthae to 32.43 ng·g -1 in Folium Salviae, but in the majority of<br />
samples its level didn’t exceed 20 ng·g -1 .<br />
In the studied samples of flowers selenium level was from 3.77 ng·g -1 in Flos Cyani to<br />
22.39 ng·g -1 in Flos Crataegi. The amounts of selenium detected in this group of plant materials,<br />
are the lowest in comparison with the other plant materials.<br />
189
Bioakumulacja<br />
Among the fruits, the maximum selenium concentration in Semen Lini – 50 ng·g -1 , was<br />
determined, in the other plant materials selenium level was from 14.42 ng·g -1 in Fructus<br />
Carvi to 32.70 ng·g -1 in Fructus Coriandri. In many analyzed samples of fruits, the concentration<br />
of selenium was below the detection limit of the method, despite the fact, that this<br />
group of plant materials is characterized by high average selenium contents.<br />
In the case of the roots, the highest level of selenium was found in Radix Glycyrrhizae<br />
– 28.55 ng·g -1 . In the other plant materials, the level of selenium was from 10.37 ng·g -1 in Radix<br />
Taraxaci to 18.36 ng·g -1 in Radix Levistici. The concentration of selenium in Radix Inulae<br />
and Cichorii was below the detection limit.<br />
In Fig. 1 it was illustrated the comparison of the average concentrations of Zn, Ni and<br />
Pb in five groups of plant materials. It was proved, that among studied elements, the highest<br />
amounts of Zn, then Ni and Pb, were detected. The maximum average level of Zn, similarly<br />
the maximum average level of Ni, in flowers was found. The minimum concentration of<br />
these elements, in roots and fruits, were detected. In the case of Pb, the highest average<br />
concentration of this element, in herbs was determined. In leaves, flowers and roots, the<br />
level of lead is almost the same.<br />
50<br />
40<br />
ug/g<br />
30<br />
20<br />
10<br />
ni<br />
Zn<br />
Pb<br />
0<br />
herbs<br />
leaves<br />
flowers<br />
roots<br />
fruites<br />
Fig. 1. Average content of zinc, nickel and lead in the analyzed plant materials<br />
In the studied plant materials, the highest concentration of zinc in Radix Tormentillae –<br />
63.87 μg·g -1 , was determined. Significantly high amount of this element in Folium Uvae-ursi<br />
– 57.96 μg·g -1 , was detected, too. In the case of the other plant materials, zinc contents was<br />
from 6.05 μg·g -1 in Fructus Sorbi to 54.73 μg·g -1 in Herba Cnici benedicti, but in the majority<br />
of samples, the level of this element was higher than 30 ng·g -1 .<br />
In the case of nickel, the highest amount of this element in Flos Lavandulae – 26.76 μg·g -1 ,<br />
was found. Also high concentrations of Ni in Herba Thymi – 19.26 μg·g -1 and in Folium Majoranae<br />
– 12.77 μg·g -1 , were determined. In the other analyzed samples, the level of the element<br />
was from 1.41 μg·g -1 in Semen Lini to 10.69 μg·g -1 in Folium Salviae.<br />
The highest level of lead in Herba Equiseti – 12.89 μg·g -1 was determined. Also in Radix<br />
Levistici high concentration of lead was found – 8.92 μg·g -1 . In the other plant materials<br />
the concentration of lead was in the limits from 0.8 μg·g -1 in Flos Calendulae to 6.19 μg·g -1<br />
in Flos Crataegi.<br />
In three cases, the level of Se, Zn, Ni and Pb in plant materials originating from the<br />
same plant species, was determined. The results of the determination in Table 2 are pre-<br />
190
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
sented. In the case of Crataegus, the results indicate, that fruits contained higher amounts<br />
of selenium than flowers. Herba Majoranae contained more than 2 times higher level of the<br />
element, than leaves. It was also found, that Flos Millefolii has more amounts of zinc, then<br />
the herb, whereas the concentration of nickel and lead in Herba Millefolii was almost 2 times<br />
higher, then in flowers. In the case of Crataegus, the level of all analyzed elements was<br />
higher in flowers, then in fruits. Only in the case of nickel, this difference was not significant.<br />
Herba Majoranae contained higher amounts of lead and zinc, then leaves. In the case of<br />
lead, this difference was not high, but it was significant in the case of nickel – Folium Majoranae<br />
contained more then 5 times higher level of this element, then the herb.<br />
Table 2. The content of the studied elements in the plant materials originating from the same<br />
plant species<br />
Plant material Dystrybutor<br />
Concentration<br />
Se [ng·g -1 ] Zn [μg·g -1 ] Ni [μg·g -1 ] Pb [μg·g -1 ]<br />
Herba Millefolii Boguccy (Kraków) 9.40 30.13 3.20 3.97<br />
Flos Millefolii Herbapol (Lublin) n.d. 41.98 1.82 1.61<br />
Herbapol (Bydgoszcz) 11.25 49.77 2.26 6.19<br />
Flos Crataegi Kawon (Gostyń) 22.39 40.83 2.02 3.57<br />
Kawon (Gostyń) 19.99 40.48 3.41 3.73<br />
Fructus Crataegi<br />
Herbalux-Bis (Warszawa)<br />
25.79 10.<strong>31</strong> 2.49 2.02<br />
Herba Majoranae Herbapol (Bydgoszcz) 86.16 40.85 2.49 3.84<br />
Folium Majoranae Herbapol (Łódź) 40.<strong>31</strong> 30.14 12.77 3.20<br />
The concentration of selenium and metallic elements in plant materials was used for<br />
the establishing of the relations, which occur between the studied elements in the particular<br />
groups of plant materials. Based on the conducted calculations, the negative linear correlation<br />
between the level of Ni and Se (–0.65) in fruits, was found. It means, that with the<br />
increase of the nickel level, the decline of selenium concentration, takes place. In fruits<br />
of medicinal plants, also positive correlation between the concentration of lead and zinc,<br />
equal to 0.50, was found. The positive linear correlation, equal to 0.47, between the level<br />
of nickel and zinc in roots, was found, too. Taking into consideration the other samples of<br />
the analyzed plant materials, there was no significant correlation between the concentrations<br />
of particular elements, found.<br />
CONCLUSIONS. By comparison of the selenium concentration in herbs, leaves, flowers,<br />
fruits and roots, it is possible to notice, that herbs contain more of this element, than the<br />
other groups of plant materials. The highest selenium levels in Folium Farfarae (142.5 ng·g -1 )<br />
and in Herba Equiseti (133.66 ng·g -1 ), were found.<br />
It was proved, that among analyzed metals, zinc, next nickel and lead was found in<br />
higher amounts in medicinal plant raw materials, consecutively. The highest zinc level in<br />
Radix Tormentillae (63.87 μg·g -1 ) was detected.<br />
By analysis of the level of Se, Zn, Ni and Pb in different plant materials from the same<br />
plant species, the differences in element’s concentrations, were noticed. As the result<br />
of the analyses, negative correlation between level of Ni and Se in fruits, and positive<br />
between Pb and Zn in fruits, and between Ni and Zn in roots of medicinal plants, were<br />
found.<br />
191
Bioakumulacja<br />
REFERENCES<br />
Ellis D., Salt D. 2003. Plants, selenium and human health. Cur. Opinion Plant Biol. 3: 273–279.<br />
Foster L., Sumar S. 1995. Methods of analysis used for the determination of selenium in milk and<br />
infant formulae: a review. Food Chem. 53: 453–466.<br />
Holben D.H., Smith A.M. 1999. The diverse role of selenium within selenoproteins: a review. J.<br />
Am. Diet. Assoc. 99: 836–843.<br />
Kabata-Pendias A. 1998. Geochemistry of selenium. J. Environ. Path., Toxicol. Onc. 17:173–174.<br />
Pappa E., Pappas A., Surai P. 2006. Selenium content in selected foods from the Greek market<br />
and estimation of the daily intake. Sci. Total Environ. 372: 100–108.<br />
Rayman M. 2000. The importance of selenium to human health. Lancet. 356: 233–241.<br />
Reid M., Stratton M.S., Lillico A.J., Fakih M., Natarajan R., Clark L.C., Marshall J.R. 2004. A report<br />
of high-dose selenium supplementation: response and toxicities. J. Trace Element Med.<br />
Biol. 18: 69–74.<br />
Sher L. 2001. Role of thyroid hormones in the effects of selenium on mood, behavior, and cognitive<br />
function. Med. Hyp. 57: 480–483.<br />
Smorkolj P., Pograjc L., Hlastan-Ribic C. 2005. Selenium content in selected Slovenian foodstuffs<br />
and estimated daily intakes of selenium. Food Chem. 90: 691–697.<br />
Smrkolj P., Stibilj V. 2004. Determination of selenium in vegetables by hydride generation atomic<br />
fluorescence spectrometry. Anal. Chim. Acta. 512: 11–17.<br />
Zagrodzki P. 2000. Selen w żywieniu człowieka. Bromat. Chem. Toksykol. 33: 209–214.<br />
ZAWARTOŚĆ I WZAJEMNE RELACJE MIĘDZY SELENEM, CYNKIEM, NIKLEM<br />
I OŁOWIEM W ROŚLINNYCH SUROWCACH LECZNICZYCH<br />
Celem pracy było oznaczenie zawartości selenu, cynku, niklu i ołowiu w dostępnych<br />
w Polsce roślinnych surowcach leczniczych z określeniem wpływu organu rośliny na zawartość<br />
tych pierwiastków i oceną relacji pomiędzy stężeniami pierwiastków. Po mineralizacji<br />
mikrofalowej próbek, Se oznaczono spekrofluorymetycznie, wykorzystując barwną reakcję<br />
selenu(IV) z 2,3-diaminonaftalenem (DAN). Cynk, Ni i Pb oznaczono metodą absorpcyjnej<br />
spektrometrii atomowej z atomizacją płomieniową (F-AAS). W wyniku przeprowadzonych<br />
analiz stwierdzono, że zawartość selenu w większości próbek wahała się w granicach od<br />
kilku do kilkunastu lub kilkudziesięciu ng w gramie suchej masy surowca. Porównując średnią<br />
zawartość selenu w pięciu grupach surowców można zauważyć, że najwięcej zawierały<br />
go zioła i owoce, a następnie liście, korzenie i kwiaty. Wyniki analiz wskazały ponadto na<br />
znaczne zróżnicowanie w zawartości Zn, Ni i Pb w badanych grupach surowców.<br />
192
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Assessing the level of air pollution in the Lodz region based<br />
on the analysis of airborne particulates deposited on surface<br />
of commonly used bioindicators*<br />
Introduction. The increased availability of more and more sensitive analytical techniques<br />
during the last decades resulted in a significant rise in the number of papers dealing<br />
with the determination of elements in tissues and higher plants. Many of these researches<br />
included analyses of nutritional problems, element levels in vegetable organisms and the<br />
influence of fertilizers on the state of plants. However, there are very few publications dedicated<br />
to the comparison of the accumulative abilities of chosen bioindicators and estimation<br />
of complex information, which they can jointly provide [Aboal 2004]. In urban areas most<br />
trace elements in biological ecosystems come from atmospheric wet (interception of soluble<br />
chemical species) and dry deposition. Dry deposition depends on physical characteristics<br />
of particles (size or their shape), meteorological conditions (e.g. wind speed and wind direction)<br />
or morphological characteristics of the biological surface. A lot of biological indicators<br />
are very effective in trapping airborne particulate matter particularly due to the porosity<br />
and inhomogenity of their structure. The most suitable environmental biomonitors seem to<br />
be mosses and lichens, however, in highly industrial and urban areas those forms are often<br />
missing. As a result higher plants or their tissues (such as tree bark) can be successfully applied<br />
as biological indicators and may give complementary information of great, ecological<br />
importance [Tomašević et al. 2005]. Trapping of different particles causes the increase in<br />
metal contents, mainly near industrial areas. Some of these particles originate from the material<br />
formed in situ by the breakdown of entrained particulates, by precipitation from metalbearing<br />
solutions or from biomineralising processes. A lot of the attached particles may remain<br />
within their surface for a long time. On the other hand they may also be solubilised by<br />
acid precipitation, for example released metals may bind to ion exchange sites of cell walls<br />
or enter the organism and in consequence they are able to interfere with physiological processes,<br />
which may result in death in some cases [Branquinho et al. 1999; Williamson et al.<br />
2004]. The comprehensive study of particles present on the biological material surface may<br />
help to explain possible mechanisms of incorporation of elements into the structure of investigated<br />
samples. The determination of chemical analysis of biological material collected<br />
from contaminated places is one of the most frequently used methods to monitor air pollution.<br />
Various plants have been used as bioindicators: mosses [Amado Filho et al. 2002, Jalkanen<br />
2000]; lichens [Branquinho et al. 1999; Williamson et al. 2004]; tree bark [Samecka-<br />
-Cymerman et al.2006; Suzuki 2006] and coniferous trees [Dmuchowski 1995; Trimbacher,<br />
Weiss 1999]. The obtained results of performed biological monitoring connected with chemical<br />
pollution of the environment are often used to create maps of contamination distribution.<br />
The most advanced monitoring data are introduced to regional and national monitoring systems<br />
and they can help to understand environmental problems, which does not stop at national<br />
borders [Dmuchowski 1995].<br />
Sample preparation and methods of analysis. This paper is part of a comprehensive<br />
study to investigate environmental contamination using biological samples and to study<br />
their possible application as an indicator of the state of air pollution in Lodz region. The investigated<br />
material consists of samples of mosses (e.g. Hypnum cupressiforme, Pleurozim scherebi),<br />
lichens (e.g. Hypogymnia physodes, Evernia prunastri), pine needles (e.g. Pinus sylvertris,<br />
Pinus migra) and tree barks (e.g. Pinus sylvertris). Sampling sites were mainly located near high<br />
density traffic roads and in the surroundings of three power plants in Lodz. Lagiewniki Forest<br />
* Dr inż. Małgorzata I. Szynkowska, mgr inż. Aleksandra Pawlaczyk, prof. dr hab. Tadeusz<br />
Paryjczak − Wydział Chemiczny, Politechnika Łódzka.<br />
193
Bioakumulacja<br />
was chosen to represent some kind of control place (one of the biggest forest area in Central<br />
Europe situated on the territory of the city). The aim of this study is to set up a reliable methodological<br />
procedure in the investigation of particles attached to the surface of examined biological<br />
material in order to obtain comprehensive information about their chemistry and a possible<br />
contamination source. Additionally, other objectives of this work are to monitor urban trace metal<br />
pollution based on the analyses of different biological samples and to show variability of the content<br />
of chosen metals connected with different sampling site and type of analyzed bioindicator.<br />
Cleaning of biomonitors by different washing procedures is not recommendable for many reasons<br />
and thus rarely adopted [Bettinelli et al. 2002]. In our study unwashed samples were carefully<br />
hand-cleaned to remove adhering ground, dried at room temperature, homogenized with<br />
agate mortar and mineralized (approx. 200 mg) with nitric acid using microwave system Milestone<br />
MLS-1200 MEGA. Analyses of metals were performed with inductively coupled plasma:<br />
atomic emission spectrometry ICP-OES, IRIS-AP, Thermo Jarrell Ash (emission lines were as<br />
follow: Al 396.152, Ba 493.409, Mn 259.373, Pb 220.353, Sr 407.771 nm) and mass spectrometry<br />
ICP-MS, OptiMass 8000, GBC ( 111 Cd, 53 Cr, 208 Pb). Potential changes of structure connected<br />
with the exposure to pollutants and particles present on the surface of analyzed samples<br />
were characterized by scanning electron microscopy with field emission SEM (S-4700 Hitachi)<br />
equipped with energy dispersive spectrometer EDS, ThermoNORAN and time-of-flight secondary<br />
ion mass spectrometry TOF-SIMS IV, ION-TOF).<br />
Results and discussion. Unfortunately Lodz region is considered to be one of<br />
the areas with the highest air pollution in Poland. On the territory of Lodz there are three big<br />
power plants and several smaller plants with insufficient fly ash removal systems. What is<br />
more, approximately 40% of households employ their own heating systems without any fly<br />
ash removal devices. In addition, the contribution of traffic components to the total amount of<br />
particulate matter due to the heavy traffic connected with the North-South motorway almost<br />
crossing the centre of Lodz is considerable [Bem et al. 2003]. For these reasons it seems to<br />
be reasonable to monitor the air pollution in our region. The analytical quality of the obtained<br />
results and reliability of the method were checked by the determination of elements in the<br />
Certificate Reference Materials of Mixed Polish Herbs INCT-MPH-2, Pine Needles 1575a<br />
and Lichen CRM 482. The agreement between the analytical values for the certificate material<br />
and their certificate results was satisfactory. The results are shown in Table 1.<br />
Table 1. Results of Certificate Reference Materials [mg·kg -1 ], (U uncertainty)<br />
INCT-MPH-2 MIXED POLISH HERBS<br />
ELEMENT/METHOD CERTIFICATE ± U EXPERIMENTAL ± RSD RECOVERY [%]<br />
Al/ICP-OES 670 ± 111 620 ± 30 92,54<br />
Ba/ICP-OES 32,5 ± 2,5 30,6 ± 0,4 94,15<br />
Cd/ICP-MS 0,199 ± 0,015 0,182 ± 0,005 91,46<br />
Cr/ICP-MS 1,69 ± 0,13 1,76 ± 0,03 104,1<br />
Mn/ICP-OES 191 ± 12 199 ± 1,6 104,2<br />
Pb/ICP-MS 2,16 ± 0,23 2,09 ± 0,05 96,76<br />
Sr/ICP-OES 37,6 ± 2,7 38,9 ± 0,04 103,4<br />
LICHEN CRM 482<br />
Al/ICP-OES 1103 ± 24 1080 ± 15 97,91<br />
Cd/ICP-MS 0,56 ± 0,02 0,54 ± 0,02 98.21<br />
Cr/ICP-MS 4,12 ± 0,15 4,25 ± 0,07 103,1<br />
Pb/ICP-OES 40,9 ± 1,4 39,91 ± 0,97 97,58<br />
194
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
PINE NEEDLES 1575a<br />
Al/ICP-OES 580 ± 30 569 ± 18 98,10<br />
Ba/ICP-OES 6,0 ± 0,2 5,8 ± 0,2 98.33<br />
Cd/ICP-MS 0,233 ± 0,004 0,229 ± 0,007 98.28<br />
Tree bark, lichen and moss samples, because of their structural porosity, enormous inhomogenity<br />
and potential for efficient accumulation and retention of aerosol particles, are<br />
considered to be a promising indicator in air pollution monitoring. In the case of needle samples<br />
their accumulation ability is much lower, however, they can be surely potentially applied<br />
as reacting indicators. Quantitative analysis of chosen metal content in the investigated material<br />
is presented in Table 2. Generally it can be said that mosses retain elements in the<br />
highest extent than lichens or tree bark samples, excluding Ba, Pb and Sr. Needles turned<br />
out to be the worst accumulator of all analyzed types of bioindicators. The highest values<br />
were recorded for the centre of the town and the surroundings of power plants and the lowest<br />
for control site.<br />
Table 2. The min., max. and average element content for all investigated bioindicators [mg·kg -1 ]<br />
Average<br />
(min.−max.)<br />
Pine<br />
needles<br />
Tree barks<br />
Lichens<br />
Mosses<br />
Al Ba Cd Cr Mn Pb Sr<br />
155<br />
(19,1−454)<br />
303<br />
(55,4−891)<br />
476<br />
(111−955)<br />
798<br />
(107−1233)<br />
14,3<br />
(2,09−39,8)<br />
78,1<br />
(41,6−202)<br />
44,7<br />
(12,1−90,5)<br />
51,3<br />
(37,2−95,5)<br />
0.09<br />
(0,3−0,02)<br />
0,51<br />
(0,1−1,72)<br />
0,45<br />
(0,24−0,74)<br />
0,55<br />
(0,25−1,11)<br />
1,06<br />
(0,01−5,26)<br />
5,27<br />
(1,28−13,8)<br />
6,44<br />
(2,51−9,16)<br />
6,14<br />
(1,62−11,1)<br />
92,2<br />
(19,9−283)<br />
40,6<br />
(15,8−163<br />
65,5<br />
(41,4−117)<br />
75,7<br />
(36−161)<br />
2,52<br />
(0,68−9,04)<br />
55,2<br />
(7,71−1<strong>31</strong>)<br />
25,7<br />
(9,91−62,9)<br />
28,4<br />
(15,6−42,1)<br />
11,6<br />
(4,<strong>31</strong>−19,6)<br />
46,5<br />
(17,7−80,4)<br />
18,1<br />
(5,68−39,4)<br />
22,2<br />
(15,2−34)<br />
These data indicate that mosses, lichens and tree bark samples are in general a notable<br />
‘‘catch organism’’ for wet and dry deposition of toxic metals and therefore they can be a<br />
useful indicator for heavy metal pollution. A high surface to volume ratio enables particles to<br />
be trapped leading to storage of high amounts of metals. Additionally, mosses and lichens<br />
do not shed plant parts as readily as vascular plants. In the case of pine needles their waxy<br />
epidural surfaces make it difficult to take up efficiently gaseous airborne pollutants. It stays<br />
in agreement with literature data [Samecka-Cymerman et al. 2006]. We can generally exclude<br />
soil contamination in the case of needles (collected directly from the trees) and tree<br />
bark samples in particular (material taken above 1.2 m away from the ground as recommended<br />
by [Berlizov et al. 2007]). Also calculated linear correlation coefficients between<br />
analyzed element content in bioindicators and in underlying soil substrate, which were not<br />
even close to value 1 (not presented in this paper) suggest that the samples do not contain<br />
soil originated particles on their surface. These results indicate that there are sources of<br />
contamination other than the soil.<br />
In addition to quantitative analysis also qualitative measurements were performed in order<br />
to study the composition and chemistry of particles present on the surface of biological<br />
samples. On pine needles, mosses, lichens and tree bark samples collected from the centre<br />
of the city and highly polluted places either adhering airborne particles (Fig.1) or significant<br />
changes of surface (especially in the case of needle samples) were found in contrast to the<br />
samples taken from the control site. Depending on the type of pollution source (heavy traffic<br />
or the vicinity of power plants) the differences in elemental and molecular composition of<br />
attached particles and in their morphology (size and shape) were found. The scanning elec-<br />
195
or the vicinity of power plants) the differences in elemental and molecular composition of<br />
Fig.1. attached sem particles images of and tree in their bark morphology surface (a, x3,000), (size and pine shape) needle were surface found. (b, the x250), scanning lichen electron<br />
surface (c, x2,000) and moss surface (d, x1,500) collected from the vicinity of power plants<br />
Bioakumulacja<br />
micrographs show surfaces of biological samples covered by deposited airborne particles in<br />
various the degree sem micrograph depending of on pine the needle sampling surface, site. corresponding X-ray spectrum and semeds<br />
images of crystallites and particles present on pine surface showing chosen element<br />
tron micrographs show surfaces of biological samples covered by deposited airborne particles<br />
in various degree depending on the sampling site.<br />
distribution are shown in Figure 2 and 3. depending on the element content mainly si-, ca-<br />
Fig.1. sem images of tree bark surface (a, x3,000), pine needle sur<br />
surface (c, x2,000) and moss surface (d, x1,500) collected from the vicin<br />
and al-rich particles were detected. spherical, al-si-rich particles (1−5 mm) with a smooth<br />
the sem micrograph of pine needle surface, corresponding X-ra<br />
surface generated during all types of combustion processes were often found on samples<br />
eds images of crystallites and particles present on pine surface sho<br />
surface collected close to the pollution sources. also many particles containing Fe and s are<br />
observed. these findings distribution correspond are to the shown results in of Figure previously 2 and published 3. depending studies related on the to element co<br />
and al-rich particles were detected. spherical, al-si-rich particles (1−<br />
biological Fig. 1. SEM monitoring images [amado of tree bark Filho surface 2002, (a, Jalkanen x3,000), 2000, pine needle trimbacher surface 1999]. (b, x250), lichen surface<br />
(c, x2,000) and moss surface (d, x1,500) collected from the vicinity of power plants<br />
surface generated during all types of combustion processes were 4 oft<br />
surface collected close to the pollution sources. also many particles co<br />
observed. these findings correspond to the results of previously publis<br />
biological monitoring [amado Filho 2002, Jalkanen 2000, trimbacher 1<br />
Fig. 2. SEM micrograph of pine needle surface collected from the vicinity of power plant in Lodz<br />
Fig.2. sem micrograph of pine needle surface collected from the vicinity of power plant in<br />
(x1,500) and corresponding X-ray spectrum of pine surface (x1,500)<br />
Lodz (x1,500) and corresponding X-ray spectrum of pine surface (x1,500)<br />
The SEM micrograph of pine needle surface, corresponding X-ray spectrum and SEM-<br />
EDS images of crystallites and particles present some on authors pine surface suggest showing that chosen occurrence element of distribution<br />
are shown in Figure 2 and 3. Depending on the element content mainly Si-, Ca- and<br />
ca<br />
Al-rich particles were detected. Spherical, Al-Si-rich particles particles correlated (1−5 mm) with with a s-rich smooth particles surface<br />
generated during all types of combustion processes were often found on samples surface collected<br />
close to the pollution sources. Also many particles containing Fe 4 −crystallites) is a<br />
(probably forming caso<br />
and S are observed.<br />
These findings correspond to the results of consequence previously published of a reaction studies between related to ca biological leached<br />
monitoring [Amado Filho et al. 2002; Jalkanen et al. 2000; Trimbacher, Weiss 1999].<br />
Some authors suggest that occurrence of out Ca of particles the structure correlated of sample with S-rich and particles s derived (probably<br />
forming CaSO 4<br />
from<br />
−crystallites) is a consequence the watering of a reaction solution. between in polluted Ca leached areas out higher of the<br />
structure of sample and S derived from the watering solution. In polluted areas higher levels of<br />
Fig.3. atmospheric sem-eds SO maps<br />
2<br />
may be of distribution responsible for of elements that phenomenon (c, o, al, [Trimbacher, si, ca, Fe, Weiss K and 1999]. s) showing the<br />
Fig.2. sem micrograph of pine needle surface collected from the vici<br />
Lodz (x1,500) and corresponding X-ray spectrum of pine surface (x1,50<br />
composition of particles present on pine needle surface collected from the some vicinity authors of power suggest th<br />
plant in Lodz (x1,500)<br />
particles correlated wi<br />
levels of atmospheric so 2 may be responsible for that phenomenon [trimbacher (probably 1999]. forming caso<br />
toF-sims investigation confirmed earlier results. besides these al, consequence ca, Fe, s and sirich<br />
particles, additionally particles containing n compounds were found. out of Positive the structure and of samp<br />
of a reaction<br />
negative toF-sims ion images obtained from pine surface showing different the watering element and solution. in<br />
molecules Fig. 3. SEM-EDS distribution maps are shown of distribution in Figure of elements 4. bright (C, colors O, Al, show Si, Ca, the Fe, investigated K and S) ions. showing the<br />
composition of particles present on pine needle surface collected from the vicinity of power<br />
plant in Lodz (x1,500)<br />
5<br />
Fig.3. sem-eds maps of distribution of elements (c, o, al, si, ca, Fe,<br />
composition of particles present on pine needle surface collected from<br />
196<br />
plant in Lodz (x1,500)<br />
levels of atmospheric so 2 may be responsible for that phenomenon [tri
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
TOF-SIMS investigation confirmed earlier results. Besides these Al, Ca, Fe, S and Sirich<br />
particles, additionally particles containing N compounds were found. Positive and negative<br />
TOF-SIMS ion images obtained from pine surface showing different element and molecules<br />
distribution are shown in Figure 4. Bright colors show the investigated ions.<br />
Fig. 4. Positive and negative TOF-SIMS ion images of pine needle surface (500 x 500 µm 2 )<br />
CONCLUSIONS. n addition to quantitative analysis qualitative measurements proved<br />
their<br />
Conclusions.<br />
application in<br />
In<br />
distinguish<br />
addition to<br />
between<br />
quantitative<br />
sources<br />
analysis<br />
of<br />
qualitative<br />
toxic metal<br />
measurements<br />
accumulation<br />
proved<br />
from<br />
their application in distinguish between sources of toxic metal accumulation from atmos-<br />
atmospheric input or input from or other from sources. other sources. The results The revealed results revealed that the that elemental the elemental content content in biological<br />
tissues and the composition of the particles found on the surface of investigated mate-<br />
in<br />
biological tissues and the composition of the particles found on the surface of investigated<br />
rial can help to evaluate the impact of atmospheric contamination and their direct influence<br />
on material the state can of help the structure to evaluate of selected the impact biological of atmospheric indicators. contamination This work has and demonstrated their direct<br />
that studied bioindicators can successfully be applied as reacting or accumulating indicators<br />
influence on the state of the structure of selected biological indicators. This work has<br />
to assess the direct impact of atmospheric pollution.<br />
demonstrated that studied bioindicators can successfully be applied as reacting or<br />
REFERENCES<br />
accumulating indicators to assess the direct impact of atmospheric pollution.<br />
Aboal REFERENCES) J.R., Fernández J.A., Carballeira A. 2004. Oak leaves and pine needles as biomonitors of<br />
airborne trace elements pollution. Environmental and Experimental Botany 51: 215–225.<br />
Amado Aboal J.R., Filho Fernández G.M., Andrade J.A., L.R., Carballeira Farina M., A. 2004. Malm Oak O. 2002. leaves Hg and localisation pine needles in Tillandsia as biomonitors usneoides<br />
L. (Bromeliaceae), trace elements pollution. an atmospheric Environmental biomonitor. and Atmosph. Experimental Environ. Botany 36: 881–887. 51:215–225.<br />
of airborne<br />
Bem H., Gallorini M., Rizzio E., Krzemińska M. 2003. Comparative studies on the concentrations<br />
Amado of some Filho elements G.M., Andrade in the urban L.R., air Farina particulate M., Malm matter O. in Lodz 2002. City Hg of localisation Poland and in Milan, Tillandsia Italy.<br />
Environ. L. (Bromeliaceae), Internat. 29: 423– an atmospheric 428. biomonitor. Atmosph. Environ. 36:881–887.<br />
usneoides<br />
Berlizov A.N., Blum O.B., Filby R.H., Malyuk I.A., Tryshyn V.V. 2007. Testing applicability of black<br />
Bem poplar H., Gallorini (Populus nigra M., L.) Rizzio bark to E., heavy Krzemińska metal air pollution M. 2003. monitoring Comparative in urban studies and industrial on the<br />
concentrations<br />
regions. Sci.<br />
of<br />
Tot.<br />
some<br />
Environ.<br />
elements<br />
372:<br />
in<br />
693–706.<br />
the urban air particulate matter in Lodz City of Poland<br />
Bettinelli M., Perotti M., Spezia S., Baffi C., Beone G.M., Alberici F., Bergonzi S., Bettinelli C.,<br />
and Cantarini Milan, P., Italy. Mascetti Environ. L. 2002. Internat. The 29:423– role of analytical 428. methods for the determination of trace<br />
elements in environmental biomonitors. Microchemical Journal 73: 1<strong>31</strong>−152.<br />
Berlizov A.N., Blum O.B., Filby R.H., Malyuk I.A., Tryshyn V.V. 2007. Testing applicability<br />
Branquinho C., Catarino F., Brown D.H., Pereira M.J., Soares A. 1999. Improving the use of lichens<br />
poplar as biomonitors (Populus of nigra atmospheric L.) bark to pollution. heavy metal Sci. Tot. air Environ. pollution 232: monitoring 67–77. in urban and<br />
of black<br />
Dmuchowski W. 1995. Monitoring environmental pollution in Poland by chemical analysis of<br />
industrial regions. Sci. Tot. Environ. 372:693–706.<br />
Scots Pine (Pinus sylvestris L.) needles. Environ. Pollut. 87: 87−104.<br />
Jalkanen Bettinelli L., M., Makinen Perotti A., M., Hasanen Spezia S., E., Baffi Juhanoja C., Beone J. 2000. G.M., The Alberici effect of large F., Bergonzi anthropogenic S., Bettinelli particulate<br />
emissions on atmospheric aerosols, deposition and bioindicators in the eastern Gulf<br />
C., Cantarini<br />
of Finland<br />
P.,<br />
region.<br />
Mascetti<br />
Sci. Tot.<br />
L. 2002.<br />
Environ.<br />
The<br />
262:<br />
role<br />
123–136.<br />
of analytical methods for the determination of<br />
Samecka-Cymerman trace elements in environmental A., Kosior G., biomonitors. Kempers A.J. Microchemical 2006. Comparison Journal 73:1<strong>31</strong>−152.<br />
of the moss Pleurozium<br />
schreberi with needles and bark of Pinus sylvestris as biomonitors of pollution by industry in<br />
Branquinho Stalowa Wola C, Catarino (southeast F, Brown Poland). DH, Ecotoxicology Pereira MJ, and Soares Environmental A. 1999. Safety Improving 65: 108–117. the use of<br />
lichens as biomonitors of atmospheric pollution. Sci. Tot. Environ. 232:67 –77.<br />
Dmuchowski W. 1995. Monitoring environmental pollution in Poland by chemical analysis 197 of<br />
Scots Pine (Pinus sylvestris L.) needles. Environ. Pollut. 87:87−104.
Bioakumulacja<br />
Suzuki K. 2006. Characterisation of airborne particulates and associated trace metals deposited<br />
on tree bark by ICP-OES, ICP-MS, SEM-EDX and laser ablation ICP-MS. Atmosph. Environ.<br />
40: 2626–2634.<br />
Tomašević M., Vukmirović Z., Rajšić S., Tasić M., Stevanović B. 2005. Characterization of trace<br />
metal particles deposited on some deciduous tree leaves in an urban area. Chemosphere<br />
61: 753–760.<br />
Trimbacher C., Weiss P. 1999. Needle surface characteristics and element contents of Norway<br />
spruce in relation to the distance of emission sources. Environ. Pollut. 105: 111−119.<br />
Williamson B.J., Mikhailova I., Purvis O.W., Udachin V. 2004. SEM-EDX analysis in the source<br />
apportionment of particulate matter on Hypogymnia physodes lichen transplants around the<br />
Cu smelter and former mining town of Karabash. Sci. Tot. Environ. 322: 139–154.<br />
Badanie sfinansowano z środków Komitetu Badań Naukowych.<br />
Ocena poziomu zanieczyszczenia powietrza w regionie łódzkim<br />
na podstawie analizy cząstek zdeponowanych na powierzchni<br />
powszechnie stosowanych biowskaźników<br />
Praca ta jest częścią kompleksowego projektu mającego na celu zbadanie wpływu zanieczyszczenia<br />
środowiska na gromadzenie się zanieczyszczeń przez próbki biologiczne<br />
oraz ocena ich potencjalnego zastosowania w charakterze wskaźników stanu zanieczyszczenia<br />
powietrza na terenie regionu łódzkiego. Materiał badawczy stanowią próbki<br />
mchów, porostów, igieł oraz kory drzew. Zasadniczym celem zaprezentowanej pracy było<br />
uzyskanie komplementarnych informacji na temat stanu zanieczyszczenia środowiska<br />
przy wykorzystaniu zróżnicowanych technik analitycznych, jak również wykazanie różnic<br />
w poziomach metali ciężkich w analizowanych biologicznych wskaźnikach. Niemyte próbki<br />
po dokładnym wstępnym oczyszczeniu ręcznym, mającym na celu usunięcie przylegających<br />
cząstek gleby, wysuszono w temperaturze pokojowej, zhomogenizowano z użyciem<br />
moździerza agatowego, a następnie zmineralizowano (ok. 200 mg materiału badawczego)<br />
ze stężonym kwasem azotowym w układzie mikrofalowym Milestone MLS-1200 MEGA.<br />
Oznaczenie ilościowe metali wykonano za pomocą techniki atomowej spektrometrii emisyjnej<br />
sprzężonej z plazmą wzbudzoną indukcyjnie (IRIS-AP, Thermo Jarrell Ash) oraz spektrometrii<br />
masowej sprzężonej z plazmą wzbudzoną indukcyjnie (OptiMass 8000, GBC).<br />
Potencjalne zmiany struktury badanych biowskaźników, związane z ekspozycją na oddziaływanie<br />
zanieczyszczeń, oraz cząstki obecne na ich powierzchni scharakteryzowano<br />
z wykorzystaniem skaningowej mikroskopii elektronowej z emisją pola (S-4700 Hitachi) wyposażonej<br />
w przystawkę do analizy rentgenowskiej (ThermoNORAN) oraz spektrometrii<br />
masowej jonów wtórnych z analizatorem czasu przelotu TOF-SIMS IV (ION-TOF). Poprawność<br />
uzyskanych wyników oraz powtarzalność zastosowanych metod została potwierdzona<br />
na podstawie analizy metali w odpowiednich materiałach certyfikowanych Mixed Polish<br />
Herbs INCT-MPH-2, Pine Needles 1575a i Lichen CRM 482. Uzyskano zadowalającą zgodność<br />
wartości certyfikowanych z otrzymanymi wynikami.<br />
198
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
MACRO- AND MICROELEMENTS IN LEAVES OF MEDICINAL RAW PLANT<br />
MATERIALS*<br />
INTRODUCTION. The human body requires a number of essential elements in order to<br />
maintain good health [Ajasa et al. 2004; Balaji et al. 2000]. They play a vital role in metabolic<br />
process [Kumar et al. 2005]. Some of these elements, such as Na, K, Ca are present at mg/<br />
g level, whereas other elements such as B, Fe, Zn are present at mg/kg. A lot of them to human<br />
nutrition are accumulated in different parts of plants. Bioavailability of the elements for<br />
plants depends on the form of their bond with the constituents of a soil [Łozak et al. 2002].<br />
Another sources of macro- and microelements are atmospheric dusts, rainfall, plant protection<br />
agents and fertilizers. These pollutants play an important role in contamination of medicinal<br />
plants by metals and important thing is to know that plants used in the therapy must<br />
be picked up in areas free of any contamination sources.<br />
The leaves of the plants are used in many countries for the therapeutic effects, that’s<br />
why the elemental composition of that part of plants is very important [Naidu et al. 1999]. Elements<br />
concentrations in leaves depend on leave age, weather conditions, sampling height,<br />
sampling period etc. [Kumar Reddy and Reddy 1997]. Beside knowledge about the total elements<br />
concentrations in biological samples such as leaves can provide information about<br />
the daily intake of essential elements.<br />
The elements can be determined by different analytical techniques, such as atomic<br />
absorption spectrometry (AAS), inductively-coupled plasma atomic emission spectrometry<br />
(ICP-AES), differential pulse polarography and radionuclide X-ray fluorescence analysis.<br />
[Beláková et al. 1995]. Atomic absorption spectrometry is probably used most often [Łozak<br />
et al. 2002; Gomez et al. 2004].<br />
The aim of this study was to determine the concentrations of B, Na, Mg, K, Ca, Fe and<br />
Zn in leaves of medicinal raw plant materials. The interest in it is due to the lack of information<br />
in literature on boron content in medicinal plants as well as on the relation between this<br />
element and other components in plant materials.<br />
EXPERIMENTAL<br />
Plant material. A total set of 13 leaves samples of medicinal raw plant materials<br />
was analyzed. The plant materials were as follows (sample numbers are given in brackets)<br />
– leaves of Althaceae (1), Betulae (2), Farfarae (3), Melissae (4), Menthae Piperitae (5),<br />
Menyanthidis (6), Plantaginis Lanceolatae (7), Ribis Nigri (8), Rosmarini (9), Salviae (10),<br />
Sennae (11), Urticae (12) and Uvae Ursi (13). The distributor of these plant samples was<br />
herbal enterprise at one of factories in Poland – Kawon (Gostyń).<br />
Plant materials were dried in an air dryer at 30°C during 30 min. Then approximately 50<br />
g samples were homogenized at 20°C for 20 s in a water-cooled grinder Knifetec 1095 (Foss<br />
Tecator, Höganäs, Sweden). Until the analysis, samples were kept in the closed containers.<br />
Digestion procedure. For the digestion of the samples, a high-pressure microwave<br />
system UniClever TM , BM-1z (Plazmatronika, Wrocław, Poland) was applied. Nitric acid<br />
(65%, Selectipur®, Merck, Germany), hydrogen peroxide (30%, Selectipur®, Merck, Germany)<br />
and deionized water obtained by a double distillation of water in Destamat® Bi-18<br />
system (Heraeus Quarzglas, Hanau, Germany) were used.<br />
* Prof. dr hab. Marek Wesołowski, mgr Agnieszka Arceusz – Katedra i Zakład Chemii Analitycznej,<br />
Akademia Medyczna w Gdańsku.<br />
199
Bioakumulacja<br />
For boron determination about 0.5 g of each plant sample was transferred to the teflon<br />
crucible. Then, to the plant sample 2.5 ml of the concentrated nitric acid and 2.5 ml of the<br />
30% hydrogen peroxide, were added. The digestion was performed in one stage for 8 min<br />
at full power of magnetron and at programmed threshold pressure values.<br />
For others elements determination about 0.9 to 1.4 g of each plant sample was transferred<br />
to the teflon crucible and to then 3 ml of 30% hydrogen peroxide and 5 ml of the concentrated<br />
nitric acid were added to the plant sample. The digestion was performed in one<br />
stage for 7 min at 85% power of magnetron and at programmed threshold pressure values.<br />
After the digestion, the sample solution was cooled through 10 min. Then the digested<br />
sample was transferred into the 25 ml volumetric flask (for boron determination) and into<br />
the 50 ml volumetric flask (for others elements). At the end the volume was made up with<br />
the deionized water.<br />
Elements determination. The content of boron (as BO 2-<br />
) was measured spectrophotometrically<br />
basing on the reaction of this element with Azomethine H [Gestring and<br />
Soltanpour 1981; Ciba and Chruściel 1992]. A precise amount of mineralized sample was<br />
placed in 50 ml volumetric flask, diluted with deionized water to 30 ml and the following reagents<br />
were added: 5 ml of pH 5.2 buffer, 5 ml of EDTA solution and 5 ml of Azomethine H.<br />
Then, the flasks were filled to the mark with deionized water, mixed, and after 2 h the absorbance<br />
was measured using spectrophotometer Specol-11 (Carl Zeiss, Jena, Germany),<br />
in 5 cm cuvettes at a wavelength of 415 nm. Deionized water with all reagents was used as<br />
a reference solution.<br />
Table 1. F-AAS instrumental parameters employed to metals determination<br />
Element<br />
Burner height<br />
[mm]<br />
Wavelength<br />
[nm]<br />
Slit width<br />
[nm]<br />
Lamp current<br />
[mA]<br />
Fuel gas<br />
[l/min]<br />
Na 15 589.0 0.5 – 13.5<br />
Mg 15 285.2 0.5 4 13.5<br />
K 15 766.5 0.2 – 13.5<br />
Ca 16 422.7 0.5 – 13.8<br />
Fe 15 248.3 0.2 5 12.2<br />
Zn 15 213.9 1.0 5 13.6<br />
The content of others elements were estimated using Varian SpectrAA 250 Plus absorption/emission<br />
spectrometer (Australia). Magnesium, Fe and Zn were determined by<br />
atomic absorption spectrometry, whereas K, Na and Ca – by atomic emission spectrometry.<br />
The determination parameters of metals by the F-AAS method are presented in Table 1.<br />
The accuracy (as recovery) and precision (as relative standard deviation) of the used<br />
procedures were determined by analysis of the certified reference materials – Tomato<br />
Leaves 1573a (NIST, USA) in the case of boron and Mixed Polish Herbs (INCT-MPH-2, Poland)<br />
in the case of others elements. The results are listed in Table 2.<br />
RESULTS AND DISCUSSION. The results of elements determination are compiled in<br />
Table 3. In the analyzed material, potassium had the highest concentration of all selected<br />
elements, ranging from 10.60 mg/g of dry plant weight (d.w.) in Folium Salviae (10) to 47.67<br />
mg/g of d.w. in Folium Betulae (2). The concentration of Ca was on the similar level. Folium<br />
Urticae (12) is characterized the highest content of that macroelement – 52.12 mg/g of d.w.<br />
200
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
The concentration of Mg was found as the element on a relatively smaller level then K and<br />
Ca, only on several mg/g of d.w. On the contrary, total B, Na, Fe and Zn levels are significantly<br />
lower and their concentrations varied from several tens to several hundreds of mg/<br />
kg of d.w.<br />
Table 2. Results of the determination of elements in the certified reference materials<br />
Element Certified value Determined value Recovery [%] RSD [%]<br />
B [mg/kg] 33.3 36.69 110.00 6.76<br />
Na [mg/kg] 350 281.74 80.49 3.46<br />
Mg [mg/g] 2.92 2.65 90.75 3.01<br />
K [mg/g] 19.10 18.75 98.16 14.02<br />
Ca [mg/g] 10.8 10.16 94.14 13.97<br />
Fe [mg/kg] 460 504.87 109.75 10.44<br />
Zn [mg/kg] 33.5 <strong>31</strong>.42 93.79 3.34<br />
Table 3. The content of elements in the analyzed leaves of medicinal raw plant materials<br />
B<br />
[mg/kg]<br />
Na<br />
[mg/kg]<br />
Mg<br />
[mg/g]<br />
K<br />
[mg/g]<br />
Ca<br />
[mg/g]<br />
Fe<br />
[mg/kg]<br />
Zn<br />
[mg/kg]<br />
No<br />
arithmetic mean ± SD<br />
1 47.09±2.46 1082.67±3.93 5.83±0.45 24.68±1.32 32.96±1.75 38.92±3.65 22.94±0.70<br />
2 28.16±2.48 45.58±1.14 1.79±0.04 47.67±5.20 3.03±0.16 26.21±0.79 124.56±1.21<br />
3 48.67±1.87 64.19±0.85 5.23±1.06 12.79±3.46 39.71±2.77 152.08±0.96 28.48±0.68<br />
4 42.66±1.23 41.29±3.65 6.24±0.16 32.57±1.82 23.96±1.44 70.81±4.39 29.32±0.45<br />
5 36.20±1.04 63.21±0.75 6.12±0.33 24.90±7.69 23.52±2.78 100.64±1.11 29.61±0.80<br />
6 39.62±0.66 3<strong>31</strong>8.84±13.77 3.67±0.30 28.89±1.23 23.12±3.81 85.70±5.83 45.70±0.77<br />
7 25.70±1.36 493.39±6.04 4.27±0.71 13.72±6.42 21.55±0.90 71.13±2.38 29.33±3.09<br />
8 37.36±1.60 33.87±5.17 6.46±0.37 25.78±9.52 28.87±0.42 42.83±1.23 19.18±1.00<br />
9 67.01±0.63 86.32±6.53 2.83±0.08 15.37±1.68 21.03±0.32 191.46±6.65 13.93±0.77<br />
10 52.52±1.17 57.32±5.42 6.97±0.74 10.60±1.32 22.35±1.00 260.74±16.22 83.35±2.24<br />
11 32.62±0.66 1000.49±8.49 4.77±0.25 20.63±2.76 35.32±2.93 65.25±1.17 25.98±1.55<br />
12 34.04±1.09 34.14±6.22 5.25±0.12 16.82±4.71 52.12±6.37 67.06±2.41 23.21±0.39<br />
13 <strong>31</strong>.61±1.<strong>31</strong> 52.28±4.90 0.48±0.10 12.87±2.34 12.86±4.76 23.43±0.72 34.78±0.57<br />
Analyzing the data listed in Table 3, high concentration of B, Mg and Fe in Folium Salviae<br />
(10) was found. Similar situation was observed in the case of Folium Farfarae (9). To the<br />
group of leaves, which are the poorest in detected elements, Folium Betulae (2) and Uvae<br />
Ursi (13) can be included, however the sample of Folium Betulae is richest in K and Zn. In<br />
Folium Menthae Piperitae was found 24.90 mg K/g, 100.64 mg Fe/kg and 29.61 mg Zn/kg<br />
of d.w. These values are confirmed by the literature data [Choudhury et al. 2006].<br />
The linear correlation coefficients between the levels of the studied elements are listed<br />
in Table 4. Statistically significant (α < 0.05) values are denoted by bold numbers. The correlations<br />
weren’t strong and they were found only between pairs of elements – Zn-K, Ca-K<br />
and Mg-K. The correlation between Zn and K in plants used in medicine was also previously<br />
reported in literature by Ražic et al. [Ražic et al. 2005].<br />
201
Bioakumulacja<br />
Table 4. The correlation coefficients between the elements in leaves<br />
Element B Na Mg K Ca Fe<br />
Na -0.26<br />
Mg 0.32 -0.20<br />
K -0.15 0.08 0.34<br />
Ca -0.24 -0.01 -0.04 0.38<br />
Fe 0.04 -0.24 -0.04 -0.25 -0.01<br />
Zn 0.20 -0.17 -0.21 -0.43 -0.14 -0.17<br />
CONCLUSIONS. Results obtained in this study enable to estimate levels of macroand<br />
microelements, which are important for living organism. Beside analysis has isolated<br />
samples of leaves of medicinal plants, which are the richest and poorest in determined elements.<br />
Several statistically significant correlations between elements were found.<br />
REFERENCES<br />
Ajasa A.M.O., Bello M.O., Ibrahim A.O., Ogunwande I.A., Olawore N.O. 2004. Heavy trace metals<br />
and macronutrients status in herbal plants of Nigeria. Food Chem. 85: 67–71.<br />
Balaji T., Acharya R.N., Nair A.G.C., Reddy A.V.R., Rao K.S., Naidu G.R.K., Manohar S.B. 2000.<br />
Determination of essential elements in ayurvedic medicinal leaves by k 0<br />
standardized instrumental<br />
neutron activation analysis. J. Radioanal. Nucl. Chem. 243: 783–788.<br />
Beláková M., Havránek E., Bumbálová A. 1995. Heavy metals and some other elements in medicinal<br />
plants. Determined by X-ray fluorescence analysis. J. Radioanal. Nucl. Chem. 201:<br />
4<strong>31</strong>–437.<br />
Choudhury R.P., Kumar A., Garg A.N. 2006. Analysis of Indian mint (Mentha spicata) for essential,<br />
trace and toxic elements and its antioxidant behaviour. J. Pharm. Biomed. Anal. 41:<br />
825–832.<br />
Ciba J., Chruściel A. 1992. Spectrophotometric determination of boron in human hair with Azomethine<br />
H. Fres. J. Anal. Chem. 342: 147–149.<br />
Gestring W.D., Soltanpour P.N. 1981. Boron analysis in soil extracts and plant tissue by plasma<br />
emission spectroscopy. Commum. Soil Sci. Plant Anal. 12: 733–742.<br />
Gomez M.R., Cerutti S., Olsina R.O., Silva M.F., Martinez L.D. 2004. Metal content monitoring in<br />
Hypericum perforatum pharmaceutical derivatives by atomic absorption and emission spectrometry.<br />
J. Pharm. Biomed. Anal. 34: 569–576.<br />
Kumar A., Nair A.G.C., Reddy A.V.R., Garg A.N. 2005. Availability of essential elements in Indian<br />
and US tea brands. Food Chem. 89: 441–448.<br />
Kumar Reddy P.R., Jayarama Reddy S. 1997. Elemental concentrations in medicinally important<br />
leafy materials. Chemosphere. 34: 2193–2212.<br />
Łozak A., Sołtyk K., Ostapczuk P., Fijałek Z. 2002. Determination of selected trace elements in<br />
herbs and their infusions. Sci. Total Environ. 289: 33–40.<br />
Naidu G.R.K., Denschlag H.O., Mauerhofer E., Porte N., Balaji T. 1999. Determination of macro,<br />
micro nutrient and trace element concentrations in Indian medicinal and vegetable leaves<br />
using instrumental neutron activation analysis. Appl. Radiat. Isot. 50: 947–953.<br />
Ražić S., Onjia A., Dogo S., Slavković L., Popović A. 2005. Determination of metal content in<br />
some herbal drugs – Empirical and chemometric approach. Talanta. 67: 233–239.<br />
202
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
MAKROelementy I MIKROELEMENTY W LIŚCIACH ROŚLINNYCH SUROWCÓW<br />
LECZNICZYCH<br />
Celem badań było określenie całkowitej zawartości boru, sodu, magnezu, potasu, wapnia,<br />
żelaza i cynku w liściach wybranych roślinnych surowców leczniczych i rozpoznanie<br />
wzajemnych relacji, jakie zachodzą pomiędzy oznaczanymi pierwiastkami.<br />
Analizie poddano liście roślinnych surowców leczniczych, pochodzących z firmy Kawon<br />
(Gostyń). Po homogenizacji próbek, surowce poddano mineralizacji mikrofalowej stosując<br />
stężony kwas azotowy i perhydrol jako mieszaninę mineralizacyjną oraz odpowiedni<br />
program mineralizacji. W mineralizatach bor oznaczono spektrofotometrycznie, natomiast<br />
do oznaczenia pozostałych pierwiastków zastosowano absorpcyjną/emisyjną spektrometrię<br />
atomową (spektrometr Varian SpectrAA 250 Plus).<br />
Przeprowadzone badania pozwoliły wyodrębnić surowce lecznicze o wysokich stężeniach<br />
oznaczanych pierwiastków, niezbędnych dla organizmów żywych. Słabe, lecz istotne<br />
statystycznie korelacje stwierdzono pomiędzy parami takich pierwiastków jak Zn–K, Ca–K<br />
i Mg–K. W pozostałych przypadkach korelacje nie były istotne statystycznie.<br />
203
Bioakumulacja<br />
ACCUMULATION OF METALS IN GENTIANA ASCLEPIADEA L. FROM KARKONOSZE MTS.*<br />
Introduction. Gentiana asclepiadea L. is widespread across the Karkonosze region.<br />
The plant forms numerous clusters both in full sun and shadow. Willow gentian is commonly<br />
found in Poland, mainly in Sudety and Karpaty region [Jasiewicz 1971]. The plant is distributed<br />
up to 1450 m above see level in Polish Karkonosze region. Although levels of heavy metals<br />
have significantly decreased in plant growing within Karkonosze massive [Grodzińska and Szarek-Łukaszewska<br />
1997], their content in this environment is still elevated and may affect development<br />
and survival of some plant species. This paper aims at the assessment of heavy metal<br />
content in willow gentian leaves and soils from its habitats within the Karkonosze region.<br />
Materials and methods. The investigation was carried out within 55 natural populations<br />
of Gentiana asclepiadea selected at elevation from 720 to 1380 m above see level<br />
within various plant ecosystems of Karkonosze (from Szklarska Poręba to Przełęcz Okraj). 30<br />
leaves of willow gentian were collected from each study sites (1 leaf from the middle part of a<br />
stem) together with soil from the root zone sampled at the depth between10 and 25 cm.<br />
Prior to analyses the plant material was washed thoroughly in distilled water, then dried<br />
and pulverised. Air-dried soil samples were ground in a mortar to pass a 2 mm sieve and were<br />
then homogenised. Soil and plant material (0.5 g) were subsequently digested in an open system<br />
with concentrated nitric acid and hydrogen peroxide (30%). All solutions obtained were<br />
transferred to graduated flasks and then diluted up to 50 cm 3 with redistilled water. The total<br />
concentrations of Fe, Mn, Zn and Cu were determined by atomic absorption spectrometry with<br />
flame atomization, whereas Pb, Ni and Cd were with electrothermal atomization (AVANTA PM<br />
by GBC Scientific Equipment). All elements were measured against SIGMA standards. The<br />
precision of the measurements was determined by comparing the results of heavy metal content<br />
in the solutions made from three separate weighted portions of each sample. These were<br />
analysed using identical methodology. The reproducibility of the methods used was compared<br />
to the results of an inter-laboratory study by digesting and analysing reference material GBW<br />
07604 Poplar Leaves (Institute of Geophysical and Geochemical Exploration Lanfang China).<br />
The results for the soil and plant the samples were calculated on a dry weight basis.<br />
Pearson’s correlations were calculated to examine the relationships between the concentrations<br />
of the metals in the plant leaves and the corresponding soils (N=110 and p
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Karkonosze massive [Borkowski et al. 1993; Sachanbiński 1994; Skiba et al. 1994; Gworek<br />
and Wasiłowska 1998; Drozd et al. 1998; Kocowicz 2000; Krawczyk 2002].<br />
The Gentiana asclepiadea leaves from the habitats studied differ significantly with respect<br />
to heavy metal content with the exception of Fe (table 1).<br />
Table 1. Ranges of mean concentrations of heavy metals in the soil and in the leaves of Gentiana<br />
asklepiadea and results of Snedecor test (F tab.<br />
=1,57, p
Bioakumulacja<br />
was slightly higher as compared to that given by Kabata-Pendias and Pendias [1993] for<br />
vascular plants.<br />
According to Kabata-Pendias and Pendias [1993] the concentrations of Zn in aerial<br />
parts of plants from clean areas ranges from 10 to 70 mg·kg -1 . The content of zinc in the<br />
studied Gentiana asclepiadea from Karkonosze is found to be within the range given above,<br />
and is comparable to the amounts of Zn (ranging from 11.6 to 70.3 mg·kg -1 ) reported for other<br />
plants in this region [Gworek and Wasiłowska 1998; Żołnierz et al. 1995]. Nonetheless,<br />
Krawczyk [2002] had reported higher concentrations of Zn in Homogyne alpina leaves (average<br />
138 mg·kg -1 ) as had Borkowski et al. [1993] in Fagus sylvatica (average 244 mg·kg -<br />
1<br />
) than that found for the willow gentian in this study. Zn mean bioaccumulation coefficient<br />
(1.2) calculated herein was found to be similar to that specified by Kabata-Pendias and Pendias<br />
[1993] for plants.<br />
The levels of Pb in the leaves of Gentiana asclepiadea ranged from 0.55 to 9.45<br />
mg·kg -1 (average 3.01 mg·kg -1 ), and was found to be within the plant philological demand<br />
range of values (2–5 mg·kg -1 ) according to Kabata-Pendias and Pendias [1993]. Willow<br />
gentian from the studied sites accumulated comparable amounts of lead as other plant<br />
species studied in the same region by Gworek and Wasiłowska [1998]. Significantly higher<br />
Pb accumulation capacity was characteristic of the following mosses from the Karkonosze<br />
region: Sphagnum aquarrosum (53.3 mg·kg -1 ), Polytrichum formosum (27.7–34.5<br />
mg·kg -1 ) and Polytrichum commune (19 mg·kg -1 ) [Żołnierz et al. 1995; Bylińska 1998].<br />
The mean Pb accumulation coefficient was found to be 0.06 in this study, and was slightly<br />
lower as compared to that given by Kabata-Pendias and Pendias [1993] for vascular<br />
plants.<br />
The analysis revealed that Gentiana asclepidea leaves from Karkonosze accumulated<br />
relatively low levels of cadmium and nickel. However, these levels were found to be within<br />
the physiological demand rang of values given by Markert [1992] and Kabata-Pendias and<br />
Pendias [1993] for plants. Similarly low concentrations of Cd were noted by Bylińska and<br />
Matusiewicz [2000] as well as Żołnierz et al. [1995] in spruce needles and by Gworek and<br />
Wasiłowska [1998] in Vaccinium myrtillus leaves. The mean Cd bioaccumulation coefficient<br />
(1.6) is lower that given by Kabata-Pendias and Pendias [1993]. However, the bioaccumulation<br />
coefficient calculated for Ni (average 1.2) exceeded that given by the authors mentioned<br />
above.<br />
The leaf concentration of Fe in Gentiana asclepiadea was high and exceeded the range<br />
of values (5–200 mg·kg -1 ) given by Markert [1992]. Gworek and Wasiłowska [1998] reported<br />
similar levels of iron in Vaccimium myrtillus from Karkonosze, whereas Żołnierz et al. [1995]<br />
found significantly higher content of this metal in lower plants as compared to Fe level found<br />
in willow gentian herein. The Fe mean bioaccumulation coefficient (0.02) is comparable to<br />
that (0.01) given by Kabata-Pendias and Pendias [1993].<br />
Correlation between concentration of a metal in the environment and that in a plant species<br />
indicates the potential usefulness of this plant in bioindication of environmental contamination<br />
with a given metal [Frazin and McFarlane 1980; Jones 1985]. The significant<br />
positive correlation between Mn in the plant leaves and the content of this element in the<br />
corresponding soils was found in this study (table 2). Furthermore, significant negative correlations<br />
were noticed between the content of some metals in the studied soils and plants<br />
(table 2). The statistical analysis revealed that the content of Pb increases in the leaves<br />
of Gentiana asclepiadea and in soils from its habitats proportionally to the elevation of the<br />
sampling sites above sees level.<br />
206
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Table 2. Statistically significant relations between concentrations of metals in the soil and their<br />
concentrations in the leaves<br />
No Relationship R estimated<br />
1 Mn in the soil and Mn in the leaves 0.51<br />
2 Pb in soil and Ni in the leaves -0.37<br />
3 Pb in soil and Zn in the leaves -0.27<br />
4 Fe in soil and Cu in the leaves -0.33<br />
5 Fe in soil and Pb in the leaves -0.38<br />
6 Zn in the soil and Cu in the leaves -0.35<br />
7 Zn in the soil and Pb in the leaves -0.42<br />
8 Elevation above see level. and Pb in soil 0.37<br />
9 Elevation above see level. and Pb in the leaves 0.42<br />
* n=110 and p
Bioakumulacja<br />
Jones K.C. 1985. Gold, silver and other elements in aquatic bryophytes from mineralized area of<br />
North Wales UK. J. Geochem. Explor. 24: 237–246.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemistry of trace elements. PWN, Warszawa (in<br />
Polish).<br />
Kocowicz A. 2000. Cadium content of some soils of Karkonosze Mountains National Park. In: A.<br />
Kabata-Pendias and B. Szteke (ed.) Cadmium in the Environment–Ecological and Analytical<br />
Problems. Zeszyty Naukowe PAN. 26: 67–72 (in Polish).<br />
Krawczyk J. 2002. Bioaccumulation of zinc in Homogyne alpina (L.) Cass. from Karkonosze National<br />
Park. In: A. Kabata-Pendias and B. Szteke (ed.) Zinc in the Environment–Ecological<br />
and Analytical Problems. Zeszyty Naukowe PAN. 33: <strong>31</strong>5–323 (in Polish).<br />
Lityński T., Jurkowska H. 1982. Żyzność gleby i odżywianie się roślin. PWN, Warszawa.<br />
Markert B. 1992. Presence and Significance of Naturally Occurring Chemical Elements of the Periodic<br />
System in the Plant Organism and Consequences for Future Investigations on Inorganic<br />
Environmental Chemistry in Ecosystems. Vegetatio. 103: 1–30.<br />
Parker R.E. 1983. Introductory Statistics fir Biology. Edwarg Arnold Publishers Ltd, London.<br />
Sachanbiński M. 1994. Geochemical characteristic of Landscapes of Jakuszyce Region. In: Z.<br />
Fischer (ed.) Karkonosze Ecological Research. Oficyna Wyd. Instytutu Ekologii PAN, Dziekanów<br />
Leśny. : 125–134 (in Polish).<br />
Skiba S., Drewniak M., Szmuc R. 1994. Heavy metals in soil of selected regions of Karkonosze<br />
Mts. In: Z. Fischer (ed.) Karkonosze Ecological Research. Oficyna Wyd. Instytutu Ekologii<br />
PAN, Dziekanów Leśny: 125–134 (in Polish).<br />
StatSoft Inc. 2005. STATISTICA for Windows (data analysis software system), version 7. www.<br />
statsoft.com.<br />
Żołnierz L., Fabiszewski J., Matuła J. 1995. Bioindication of heavy metal and sulphur contamination<br />
in high mountain belts of the Karkonosze Mts. In: J. Sarosiek (ed.) Geoecological Problems<br />
of the Karkonosze Mts. Wyd. ACARUS, Poznań. : 63–72 (in Polish).<br />
Kumulacja metali w Gentiana asclepiadea L. z Karkonoszy<br />
Goryczka trojeściowata (Gentiana asclepiadea L.) jest gatunkiem pospolicie występującym<br />
w Karkonoszach. Przedmiotem badań było 55 naturalnych populacji Gentiana asclepiadea<br />
położonych w różnych zbiorowiskach roślinnych w Karkonoszach, na wysokości od<br />
720 m n.p.m. do 1380 m n.p.m. Celem badań było określenie zawartości metali ciężkich<br />
w glebie oraz w liściach tego gatunku z badanych stanowisk. Badane gleby są skażone<br />
ołowiem, natomiast pozostałe badane metale ciężkie nie przekraczały wartości tła geochemicznego.<br />
W liściach goryczki trojeściowatej stwierdzono średnią zawartość badanych metali,<br />
za wyjątkiem manganu i miedzi, których wartości są podwyższone. Stwierdzono także<br />
podwyższoną wartość współczynnika bioakumulacji Mn w badanej roślinie, co wskazuje, że<br />
gatunek ten w warunkach siedliskowych Karkonoszy kumuluje większe ilości tego metalu.<br />
Wykazano istotne statystycznie zależności pomiędzy zawartością badanych metali w glebie<br />
a ich zawartością w roślinach.<br />
208
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Hiperakumulacja cynku w liściach brzozy brodawkowatej<br />
(Betula pendula Roth)*<br />
WPROWADZENIE. Cynk należy do grupy pierwiastków niosących ze sobą duże ryzyko<br />
zachwiania równowagi chemicznej w biosferze, ponieważ posiada dużą zdolność kumulacji<br />
w środowisku. Cynk jest jednym z najbardziej ruchliwych metali w glebie. Wpływają na to<br />
zarówno jego formy wymienne, jak i związki z substancją organiczną. Pierwiastek ten występujące<br />
w glebach w formach łatwo rozpuszczalnych i jest też łatwo dostępny dla roślin.<br />
Głównym antropogennym źródłem zanieczyszczenia środowiska cynkiem są emisje<br />
z hut metali kolorowych. Znaczącym źródłem zanieczyszczenia cynkiem jest też spalanie<br />
węgla i śmieci oraz ścieki komunalne [Collins 1981; Kabata-Pendias i Pendias 1999], a także<br />
ścieranie opon w czasie ruchu samochodów [Bush i in. 2001].<br />
Rośliny zawierają przeważnie od 10 do 100 mg·kg -1 cynku, wykazują dużą tolerancję<br />
na nadmiar cynku, a symptomy toksyczności (chlorozy, nekrozy, ograniczenie wzrostu) występują<br />
u nich przy stosunkowo wysokich stężeniach [Karweta 1978; Collins 1981; Kabata-<br />
Pendias i Pendias 1999]. Linzon i in. [1979] określili stężenie cynku 250 mg·kg -1 w liściach<br />
jako toksyczne dla drzew. Liście drzew rosnących w środowisku niezanieczyszczonym zawierają<br />
cynku przeciętnie mniej niż 100 mg·kg -1 , np.: Quercus robur 29–76 mg·kg -1 [Czerney<br />
i Fiedler 1970; Burg 1975, cyt. Smidt 1988], Quercus rubra 60−80 mg·kg -1 [Stone 1968, cyt.<br />
Smidt 1988], Tilia ‘Euchlora’ 20−35 mg·kg -1 [Dmuchowski i Badurek 2001]. Igły Pinus silvestris<br />
L. zawierają 41−50 mg·kg -1 cynku w środowisku o niskim poziomie zanieczyszczenia<br />
[Molski i Dmuchowski 1990; Dmuchowski i Bytnerowicz 1995].<br />
Znane są liczne gatunki roślin wykazujące wyjątkowe zdolności do akumulowania ekstremalnie<br />
dużych ilości cynku, tzw. hiperakumuklatory, np.: Thlaspi caerulescens 1485<br />
mg·kg -1 [Uenno i in. 2004] albo Arabidopsis halleri − 1420 mg·kg -1 [Marguès i in. 2004].<br />
Brzoza brodawkowata (Betula pendula Roth) nie jest wymieniana w publikacjach jako<br />
hiperakumulator, wykazuje jednak wyjątkowe w świecie roślin powinowactwo z cynkiem,<br />
o wiele większe niż inne gatunki drzew [Dany i Wilkins 1987; Dmuchowski 2005]. W literaturze<br />
nie znaleziono publikacji zajmującej się tym problemem i tłumaczącej ten fakt.<br />
Brzoza brodawkowata (Betula pendula Roth) powszechnie występuje w Europie i Azji,<br />
aż po Syberię (rys. 1). W Polsce jest najpospolitsza wśród brzóz. Zaliczana jest do gatunków<br />
pionierskich. Rośnie nawet na suchych, jałowych glebach, wydmach i nieużytkach<br />
przemysłowych. Gatunek ten dobrze znosi zanieczyszczenia atmosfery [Browicz 1979; Zarzycki<br />
1979].<br />
Teren badań. Teren badań obejmował różne rejony Polski, o znacznie zróżnicowanym<br />
stopniu zanieczyszczenia. Liście z drzew brzozy brodawkowatej pobrano z następujących<br />
powierzchni (rys. 2):<br />
1) centralny rejon Puszczy Białowieskiej;<br />
2) teren leśny w pobliżu Rożnowa na Podgórzu Rożnowskim;<br />
3) teren leśny w Beskidzie Wyspowym koło Tymbarku;<br />
4) teren leśny na Mazowszu w rejonie Mińska Mazowieckiego;<br />
5) teren leśny na Mazowszu w pobliżu drogowej trasy szybkiego ruchu w rejonie Mińska<br />
Mazowieckiego;<br />
6) środowisko przyuliczne w Warszawie, ul. Sikorskiego – pas międzyjezdniowy;<br />
7) teren przemysłowy w pobliżu huty stali na Bielanach w Warszawie;<br />
8) rejon hałdy odpadów huty metali kolorowych w Bukowinie, koło Olkusza.<br />
* Doc. dr hab. Wojciech Dmuchowski, mgr Ewa Sołtykiewicz − Ogród Botaniczny–CZRB PAN<br />
w Warszawie.<br />
209
Bioakumulacja<br />
Rys. 1. Zasięg występowania Betula pendula Roth [Browicz 1979]<br />
Puszcza Białowieska uchodzi za stosunkowo najmniej zanieczyszczony cynkiem region<br />
w Polsce, powierzchnie badawcze (<strong>nr</strong> 2−5) położone na leśnych obszarach górskich<br />
i na Mazowszu charakteryzuje niski stopień zanieczyszczenia [Dmuchowski i Bytnerowicz<br />
1995; Grodzińska i in. 1997]. Rejon huty stali w Warszawie na Bielanach jest w znacznym<br />
stopniu zanieczyszczony metalami ciężkimi, poziom tego zanieczyszczenia w rejonie Olkusza<br />
uchodzi za ekstremalny [Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2002; Dmuchowski 2005].<br />
Zanieczyszczenie metalami ciężkimi powierzchni położonej w Warszawie przy ul. Sikorskiego<br />
jest odpowiednie do zanieczyszczenia centrum miasta [Dmuchowski 2005].<br />
Rys. 2. Lokalizacja powierzchni badawczych<br />
210
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Materiał i metody. Próbki liści brzozy brodawkowatej do oznaczeń chemicznych<br />
pobierano w lipcu. Z każdej powierzchni zebrano próbki liści z 8 drzew z wysokości ok. 3 m,<br />
z zewnętrznego pasa korony, z czterech stron obwodu drzewa.<br />
W laboratorium liście poddano procesowi suszenia w suszarce z wymuszonym obiegiem<br />
powietrza w temperaturze 70 o C. Suche liście zmielono w młynku udarowym firmy<br />
Fritsch 2000 na proszek. Mineralizacja materiału roślinnego została wykonana metodą na<br />
sucho, w elektrycznym piecu muflowym. Cynk oznaczono metodą spektrofotometrii absorpcji<br />
atomowej, aparatem Perkin Elmer 1100B [Allen i in. 1974; Perkin Elmer 1990; Morton<br />
i Roberts 1991]. Liście przed analizami nie były myte.<br />
wyniki i dyskusja. Badania wykazały znaczne zróżnicowanie poziomu akumulacji<br />
cynku w liściach brzozy brodawkowatej na terenie Polski (tab. 1, rys. 3). W zależności od<br />
położenia powierzchni badawczej zawartość cynku w liściach brzozy brodawkowatej wynosiła<br />
odpowiednio od 300 mg·kg -1 w Puszczy Białowieskiej do 1344 mg·kg -1 w rejonie hałdy<br />
odpadów huty metali kolorowych w Bukowinie koło Olkusza.<br />
Tabela 1. Zawartość cynku w mg·kg -1 ,w liściach Betula pendula Roth w różnych środowiskach<br />
Zawartość 1 2 3 4 5 6 7 8<br />
Średnia 300 303 321 330 356 501 863 1344<br />
Błąd standard. 6,5 9,2 8,9 11,2 13,5 523 12,8 105,5<br />
Odch. standard. 18,3 26,0 25,3 <strong>31</strong>,7 38,1 558 36,3 298,3<br />
Poz. ufn. (95,0%) 15,3 21,7 21,1 26,5 <strong>31</strong>,8 459 30,3 249,4<br />
Zakres 45 69 66 84 112 502 102 998<br />
Minimum 275 263 283 287 290 494 809 956<br />
Maksimum 320 332 349 371 402 485 911 1954<br />
Analiza statystyczna wyników dotyczących rejonów o niskim poziomie zanieczyszczenia<br />
wykazała małe ich zróżnicowanie, wyrażone wartościami odchylenia standardowego<br />
i średniego błędu standardowego. Wartości te zwiększały się w miarę wzrostu poziomu zanieczyszczenia,<br />
np. w rejonie Olkusza wartość błędu standardowego wynosiła 105 i odchylenia<br />
standardowego − 418, w Puszczy Białowieskiej zaś wartość błędu standardowego wynosiła<br />
jedynie 6,5, a odchylenia standardowego − 18,3. Akumulacja cynku w liściach brzozy<br />
z Olkusza była prawie pięć razy większa niż w Puszczy Białowieskiej.<br />
1800<br />
1600<br />
1400<br />
1200<br />
1000<br />
800<br />
600<br />
400<br />
200<br />
0<br />
1 2 3 4 5 6 7 8<br />
<strong>nr</strong> powierzchni badawczej<br />
Rys. 3. Zawartości cynku mg·kg -1 w liściach Betula pendula Roth rosnących w różnych środowiskach,<br />
z uwzględnieniem odchylenia standardowego<br />
211
Bioakumulacja<br />
Otrzymane wyniki wskazują jako źródło zanieczyszczenia środowiska emisje pochodzące<br />
z przemysłu hutniczego, zwłaszcza metali kolorowych, a w następnej kolejności na<br />
emisje komunikacyjne jako źródło zanieczyszczenia cynkiem. Inne badania potwierdzają<br />
wysoką zawartość cynku w liściach brzozy. Steinnes i in. [2000] określili zawartości cynku<br />
w liściach Betula pubescens Ehrh. z półwyspu Kola średnio na 210 mg·kg -1 , a Särkelä i Nuorteva<br />
[1987] dla tego gatunku rosnącego w Laponii na 180 mg·kg -1 , w południowej Finlandii<br />
na 280 mg·kg -1 , a w Budapeszcie na 430 mg·kg -1 . Castrén i in. [1990] oznaczyli w B. pendula<br />
Roth i B. pubescens Ehrh. z centralnej Finlandii 220−350 mg·kg -1 cynku, a Kopponen<br />
i in. [2001], również w tych gatunkach 280−383 mg·kg -1 . Hrdlička i Kula [1998] i Hrdlička i in.<br />
[2001] podają zawartość cynku w liściach B. pendula Roth rosnącej w środowisku stosunkowo<br />
mało zanieczyszczonym w Rudawach wynoszącą średnio 189 mg·kg -1 , a w pobliżu huty<br />
metali kolorowych w Bukownie koło Olkusza 750−930 mg·kg -1 .<br />
Uzyskane wyniki oraz inne badania wskazują na wyjątkowe powinowactwo Betula pendula<br />
Roth do cynku. Liście tego gatunku zawierają znacznie większe ilości tego pierwiastka<br />
niż inne gatunki drzew. Liście drzew z rejonów o tłowym zanieczyszczeniu, położonych<br />
poza bezpośrednim wpływem przemysłowych i komunikacyjnych emisji, zawierają poniżej<br />
50 mg·kg -1 cynku, a będące pod wpływem emisji − poniżej 200 mg·kg -1 .<br />
Zawartość cynku w liściach brzozy jest znacznie większa przy tłowym zanieczyszczeniu,<br />
zawierają one do 400 mg·kg -1 cynku, a w razie dużego zanieczyszczenia do 2000<br />
mg·kg -1 . Hagen-Thorn i Stjernquist [2005] podają niższe poziomy cynku w liściach B. pendula<br />
Roth: 90 mg·kg -1 , ale i tak są one 4 razy większe niż w liściach Quercus robur L., Fraxinus<br />
excelsior L., Fagus sylvatica L. i Tilia cordata Mill.<br />
Wyniki badań własnych oraz cytowane dane literaturowe wskazują na wyjątkowe właściwość<br />
Betula pendula Roth do akumulacji w liściach dużych ilości cynku, o wiele większych<br />
niż akumulowane przez inne gatunki drzew. Gatunek ten jest więc hiperakumulatorem<br />
cynku.<br />
Wnioski. Na podstawie wyników badań własnych i danych literaturowych sformułowano<br />
następujące wnioski:<br />
1. Stwierdzono znaczne zróżnicowanie stopnia zanieczyszczenia środowiska w Polsce cynkiem,<br />
wyrażone różnymi poziomami jego zawartości w liściach Betula pendula Roth.<br />
2. Źródłem skażenia środowiska cynkiem są przede wszystkim emisje z hut metali, szczególnie<br />
metali kolorowych i w mniejszym stopniu emisje motoryzacyjne.<br />
3. Stwierdzono, że poziom akumulacji cynku w liściach Betula pendula Roth jest znacznie<br />
większy, nawet o rząd wielkości, niż w liściach innych gatunków drzew.<br />
4. Wyjątkowe powinowactwo Betula pendula Roth do cynku, wyrażone jego wysokimi zawartościami<br />
w liściach, pozwala nazwać brzozę brodawkowatą hiperakumulatorem cynku.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Allen S.E., Grishaw H.M., Parkinson J.A., Quarmby C. 1974. Chemical analysis of Ecological materials.<br />
Blackwell Scientific Publications, Osney Mead, Oxford, England.<br />
Browicz B. 1979. Geograficzne rozmieszczenie brzóz. W: S. Białobok (red.) Brzozy. PWN, Warszawa,<br />
Poznań: 65–82.<br />
Bush E., Leader K., Owings A. 2001. Foliar accumulation of zinc in tree species grown in pine<br />
bark media amended with crumb rubber. Journal of Plant Nutrition, 24(3): 503–510.<br />
Castrén M., Haavisto T., Leinonen K.P., Poutane N.H., Nuorteva P. 1990. The influence of soil<br />
preparation on the concentrations of iron, aluminum, zinc and cadmium in leaves of Betula<br />
spp. and Maianthemum bifolium. Annales Botanici Fennici 27(2): 139–143.<br />
212
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Collins J.C. 1981. Zinc. W: N.W. Lepp (red.) Effect of Heavy Metal Pollution on Plants. Applied<br />
Sci. Publishers, London: 145–169.<br />
Denny H.J., Wilkins D.A. 1987. Zinc tolerance in Betula spp. New Phytol. 106: 517–524.<br />
Dmuchowski W., Bytnerowicz A. 1995. Biomonitoring of the environmental pollution in Poland using<br />
chemical analysis of Scots pine (Pinus silvestris L.) needles. Environ. Pollut. 87: 87–104.<br />
Dmuchowski W., Badurek M. 2001. Zmiany składu chemicznego liści drzew pod wpływem środowiska<br />
miejskiego. W: B. Gworek i A. Mocka (red.), Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia<br />
tom I: 218–224.<br />
Dmuchowski W. 2005. Use of plant bioindicators in assessment of environmental contamination<br />
with heavy metals. Reports of The Botanical Garden of The Polish Academy of Sciences,<br />
Series: Monographs and treatises 7: 1–116.<br />
Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B., Braniewski St., Budziakowska E., Chrzanowska<br />
E., Pawłowska B., Zielonka T. 1997. Ocena skażenia środowiska Polski metalami<br />
ciężkimi przy użyciu mchów jako biowskaźników. Państwowa Inspekcja Ochrony Środowiska,<br />
Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa.<br />
Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G. 2002. Hałdy cynkowo-ołowiowe w okolicach Olkusza –<br />
przeszłość, teraźniejszość, przyszłość. Kosmos 51(2): 127–138.<br />
Hagen-Thorn A., Stjernquist I. 2005. Micronutrient levels In some temperate European tree species:<br />
a comparative study. Trees, 19: 572–579.<br />
Hrdlička P., Kula E. 1998. Element content in leaves of birch (Betula verrucosa Ehrh.) in an air<br />
polluted area. Trees 13(2): 68–73.<br />
Hrdlička P., Kula E., Ząbecka J. 2001. Zawartość wybranych pierwiastków w liściach brzozy (Betula<br />
verrucosa Ehrh.) rosnącej na terenach znajdujących się pod wpływem imisji przemysłowych<br />
w okolicy Olkusza. Sylwan 145(1): 101–110.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
Karweta S. 1978. Bioindykacja skażenia środowiska metalami ciężkimi (Zn i Pb) na podstawie<br />
analizy chemicznej szpilek sosny zwyczajnej w rejonie emisji. Arch. Ochr. Środ. 3-4:<br />
145–153.<br />
Kopponen P., Utriainen M., Lukkari K., Suntioinen S., Kärenlampi L., Kärenlampi S. 2001. Clonal<br />
differences in copper and zinc tolerance of birch in metal-supplemented soils. Environmental<br />
Pollution 112(1): 89–97.<br />
Linzon S.N., Chai B.L., Temple P.J., Pearson R.G., Smith M.L. 1979. Lead contamination of urban<br />
soils and vegetation by emissions from secondary lead industries. J. Air Pollut. Contr.<br />
Ass. 26: 650–655.<br />
Marquès L., Cossegal M., Bodin S., Czernic P., Lebrun M. 2004. Heavy metal specificity of cellular<br />
tolerance in two hyperaccumulating plants, Arabidopsis halleri and Thlaspi caerulescens.<br />
New Phytologist 164(2): 289–295.<br />
Molski B., Dmuchowski W. 1990. The Comparison of Environmental Pollution in Northern Finland<br />
near Kevo and in Poland with the use of Pinus silvestris L. as Bioindicator. Rep. Kevo Subarctic<br />
Res. Stat. 21: 27–30.<br />
Morton S., Roberts D., 1991. ATI unicam, atomic absorption spectrometry – methods manual. Issue<br />
2, Unicam LTD 398.<br />
Perkin Elmer. 1990. Analytical methods for atomic absorption spectrophotometry. Bodenseewerk,<br />
Pub. B 353: 233.<br />
Särkelä M., Nuorteva P. 1987. Levels of aluminum, iron, zinc, cadmium and mercury in some indicator<br />
plants growing in unpolluted Finnish Lapland. Ann. Bot. Fennici. 24: 301–305.<br />
Smitd S. 1998. Schadstoffe und Nährstoffe in Blattorganen, Natürliche Gehalte und Granzwerte.<br />
Institut fur Immissionsforschung und Forstchemie, Interner Bericht 3.<br />
Steinnes E., Lukina N., Nikonov V., Aamlid D., Royset O. 2000. A gradient study of 34 elements in the<br />
vicinity of a copper-nickel smelter in the Kola Peninsula. Environ. Moni. Assess. 60: 71–88.<br />
213
Bioakumulacja<br />
Ueno D., Zhao F.J., Shen R., Ma J.F. 2004. Cadmium and Zinc Accumulation by the Hyperaccumulator<br />
Thlaspi caerulescens from Soils E<strong>nr</strong>iched with Insoluble Metal Compounds. Soil Sci.<br />
Plant Nutr. 50(4): 511–515.<br />
Zarzycki K.1979.Zarys ekologii. W: S. Białobok (red.) Brzozy. PWN, Warszawa, Poznań: 265–292.<br />
Zinc hyperacculation by Silver birch (Betula pendula Roth) leaves<br />
Betula pendula Roth is a tree characterized by unique affinity with zinc, which corresponds<br />
with its high quantity in leaves that is much higher than in other types of trees.<br />
Search for explanation of this phenomenon in the literature did not give any result as no<br />
publication on this topic was found. The research indicated that the level of zinc accumulation<br />
in Silver birch-tree was highly differing depending on the place of samples collection.<br />
The results for different research areas showed that zinc accumulation amounted<br />
from 300 mg·kg -1 in the Białowieża forest, 303−356 mg·kg -1 in forests in Beskidy and<br />
Mazovia, 510 mg·kg -1 by the street Sikorskiego in Warsaw, 863 mg·kg -1 in the industrial<br />
area of steelworks in Warsaw and up to 1344 mg·kg -1 in the surrounding area of colorful<br />
metal waste pile in Bukowno near Olkusz. Leaves of other types of trees accumulated<br />
amounts of zinc smaller by one digit. These results included both conifers and leaf trees.<br />
This phenomenon allows us to call Silver birch a hyperaccumulator of zinc.<br />
214
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Ocena predyspozycji aparatu asymilacyjnego topoli osiki<br />
(Populus tremula L.) do akumulacji pierwiastków śladowych*<br />
WPROWADZENIE. Pobieranie pierwiastków śladowych z gleb przez rośliny przekracza<br />
często ich zapotrzebowanie fizjologiczne. Słabe działanie bariery fizjologicznej w roślinach<br />
powoduje bierną niemetaboliczną absorpcję i stwarza ryzyko biologicznej akumulacji<br />
i włączenia pierwiastków metalicznych w system troficzny. Absorpcja nieselektywna może<br />
być związana z procesem ewolucyjnej adaptacji roślin. Osłabienie bariery fizjologicznej<br />
może następować szczególnie szybko w przypadku działania jednocześnie kilku szkodliwych<br />
substancji podlegających interakcji synergicznej lub antagonistycznej [Kabata-Pendias<br />
i Pendias 1999].<br />
Aktywne (metaboliczne) pobieranie przez systemy korzeniowe pierwiastków śladowych<br />
jest przyczyną zróżnicowania ich zawartości w częściach generatywnych i wegetatywnych<br />
roślin. Mechanizm pobierania przez rośliny nadmiernych ilości różnych pierwiastków wynika<br />
z braku bariery biologicznej. Rośliny o zwiększonych zdolnościach selektywnego pobierania<br />
pierwiastków mogą być wskaźnikiem stanu skażenia środowiska [Greszta i Panek 1989].<br />
Wcześniejsze badania autorów wykazały różny poziom akumulacji pierwiastków śladowych<br />
przez aparaty asymilacyjne różnych gatunków drzew [Czerniak i Kayzer 2007a, 2007b].<br />
Szybko rosnącym gatunkiem lasotwórczym, samoistnie opanowującym ubogie, zdegradowane<br />
i zanieczyszczone gleby jest topola osika (Populus tremula L.).<br />
Celem przedstawionych badań było porównanie poziomu akumulacji pierwiastków śladowych<br />
w aparacie asymilacyjnym topoli osiki z poziomami akumulacji innych gatunków<br />
drzew. Potwierdzenie hipotezy badawczej o intensywnej kumulacji pierwiastków śladowych<br />
przez topolę osikę, umożliwiłoby stosowanie tego gatunku do badań nad fitoremediacją<br />
gleb i bioindykacją obszarów zanieczyszczonych oraz do projektowania nasadzeń ekranizujących<br />
źródła zanieczyszczeń.<br />
METODY BADAŃ. Materiał badawczy pobrano z drzew rosnących w strefie ekotonowej<br />
drogi leśnej z nawierzchnią z gruntu stabilizowanego cementem hutniczym CEM III/A-<br />
32,5NA. Odcinek drogowy zaprojektowano i wykonano specjalnie w celu przeprowadzenia<br />
badań monitoringowych. Badania prowadzono na terenie Leśnego Zakładu Doświadczalnego<br />
w Siemianicach, w lesie mieszanym świeżym (LMśw.). Próbki aparatu asymilacyjnego<br />
do badań chemicznych pobrano używając wysięgnika koszowego. Pobierając liście<br />
i igły uwzględniono zalecenia wypracowane w ramach IV Krajowego Sympozjum: „Reakcje<br />
biologiczne drzew na zanieczyszczenia przemysłowe” zorganizowanego w 2001 r.<br />
przez Instytut Dendrologii PAN w Kórniku. Szczegółowe wyniki badań chemicznych opublikowano<br />
[Czerniak 2004a, 2004b, 2006]. Analizę statystyczną wykonano na podstawie<br />
wyników badań chemicznych (średnie z pięciu próbek) w trzech powtórzeniach. Poziom<br />
bioakumulacji pierwiastków śladowych (Zn, Pb, Ni, Cd, Cr, Cu, Co, Fe) u topoli osiki porównano<br />
do następujących gatunków drzew: 1 – sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.),<br />
2 – modrzewia europejskiego (Larix decidua Mill.), 3 – świerka pospolitego (Picea abies<br />
Karst.), 4 – jodły pospolitej (Abies alba Mill.), 5 – buka pospolitego (Fagus silvatica L.), 6 –<br />
dębu szypułkowego (Quercus robur L.), 7 – lipy drobnolistnej (Tilia cordata Mill.), 8 – wiązu<br />
szypułkowego (Ulmus laevis Pall.), 9 – grabu pospolitego (Carpinus betulus L.), 10 – brzozy<br />
brodawkowatej (Betula pendula Roth.), 11 – olszy czarnej (Alnus glutinosa Gaertn.), 12<br />
– jarząbu pospolitego (Sorbus aucuparia L.).<br />
* Dr hab. inż. Andrzej Czerniak, mgr inż. Małgorzata Górna – Katedra Inżynierii Leśnej,<br />
dr Dariusz Kayzer – Katedra Metod Matematycznych i Statystycznych, Akademia Rolnicza<br />
im. A. Cieszkowskiego w Poznaniu.<br />
215
Bioakumulacja<br />
Do porównania poziomu akumulacji pierwiastków śladowych w liściach topoli osiki z poziomami<br />
akumulacji pierwiastków śladowych w aparacie asymilacyjnym pozostałych gatunków<br />
zastosowano wielowymiarową analizę wariancji [Caliński i Kaczmarek 1973, Lejeune<br />
i Caliński 2000]. W tym celu zbadano hipotezę: H 0<br />
: CΞ=0. Przez Ξ oznaczono macierz<br />
parametrów gatunkowych (średnie zawartości badanych pierwiastków śladowych w aparacie<br />
asymilacyjnym poszczególnych gatunków drzew). Macierz C reprezentującą zbiór<br />
kontrastów pomiędzy analizowanymi gatunkami skonstruowano następująco: elementy odnoszące<br />
się do aparatu asymilacyjnego topoli osiki oznaczono jako „1”; elementy odnoszące<br />
się do aparatu asymilacyjnego pozostałych gatunków drzew oznaczono jako „-1”.<br />
Taka konstrukcja macierzy C umożliwiła porównanie zawartości pierwiastków śladowych<br />
w liściach topoli osiki z zawartościami pierwiastków śladowych w aparacie asymilacyjnym<br />
pozostałych badanych gatunków drzew.<br />
Hipotezę orzekającą o braku różnic między średnimi poziomami pierwiastków śladowych<br />
w liściach topoli osiki, a średnimi zawartościami pierwiastków śladowych w pozostałych<br />
gatunkach drzew odrzucono na poziomie istotności α=0,05, (wartość statystyki testowej<br />
wynosząca 374,8 była większa od wartości krytycznej równej 1,35). Oznacza to, że<br />
wśród analizowanych pierwiastków śladowych są takie, które istotnie różnicują analizowane<br />
cechy w aparacie asymilacyjnym topoli osiki od tych cech dla pozostałych gatunków drzew.<br />
Następnie przy użyciu kwadratu odległości Mahalanobisa (∆ i<br />
) testowano, które gatunki lasotwórcze<br />
różnią się od topoli osiki pod względem zawartości pierwiastków śladowych<br />
w aparacie asymilacyjnym [Caliński i Kaczmarek 1973].<br />
Przeprowadzone analizy poziomów akumulacji pierwiastków śladowych umożliwiły<br />
przedstawienie wzajemnego położenia badanych gatunków drzew w odniesieniu do topoli<br />
osiki w przestrzeni dwóch pierwszych współrzędnych kanonicznych oraz zobrazowanie<br />
analizowanych pierwiastków w dualnej przestrzeni współrzędnych kanonicznych [Lejeune<br />
i Caliński 2000].<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Na podstawie przeprowadzonej analizy (tab.1) można stwierdzić,<br />
że aparat asymilacyjny topoli osiki odmiennie od pozostałych gatunków akumuluje<br />
pierwiastki śladowe. Największe podobieństwo pod względem akumulacji pierwiastków<br />
śladowych do topoli osiki wykazały: brzoza brodawkowata i świerk pospolity, a najmniejsze<br />
lipa drobnolistna i jarząb pospolity. Wyliczone wartości kwadratów odległości Mahalanobisa<br />
zobrazowano na rysunku 1. Odległość pomiędzy początkiem układu współrzędnych,<br />
a punktem oznaczającym wybrany gatunek w 83,2% odpowiada wartości kwadratu odległości<br />
Mahanalobisa pomiędzy topolą osiką, a badanym gatunkiem.<br />
Na podstawie danych w tabeli 1 można stwierdzić, że aparat asymilacyjny topoli<br />
osiki akumuluje istotnie więcej cynku (Zn), miedzi (Cu) i kobaltu (Co) niż pozostałe gatunki<br />
drzew (z wyłączeniem brzozy brodawkowatej w przypadku Zn, dębu szypułkowego<br />
w przypadku Cu i wiązu szypułkowego w przypadku Co). Poziom akumulacji chromu<br />
(Cr) w liściach topoli osiki jest istotnie większy od poziomu akumulacji tego pierwiastka<br />
w aparacie asymilacyjnym sosny zwyczajnej, olszy czarnej, dębu szypułkowego,<br />
modrzewiu europejskiego, grabu pospolitego i świerku pospolitego, a podobny do pozostałych<br />
gatunków. Żelazo (Fe) jest pierwiastkiem śladowym przeciętnie akumulowanym<br />
przez topolę osikę. Istotnie mniej Fe akumulują: świerk pospolity, jodła pospolita<br />
i buk pospolity, a istotnie więcej: lipa drobnolistna, jarząb pospolity, wiąz szypułkowy,<br />
modrzew europejski, sosna zwyczajna, dąb szypułkowy i brzoza brodawkowata. Istotnie<br />
więcej Ni niż topola osika kumulują: sosna zwyczajna, wiąz szypułkowy i modrzew<br />
europejski, a istotnie mniej: brzoza brodawkowata i grab pospolity. Istotnie więcej kadmu<br />
(Cd) akumuluje jarząb pospolity. Poziom akumulacji ołowiu (Pb) przez aparat asymilacyjny<br />
topoli osiki jest niewielki, istotnie więcej Pb akumulują aparaty asymilacyjne<br />
216
kobaltem i chromem.<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
modrzewia europejskiego, świerku pospolitego, jodły pospolitej, buku pospolitego, dębu<br />
szypułkowego, lipy drobnolistnej, wiązu szypułkowego i grabu pospolitego.<br />
Czynnik B (27,6%) .<br />
Fe<br />
50<br />
40<br />
30<br />
6<br />
3<br />
5<br />
20<br />
Cr<br />
Pb<br />
4 11 1<br />
10<br />
Co<br />
Ni<br />
12<br />
0<br />
-40 -20 0 20 40 60<br />
-10 Cu 9<br />
8<br />
Cd<br />
10<br />
2<br />
7<br />
-20<br />
Czynnik A (55,6%)<br />
Rys.1. Położenie wybranych gatunków drzew w stosunku do topoli osiki (Populus tremula<br />
Rys.1. Położenie wybranych gatunków drzew stosunku do topoli osiki (Populus tremula L.)<br />
L.) w przestrzeni dwóch pierwszych zmiennych kanonicznych uwarunkowane zawartością<br />
w przestrzeni dwóch pierwszych zmiennych kanonicznych uwarunkowane zawartością<br />
pierwiastków śladowych oraz umiejscowienie pierwiastków śladowych w dualnej przestrzeni<br />
zmiennych kanonicznych (dualne współrzędne kanoniczne zostały przeskalowane<br />
przez pomnożenie ich przez 20)<br />
Zn<br />
WNIOSKI. Na podstawie uzyskanych wyników i ich analizy sformułowano następujące<br />
wnioski:<br />
1. Przeprowadzona analiza wykazała, że aparat asymilacyjny topoli osiki (Populus tremula<br />
L.) kumuluje w porównaniu z innymi gatunkami najwięcej miedzi, cynku, kobaltu<br />
i chromu, a najmniej ołowiu. Żelazo, nikiel i kadm są kumulowane przez ten gatunek<br />
w stopniu nieodbiegającym od średnich uzyskanych dla analizowanych gatunków.<br />
2. Podobne do topoli osiki poziomy akumulacji pierwiastków śladowych stwierdzono<br />
w aparacie asymilacyjnym brzozy brodawkowatej i świerku pospolitego. Najbardziej<br />
różniącymi się pod względem akumulacji wymienionych pierwiastków od topoli osiki gatunkami<br />
są: lipa drobnolistna i jarząb pospolity. Zdeterminowane jest to głównie zmiennością<br />
kumulacji cynku, niklu i chromu.<br />
3. Przeprowadzone analizy wykazały, że aparat asymilacyjny topoli osiki może być przydatny<br />
w badaniach bioindykacyjnych obszarów zanieczyszczonych miedzią, cynkiem,<br />
kobaltem i chromem.<br />
217
Bioakumulacja<br />
Tabela 1. Oceny efektów CX (różnice pomiędzy zawartościami pierwiastków śladowych w liściach<br />
topoli osiki i zawartościami pierwiastków śladowych w aparacie asymilacyjnym<br />
pozostałych gatunków drzew) oraz wartości kwadratów odległości Mahalanobisa ∆ i<br />
Gatunek<br />
CX<br />
Fe Zn Pb Ni Cu Cr Co Cd<br />
∆ i<br />
1 -23,0** 72,0** 0,84 6,16** 4,73** 4,<strong>31</strong>** 2,12** -0,034 1685,9**<br />
2 -32,5** 48,8** -1,58* 3,67* 3,30** 2,88** 1,56** -0,099 1001,9**<br />
3 37,7** 52,1** -1,62* 2,82 3,09** 2,05* 3,83** 0,014 553,8**<br />
4 18,9** 57,6** -4,72** -2,36 4,56** -0,04 3,54** -0,023 750,0**<br />
5 16,8** 61,6** -1,78* -0,65 2,45** -0,83 3,53** 0,015 944,9**<br />
6 -19,7** 61,5** -4,29** 1,09 -6,99** 3,11** 3,53** -0,128 1590,4**<br />
7 -99,7** 53,9** -9,47** 1,26 5,66** -1,53 1,36* -0,047 24<strong>31</strong>,2**<br />
8 -76,7** 50,4** -7,41** 5,95** 4,77** -0,73 0,99 -0,070 1821,3**<br />
9 -9,1 58,7** -5,83** -4,34* 5,73** 2,68** 2,35** 0,066 1044,1**<br />
10 -14,3** -11,3** -1,53 -7,86** 5,80** 1,48 3,24** -0,127 409,3**<br />
11 -4,1 70,6** -0,77 -1,21 5,47** 3,46** 2,14** 0,092 1289,3**<br />
12 -80,4** 66,8** 1,02 1,27 2,96** 0,44 1,75** 0,184* 2217,3**<br />
* Wartość istotnie różna od zera na poziomie α=0,05.<br />
** Wartość istotnie różna od zera istotna na poziomie α=0,01.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Caliński T., Kaczmarek Z. 1973. Metody kompleksowej analizy doświadczenia wielocechowego.<br />
Trzecie Colloquium Metodologiczne z Agrobiometrii. Komitet Hodowli i Uprawy Roślin PAN<br />
i PTB, Warszawa: 258–320.<br />
Czerniak A. 2004a. Zanieczyszczenie i bioindykacja stref ekotonowych lasu mieszanego świeżego<br />
(LMśw) w zasięgu oddziaływania cementowo-gruntowych podbudów drogowych. Rozprawy<br />
naukowe, zesz. 357. Roczniki Akademii Rolniczej w Poznaniu.<br />
Czerniak A. 2004b. The influence of the cement-ground road foundations on the content of heavy<br />
metals in the assimilatory organs of the trees growing in the ecotone forest area. Polish<br />
Journal of Environmental Studies, Vol. 13/III:22–27.<br />
Czerniak A. 2006. Horizontal and vertical migration of heavy metals leached out from forest roads<br />
cement-groun surfaces. Polish Journal of Environmental Studies, Vol. 15, No.2A: 42–51.<br />
Czerniak A., Kayzer D. 2007a. Assimilatory Apparatus of White Birch (Betula pendula Roth) in<br />
Bioindication and Phytoremediation of Trace Elements. Polish Journal of Environmental Studies,<br />
w druku.<br />
Czerniak A., Kayzer D. 2007. Evaluation of Bioaccumulation of Trace Elements in Assimilatory<br />
Organs of Selected Tree Species by Canonical Variate Analysis Method. Polish Journal of<br />
Environmental Studies, w druku.<br />
Greszta J., Panek E. 1989. Wpływ metali ciężkich na drzewa. Życie drzew w skażonym środowisku,<br />
Państwowe Wyd. Nauk., Warszawa-Poznań: 195–221.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd. Nauk. PWN,<br />
Warszawa.<br />
Lejeune M., Caliński T. 2000. Canonical analysis applied to multivariate analysis of variance. Journal<br />
of Multivariate Analysis 72: 100–119.<br />
218
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
The accumulative predisposition of trace elements by assimilatory<br />
apparatus Common Aspen (Populus tremula L.)<br />
From among all poplar trees, Common Aspen belongs to the most common species.<br />
It occurs widely in Europe, Africa and the Far East. It is the only native poplar species in<br />
Poland. It is typical forest sepses but frequently grows in the edge parts of woodlands as<br />
well as in on the road sides. In this study, results of experiment describing predisposition of<br />
Common Aspen assimilatory apparatus to bioaccumulation of selected trace elements were<br />
presented. The research material was taken from trees growing in the ecoton zone of forest<br />
road with cement-ground surface. The road section was designed and constructed specially<br />
for the purpose of the experiment. Results of chemical analysis in leaves of Common Aspen<br />
were compared with the content of selected trace elements of other twelve forest species.<br />
The comparison of the accumulation of trace elements was calculated by the multivariate<br />
analysis of variance. The analyses proved that assimilatory apparatus of Common Aspen<br />
accumulate stronger the copper, zinc, cobalt and chromium then other tree species.<br />
219
Bioakumulacja<br />
Zawartość ołowiu w niektórych gatunkach grzybów*<br />
WPROWADZENIE. Ostatnio makrogrzyby często są wykorzystywane jako bioindykatory<br />
stopnia zanieczyszczenia gleby metalami [Falandysz i in. 2000; Podlasińska i in. 2004].<br />
Duża zawartość metali w glebie powoduje, że w grzybach wielkoowocnikowych są one akumulowane<br />
w ilościach toksycznych. Stężenia wybranych metali i metaloidów w owocnikach<br />
grzybów kapeluszowych przeważnie znacznie przekraczają wartości stężeń pierwiastków<br />
obecnych w substracie, w którym rozwinęła się grzybnia [Falandysz i in. 1994; Falandysz,<br />
Frankowska 2000; Podlasińska i in. 2004].<br />
Przeprowadzone badania miały na celu ustalenie, jak typ siedliskowy lasu wpływa na<br />
akumulację ołowiu w owocnikach wybranych gatunków grzybów.<br />
MATERIAŁ I METODY. W okresie VII−X 2005 r. pobrano na terenie Nadleśnictwa Barlinek<br />
(województwo zachodniopomorskie) próbki owocników różnych gatunków grzybów –<br />
odpowiednio 15 z lasu świeżego (Lśw), 19 z lasu mieszanego świeżego (LMśw) i 15 z boru<br />
mieszanego świeżego (BMśw). Jednocześnie pobierano próbki z powierzchniowej warstwy<br />
(0−20 cm) gleby, na której one rosły. Do ustalenia gatunków zebranych grzybów wykorzystano<br />
dane literaturowe następujących autorów: Wojewody [1992], Grzywacza [1990] i Garnweidnera<br />
[2003].<br />
Owocniki grzybów, osobno kapelusze i trzony, po ich oczyszczeniu nożem plastikowym<br />
z piasku oraz pozostałości ściółki, wysuszono, a następnie rozdrobniono w moździerzu.<br />
Liczba owocników w próbkach wynosiła od 1 do 8 sztuk, co uzależnione było od liczby<br />
i wielkości zebranych owocników poszczególnych gatunków grzybów. Powietrznie suche<br />
próbki gleby przesiano przez sito o średnicy oczek 1 mm. Próbki grzybów i glebę spod nich<br />
mineralizowano w piecu mikrofalowym firmy Milestone. Próbki grzybów zmineralizowano<br />
w kwasie azotowym, a gleby w mieszaninie kwasów: HNO 3<br />
i HClO 4<br />
(w stosunku 5 : 1). Zawartość<br />
Pb w zmineralizowanych próbkach oznaczono metodą absorpcji atomowej za pomocą<br />
aparatu SOLAAR 929.<br />
Oceny dokładności i precyzji stosowanych metod i procedur analitycznych dokonano<br />
na podstawie certyfikowanych materiałów odniesienia: INCT-TL-1 (liście herbaty) i INCT-<br />
MPH-2 (mieszanka ziół polskich).<br />
WYNIKI BADAŃ. Zawartość ołowiu w kapeluszach (K), trzonach (T) grzybów i substracie<br />
glebowym, na którym rosły, oraz wielkości współczynników nagromadzenia (BCF) przedstawiono<br />
w tabeli 1. Stężenie ołowiu w glebie w zależności od siedliska mieściło się odpowiednio<br />
w przedziałach: Lśw 14,3−38,4, LMśw 12,1−45,3, BMśw 8,2−42,8 mg·kg -1 s.m.<br />
Akumulacja ołowiu w kapeluszach i trzonach badanych grzybów uzależniona była od<br />
typu siedliskowego lasu i była większa w kapeluszach i trzonach grzybów rosnących na<br />
siedlisku lasu mieszanego świeżego, gdzie wynosiła odpowiednio – 0,1−16,8 mg·kg -1 s.m.<br />
i 0,3−7,1 mg·kg -1 s.m., niż siedlisku lasu świeżego, gdzie wynosiła odpowiednio – 0,7−5,9<br />
oraz 0,02−3,0 mg·kg -1 s.m. i na siedlisku boru mieszanego świeżego, gdzie wynosiła –<br />
0,5−5,0 i 0,5−7,0 mg⋅kg -1 s.m. Analizując wpływ typu siedliskowego lasu, na którym rosły<br />
badane gatunki grzybów, stwierdzono, że nagromadzenie ołowiu w zależności od siedliska<br />
lasu można uszeregować następująco: w kapeluszach LMśw>Lśw>BMśw, a w trzonach<br />
BMśw>LMśw>Lśw (tab.1 ).<br />
* Dr inż. Joanna Podlasińska, prof. dr hab. Zdzisław Zabłocki, mgr Urszula Pietrucik – Katedra<br />
Ochrony i Kształtowania Środowiska, Akademia Rolnicza w Szczecinie.<br />
220
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Zawartość ołowiu (mg·kg -1 s.m.) w owocnikach grzybów i w powierzchniowej warstwie<br />
gleby (0–20 cm).<br />
Gatunek grzyba<br />
Kapelusz<br />
(K)<br />
Trzon<br />
(T)<br />
Gleba<br />
(G)<br />
BCF<br />
K/T K/G T/G<br />
Typ siedliskowy lasu: BMśw<br />
Borowik sosnowy<br />
Boletus pinophilus Pil. Et Derm.<br />
1,66 2,14 9,74 0,78 0,17 0,220<br />
Borowik szlachetny<br />
Boletus edulis Bull.: Fr.<br />
2,33 5,21 28,86 0,45 0,08 0,181<br />
Borowik usiatkowany<br />
Boletus reticulatus Schaeff.<br />
1,55 4,72 26,07 0,33 0,06 0,181<br />
Gąska niekształtna<br />
Tricholoma portentosum (Fr.) Quél.<br />
1,05 2,07 13,30 0,51 0,08 0,156<br />
Koźlarz dębowy<br />
Leccinum quercinum (Pil.) Green et Walt.<br />
2,86 5,68 <strong>31</strong>,60 0,50 0,09 0,180<br />
Lisówka pomarańczowa<br />
Hygrophoropsis aurantiaca (Wolf.: Fr.) R. Mre.<br />
2,75 2,18 22,57 1,27 0,12 0,096<br />
Łuszczak zmienny<br />
Kuehneromyces mutabilis (Schaff.: Fr.) Sing. et Smith<br />
0,63 0,52 17,38 1,21 0,04 0,030<br />
Maślak ziarnisty<br />
Suillus granulatus (L.: Fr.) O. Kuntze<br />
4,98 1,54 17,73 3,23 0,28 0,087<br />
Maślak zwyczajny<br />
Suillus luteus (L.: Fr.) S. F. Gray<br />
0,52 0,75 12,24 0,70 0,04 0,061<br />
Maślak zwyczajny<br />
Suillus luteus (L.: Fr.) S. F. Gray<br />
1,56 2,30 8,17 0,68 0,19 0,282<br />
Maślak zwyczajny<br />
Suillus luteus (L.: Fr.) S. F. Gray<br />
2,51 7,02 41,84 0,36 0,06 0,168<br />
Muchomor czerwony<br />
Amanita muscaria (L.: Fr.) Pers.<br />
0,77 2,17 9,87 0,35 0,08 0,220<br />
Podgrzybek brunatny<br />
Xerocomus badius (Fr.) Kühner ex Gilb.<br />
0,49 3,24 25,27 0,15 0,02 0,128<br />
Podgrzybek brunatny<br />
Xerocomus badius (Fr.) Kühner ex Gilb.<br />
1,75 2,96 19,79 0,59 0,09 0,149<br />
Rycerzyk czerwonozłoty<br />
Tricholomopsis rutilans (Schaff.: Fr.) Sing.<br />
0,76 1,99 17,23 0,38 0,04 0,115<br />
Średnia 1,75 2,97 20,11<br />
Zakres 0,49–4,98 0,52– 8,17–<br />
7,02 41,84<br />
Typ siedliskowy lasu: LMśw<br />
Borowik ponury<br />
Boletus luridus Schaff.: Fr.<br />
2,40 0,44 28,43 5,43 0,08 0,016<br />
Borowik szlachetny<br />
Boletus edulis Bull.: Fr.<br />
2,33 1,55 12,14 1,50 0,19 0,128<br />
Borowik szlachetny<br />
Boletus edulis Bull.: Fr.<br />
2,72 0,37 16,69 7,35 0,16 0,022<br />
Borowik szlachetny<br />
Boletus edulis Bull.: Fr.<br />
4,40 5,83 42,42 0,76 0,10 0,137<br />
Ciemnogłówka ciemna<br />
Melanoleuca malaleuca (Fr.) Maire<br />
1,90 2,03 14,57 0,94 0,13 0,139<br />
Czernidłak błyszczący<br />
Coprinus micaceus (Bull.) Fr.<br />
2,20 1,99 14,77 1,11 0,15 0,135<br />
Czernidłak pospolity<br />
Coprinus atramentarius (Bull.: Fr.) Fr.<br />
1,62 0,98 13,69 1,65 0,12 0,072<br />
Czubajka kania<br />
Macrolepiota procera (Scop.: Fr.) S.F. Gray<br />
3,68 2,80 17,01 1,<strong>31</strong> 0,22 0,165<br />
Czubajka kania<br />
Macrolepiota procera (Scop.: Fr.) S.F. Gray<br />
16,79 2,12 20,01 7,90 0,84 0,106<br />
Gołąbek winny<br />
Russula xerampelina (Schaff.) Fr.<br />
1,42 5,64 21,<strong>31</strong> 0,25 0,07 0,265<br />
Krowiak podwinięty<br />
Paxillus involutus (Batsch: Fr.) Fr.<br />
4,35 0,63 24,62 6,94 0,18 0,025<br />
Maślak ziarnisty<br />
Suillus granulatus (L.: Fr.) O. Kuntze<br />
3,55 1,03 15,53 3,45 0,23 0,066<br />
Maślak zwyczajny<br />
Suillus luteus (L.: Fr.) S.F. Gray<br />
1,96 2,30 13,69 0,85 0,14 0,168<br />
221
Bioakumulacja<br />
Ciąg dalszy tabeli 1<br />
Gatunek grzyba<br />
Kapelusz<br />
(K)<br />
Trzon<br />
(T)<br />
Gleba<br />
(G)<br />
BCF<br />
K/T K/G T/G<br />
Pieprznik jadalny<br />
Cantharellus cibarius Fr.<br />
1,88 0,48 23,10 3,90 0,08 0,021<br />
Podgrzybek brunatny<br />
Xerocomus badius (Fr.) Kühner ex Gilb.<br />
0,22 7,10 22,90 0,03 0,01 0,<strong>31</strong>0<br />
Podgrzybek zajączek<br />
Xerocomus subtomentosus (L.: Fr.) Quél.<br />
0,57 5,22 45,26 0,11 0,01 0,115<br />
Podgrzybek złotawy<br />
Xerocomus chrysenteron (Bull.) Quél.<br />
0,10 0,29 18,22 0,35 0,01 0,016<br />
Twardzioszek przydrożny<br />
Marasmius oreades (Bolt.: Fr.) Fr.<br />
0,78 1,27 17,21 0,62 0,05 0,074<br />
Średnia 2,94 2,34 21,20<br />
Zakres 0,10–16,79 0,29–7,10 12,14–45,26<br />
Typ siedliskowy lasu: Lśw<br />
Borowik szlachetny<br />
Boletus edulis Bull.: Fr.<br />
0,83 0,02 19,61 55,33 0,04 0,001<br />
Borowik usiatkowany<br />
Boletus reticulatus Schaeff.<br />
1,64 1,70 14,80 0,96 0,11 0,115<br />
Borowik usiatkowany<br />
Boletus reticulatus Schaeff.<br />
1,95 0,78 18,39 2,50 0,11 0,042<br />
Czubajka kania<br />
Macrolepiota procera (Scop.: Fr.) S.F. Gray<br />
4,86 0,26 26,90 18,63 0,18 0,010<br />
Gołąbek modrożółty<br />
Russula cyanoxantha (Schaff.) Fr.<br />
3,44 1,25 14,<strong>31</strong> 2,75 0,24 0,087<br />
Gołąbek winny<br />
Russula xerampelina (Schaff.) Fr.<br />
3,34 3,00 17,33 1,11 0,19 0,173<br />
Gołąbek zielonawy<br />
Russula virescens (Schaff.) Fr.<br />
5,88 1,29 38,38 4,55 0,15 0,034<br />
Koźlarz grabowy<br />
Leccinum griseum (Quél.) Sing.<br />
1,14 0,38 28,66 3,04 0,04 0,013<br />
Krowiak podwinięty<br />
Paxillus involutus (Batsch: Fr.) Fr.<br />
1,52 0,<strong>31</strong> 34,53 4,98 0,04 0,009<br />
Pieniążek dębowy<br />
Collybia dryophila (Bull.) Kummer<br />
3,05 2,21 19,94 1,38 0,15 0,111<br />
Pieprznik jadalny<br />
Cantharellus cibarius Fr.<br />
2,63 2,34 17,46 1,13 0,15 0,134<br />
Podgrzybek zajączek<br />
Xerocomus subtomentosus (L.: Fr.) Quél.<br />
0,66 0,42 29,64 1,57 0,02 0,014<br />
Podgrzybek zajączek<br />
Xerocomus subtomentosus (L.: Fr.) Quél.<br />
2,12 0,04 28,87 49,26 0,07 0,001<br />
Podgrzybek zajączek<br />
Xerocomus subtomentosus (L.: Fr.) Quél.<br />
2,28 1,04 16,92 2,19 0,13 0,061<br />
Podgrzybek złotawy<br />
Xerocomus chrysenteron (Bull.) Quél.<br />
2,51 2,14 30,66 1,17 0,08 0,070<br />
Średnia 2,52 1,14 23,76<br />
Zakres 0,66-5,88 0,02-3,00 14,<strong>31</strong>-38,39<br />
Największa zawartość ołowiu w kapeluszu charakteryzowała czubajkę kanię 16,79<br />
mg·kg -1 s.m., zebraną na siedlisku LMśw. W porównaniu z obowiązującą zawartością graniczną<br />
ołowiu w grzybach suszonych – 2,0 mg·kg -1 s.m. [Rozporządzenie Ministra Zdrowia<br />
2003], przeszło dwukrotne większą akumulację tego metalu stwierdzono w kapeluszach<br />
gołąbka zielonawego − 5,88 mg·kg -1 s.m. (Lśw), maślaka ziarnistego − 4,98 mg·kg -1 s.m.<br />
(BMśw), borowika szlachetnego − 4,40 mg·kg -1 s.m. (LMśw) i krowiaka podwiniętego − 4,35<br />
mg·kg -1 s.m. (LMśw). Przeszło trzykrotne przekroczenie wartości granicznej dla ołowiu zaobserwowano<br />
w trzonach podgrzybka brunatnego − 7,10 mg·kg -1 s.m. (LMśw) i maślaka<br />
zwyczajnego − 7,02 mg·kg -1 s.m. (BMśw), a 2,4–2,9-krotne w trzonach borowika szlachetnego<br />
− 5,83 mg·kg -1 s.m. (LMśw), koźlarza dębowego − 5,68 mg·kg -1 s.m. (BMśw), gołąbka<br />
winnego − 5,64 (LMśw), podgrzybka zajączka − 5,22 mg·kg -1 s.m. (LMśw) i borowika usiatkowanego<br />
− 4,74 mg·kg -1 s.m. (BMśw).<br />
222
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
W niektórych gatunkach (lisówka pomarańczowa, pieniążek dębowy, czubajka kania<br />
z LMśw, pieprznik jadalny z Lśw, gołąbek winny z Lśw, koźlarz dębowy z BMśw, maślak<br />
zwyczajny z BMśw, borowik szlachetny z BMśw i LMśw oraz podgrzybek złotawy z Lśw) odnotowano<br />
przekroczenie zawartości ołowiu w stosunku do obowiązującej normy zarówno<br />
w kapeluszach, jak i w trzonach badanych grzybów (tab. 1).<br />
Zebrane grzyby wielkoowocnikowe kumulowały ołów w większej ilości w kapeluszach niż<br />
trzonach (tab. 1). Największa wartość współczynnika nagromadzenia (BCF K/T<br />
) stwierdzono<br />
w rosnących na siedlisku lasu świeżego borowiku szlachetnym (55,3) i podgrzybku zajączku<br />
(49,7), a blisko trzykrotnie mniejszą u czubajki kani (18,6). Współczynniki nagromadzenia<br />
w kapeluszach i trzonach w stosunku do substratu glebowego (BCF K/G<br />
i BCF T/G<br />
) wskazują jednak<br />
na wykluczanie tego metalu ciężkiego przez grzyby ze swoich owocników.<br />
W porównaniu z wynikami zawartości ołowiu stwierdzonymi w owocnikach podgrzybka<br />
brunatnego (K − 0,82 mg·kg -1 s.m. i T − 4,43 mg·kg -1 s.m.) w badaniach własnych, Malinowska<br />
i in. [2003] stwierdzili mniejszą zawartość tego pierwiastka w kapeluszach (K) i trzonach<br />
(T) podgrzybka zebranego na terenie Wolińskiego Parku Narodowego (K − 0,54 mg·kg -1<br />
s.m.; T − 1,57 mg·kg -1 s.m.) oraz w okolicach Kołobrzegu (K − 0,42 mg·kg -1 s.m.; T − 0,89<br />
mg·kg -1 s.m.), w Lasach Kaszubskich (K − 0,50 mg·kg -1 s.m.; T − 2,20 mg·kg -1 s.m.) i w okolicach<br />
jeziora Iławskiego (K − 0,50 mg·kg -1 s.m.; T − 1,22 mg·kg -1 s.m.). Wyraźnie większe<br />
stężenia ołowiu w owocnikach podgrzybka odnotowali Falandysz i in. [1994] na terenie<br />
Trójmiejskiego Parku Krajobrazowego (K − 8,15 mg·kg -1 s.m.; T − 7,92 mg·kg -1 s.m.). Autorzy<br />
ci podają także kilkakrotnie większe poziomy nagromadzenia ołowiu zarówno w kapeluszach,<br />
jak i trzonach borowika szlachetnego i usiatkowanego oraz podgrzybka złotawego<br />
zebranych z terenu Borów Tucholskich i Lasów Kaszubskich niż w badaniach własnych.<br />
Sarosiek i in. [1997] oraz Grzybek [1991−1992] stwierdzili wielokrotnie większą zawartość<br />
ołowiu w muchomorze czerwonym, krowiaku podwiniętym i twardzioszku przydrożnym<br />
niż w owocnikach tych gatunków grzybów zebranych na terenie badań (Nadleśnictwo<br />
Barlinek).<br />
WNIOSKI. Na podstawie uzyskanych wyników badań można sformułować następujące<br />
wnioski:<br />
1. Typ siedliskowy lasu wyraźnie wpływa na pobieranie ołowiu przez owocniki grzybów.<br />
Nagromadzenie ołowiu w owocnikach grzybów w zależności od siedliska lasu można<br />
uszeregować następująco: w kapeluszach LMśw>Lśw>BMśw, a w trzonach BMśw><br />
LMśw>Lśw .<br />
2. Ołów występuje na ogół w większym stężeniu w kapeluszach niż trzonach badanych<br />
gatunków grzybów zebranych na siedlisku Lśw oraz LMśw (BCF K/T<br />
od 1,11 do 55,33)<br />
oraz w trzonach niż kapeluszach grzybów z siedliska BMśw.<br />
3. Współczynniki nagromadzenia ołowiu w kapeluszach i trzonach w stosunku do substratu<br />
glebowego (BCF K/G<br />
i BCF T/G<br />
Bioakumulacja<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Falandysz J., Danisiewicz D., Bona H. 1994. Metale w grzybach na terenie Borów Tucholskich<br />
i Lasów Kaszubskich. Bromat. Chem. Toksykol. XXVII 2: 129−134.<br />
Falandysz J., Frankowska A. 2000. Biokumulacja pierwiastków i radionuklidów przez grzyby wielkoowocnikowe.<br />
Przegląd bibliograficzny dla ziem polskich. Roczn. PZH 51, 4: 321−344.<br />
Garnweidner E. 2003. Encyklopedia kieszonkowa – grzyby. Wydawnictwo Muza SA, Warszawa.<br />
Grzybek J. 1991−1992. Oznaczanie zawartości ołowiu, kadmu i niklu za pomocą spektroskopii<br />
absorpcji atomowej w suchych owocnikach grzybów wielkoowocnikowych rosnących w Polsce<br />
II. Acta Mycol. vol. XXVII (2): 213−220.<br />
Grzywacz A. 1990. Grzyby leśne. PWRiL, Warszawa.<br />
Malinowska E., Szefer P., Falandysz J. 2003. Metals bioaccumulation by bay bolete, Xerocomus<br />
badius, from selected sites in Poland. Food chemistry 84: 405−416.<br />
Podlasińska J., Zabłocki Z., Mróz M., Kucharska T. 2004. Zawartość żelaza i manganu w grzybach<br />
dziko rosnących w rejonie Nadleśnictwa Lipka. Roczn. PZH 55, supl.: 85−90.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 13 stycznia 2003 r. w sprawie maksymalnych poziomów<br />
zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować się w żywności, dozwolonych<br />
substancjach dodatkowych, substancjach pomagających w przetwarzaniu albo<br />
na powierzchni żywności. (DzU <strong>nr</strong> 37, poz. 326).<br />
Sarosiek J., Kwapuliński J., Mirosławski J., Wiechuła D., Rochel R., Iwanek K., Al.-Sanavy A. A.<br />
H.M., Manderla J. 1997. Kumulacyjne właściwości wybranych gatunków grzybów z obszaru<br />
Wyżyny Żarkowsko-Częstochowskiej. Acta Universitatis Wratislaviensis no 1926, Prace Botaniczne<br />
LXXII, Wrocław: 71−83.<br />
Wojewoda W. 1992. Poradnik grzybiarza. Wydawnictwo Prószyński i S-ka, Warszawa.<br />
Lead accumulation in some mushrooms species<br />
To determine how forest habitat type affected accumulation of lead samples of fruiting<br />
bodies of different mushrooms species (15 from fresh forest – Lśw, 18 from fresh mixed forest<br />
– LMśw and 15 from fresh mixed coniferous forest – BMśw) were collected from sites<br />
located within the area of Forest Inspectorate Barlinek (Western Pomerania voievodeship)<br />
in period between VII−X of 2005 year. Simultaneously the soil from surface layer (0−20 cm)<br />
was sampled. Content of lead in soil and plant materials was determined after mineralization<br />
of samples in concentrated acids, using the AAS method on Solaar 929 apparatus.<br />
Lead concentration in soil ranged (depending on forest habitat) from 14.3 to 38.4 mg·kg -1<br />
d.m. in soil sampled in fresh forest, 12.1−45.3 mg·kg -1 d.m. in soil from fresh mixed forest<br />
and 8.2–45.3 mg·kg -1 d.m. in soil from fresh mixed coniferous forest.<br />
Accumulation coefficients of lead in caps and stalks of mushrooms (BCF K/G<br />
and BCF T/G<br />
< 1)<br />
comparing to concentrations of lead in soil indicate on exclusion of this element by mushrooms.<br />
It was stated that caps accumulated higher amounts of lead than stalks.<br />
Among the examined mushroom species the highest accumulation of lead in caps comparing<br />
to content of Pb in stalks (BCF K/T<br />
) was found in following species: Boletus edulis<br />
Bull.: Fr. (55.3), Xerocomus subtomentosus (L.: Fr.) Quél. (49.3) and Macrolepiota procera<br />
(Scop.: Fr.) S.F. Gray (18.6) growing on soil of fresh forest habitat.<br />
Lead concentration in caps and stalks of mushrooms was dependent on forest habitat<br />
and ranged respectively: on soils of fresh mixed forest 0.1−16.8 mg·kg -1 d.m. and 0.3−7.1<br />
mg·kg -1 d.m., on soils of fresh forest – 0.7−5.9 and 0.02-3.0 mg·kg -1 d.m. and soils of fresh<br />
mixed coniferous forest – 0.5−5.0 and 0.5−7.0 mg Pb · kg -1 d.m.<br />
224
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
INFLUENCE OF TREE CANOPY ON MANGANESE CONCENTRATION IN<br />
THROUGHFALL AND MOSS PLEUROZIUM SCHREBERI (BIRD.) MITT*<br />
Introduction. Environmental contamination by large quantity of metals, heavy metals<br />
in particular, leads to disturbance in ecosystems functioning and to their gradual or entire<br />
degradation. Biological monitoring is a tool that measures response of organisms to<br />
changes occurring in their environment [Burton 1986; Markert 1993]. Atmospheric pollution<br />
can be assessed by means of mosses, which are considered to be very reliable bioindicatiors<br />
as they obtain elements exclusively from the atmosphere [Berg and Steinnes 1997;<br />
Grodzińska and Szarek-Łukaszewska 2001; Reiman et al. 2001]. However, the use of forest<br />
floor mosses as biomonitors for heavy metal deposition is limited as leeching from tree<br />
canopy modifies throughfall precipitation. The influence of leaching from trees on chemical<br />
composition of throughfall has been shown by several studies [Hambuckers and Remacle<br />
1993; Čeburnis et al. 1999; Čeburnis and Steinnes 2000]. The content of elements in<br />
moss tissues is often correlated to their concentration in throughfall [Čeburnis et al. 1999;<br />
Čeburnis and Steinnes 2000]. Mosses, however, have ability to retaining and releasing elements<br />
back to the environment [Čeburnis and Valiulis 1999], thus they may control nutrient<br />
flux through the ecosystem [Eckstein 2000].<br />
The aim of the study herein, was to determine the influence of leaching from the canopy<br />
of trees such as Pinus sylvestris and Betula pendula on the concentration of manganese<br />
in the following: throughfall precipiration flowing over the tree bark, soil, green and brown<br />
shoot segments of Pleurozium schreber, two-year needles and bark of P. sylvestris and in<br />
leaves of B. pendula. The relations between the content of Mn in the studied plants and the<br />
concentrations of this metal in soil and precipitation were also examined.<br />
Methods. The investigation was carried out within 6 study sites (3 m x 3 m each),<br />
selected under the pine and birch canopies as well as in open area without any trees. The<br />
study sites were located in forests nearby Środa Śląska [N 51 o 10’ E 16 o 35’]. Plants and<br />
soils for analysis were sampled at 1-month intervals, on 30th day of each of the following<br />
months: July, August and September. The Pleurozium schreberi samples were collected at<br />
18 sites. The moss samples were taken from 4–5 moss synusia (moss clusters), chosen<br />
within each of the sites. The mosses were then mixed together to form a representative collective<br />
sample. The same procedure was followed each month within the study sites. The<br />
plant material was collected according to UNECE [2003] recommendations; at the distance<br />
over 300 m from main roads and 100 m away from any road and building. Two-year needles<br />
of Pinus silvestris pine were collected from 6 study areas. 4–6 trees were sampled for needles<br />
at a height of 8m as well as for bark, which was taken at a height of 1.5 m above soil<br />
level. The leaves of birch Betula pendula were collected from 4–6 trees within each of the 6<br />
study sites, 2 m above the ground.<br />
The superficial soil samples were taken from a depth of 5–10 cm, from under the mosses,<br />
at each of the 18 study sites. Only mineral layer, without any humus was sampled for<br />
analysis.<br />
The samples of precipitation were collected after each rain event. These samples were<br />
then blended together in order to get one collective sample representing each of the study<br />
month within each of the study site. Three polyethylene water collectors, equipped with a<br />
* Dr Józef Krawczyk, dr Agnieszka Klink, dr Barbara Letachowicz – Zakład Ekologii, Biogeochemii<br />
i Ochrony Środowiska. Instytut Biologii Roślin, Uniwersytet Wrocławski, dr Magdalena<br />
Wisłocka – School of Biotechnology, Dublin City University (Ireland).<br />
225
Bioakumulacja<br />
funnel of a total area of 0.006 m 2 , and a container of 1.5 liter capacity, were placed within<br />
each of the study areas. In the open sites (free from tree canopy) the collectors were placed<br />
centrally whereas in the sites where the tree species under consideration were growing,<br />
0.5 m away from a tree trunk. The water flowing over the birch and pine trunks was also<br />
sampled for analysis.<br />
Prior to analyses the plant material was washed thoroughly in distilled water, then dried<br />
and pulverised. Air-dried soil samples were ground in a mortar to pass a 2 mm sieve and<br />
were then homogenised. Soil and plant material (0.5 g) were subsequently digested in an<br />
open system with concentrated nitric acid and hydrogen peroxide (30%). All solutions obtained<br />
were transferred to graduated flasks and then diluted up to 50 cm 3 with redistilled water.<br />
The concentrated nitrogenic acid was added to each of water samples prior to analysis.<br />
The total concentrations of Mn in plant and soil material were determined by atomic absorption<br />
spectrometry with flame atomisation, while in the water samples the Mn content was<br />
measured with electrothermal atomization (AVANTA PM by GBC Scientific Equipment). The<br />
Mn concentrations were measured against SIGMA standards. The precision of the measurements<br />
was determined by comparing the results of heavy metal content in the solutions<br />
made from three separate weighted portions of each sample. These were analysed using<br />
identical methodology. The reproducibility of the methods used was compared to the results<br />
of an inter-laboratory study by digesting and analysing reference material GBW 07604 Poplar<br />
Leaves (Institute of Geophysical and Geochemical Exploration Lanfang China).<br />
The differences between the content of Mn in precipitation, mosses and soil were analysed<br />
with F Snedecor test, and NIR was determined. The relations between the concentrations<br />
of Mn in plant material, water and soil ware evaluated by Pearson’s correlation<br />
(n=36 and p
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
The precipitations collected under the pine and birch canopy as well as in the open sites<br />
differed significantly in respect of Mn concentration. The analysis revealed (Table 1) that<br />
precipitation collected in the open field contained the lowest levels of Mn, while the highest<br />
concentration (9 times grater compared to that of the open sites) of manganese was found<br />
in the throughfal sampled under the pine canopy. The througfall collected beneath the birch<br />
canopy was lower in Mn deposition as compared to that under the pine, and contained 4<br />
times more Mn than the open field precipitation. It is evident from the data obtained, that the<br />
canopy of the trees examined herein e<strong>nr</strong>iched the througfall precipitation in Mn. This corroborates<br />
the findings of Čeburnis et al. [2000] who also reported Mn to be e<strong>nr</strong>iched in precipitation<br />
under tree canopy. The precipitation flowing over the tree bark was found to contain<br />
the highest proportion of Mn as compared to that of the open sites. The concentrations<br />
of Mn in the throughfall flowing over the pine and birch bark was 35 and 17 times higher respectively,<br />
as compared to the precipitation collected in the open field.<br />
Table 1. Survey of Mn concentration in needles and bark of Pinus sylvestris, leaves of Betula<br />
pendula, green and brown parts of gametophytes of Pleurozium schreberi, soil and<br />
precipitation collected under different tree canopy [n = 36, F tab. = 3.08, p = 0.05]<br />
Canopy type Mean SD Median Range F est.<br />
NIR<br />
Pinus sylvestris<br />
(needles)<br />
Pinus sylvestris<br />
(bark)<br />
Betula pendula<br />
(leaves)<br />
Pleurozium schreberi<br />
(green parts)<br />
Pleurozium schreberi<br />
(brown parts)<br />
Soil<br />
Precipitation<br />
Precipitation flowing<br />
over pine bark<br />
Precipitation flowing<br />
over birch bark<br />
[mg/kg dry weight]<br />
7<strong>31</strong> 270 773 307–1174<br />
37.1 19.2 36.4 9.4–71.6<br />
768 332 724 370–1442<br />
Pine 534 304 433 134–1110<br />
Birch 227 119 195 93–442 43,7 88,2<br />
Open 137 16.1 135 118–177<br />
Pine 770 455 555 188–1528<br />
Birch <strong>31</strong>6 136 <strong>31</strong>9 125–563 46,4 129<br />
Open 172 43.0 161 101–259<br />
Pine 45.4 34.0 40.5 6.0–139<br />
Birch 22.4 18.9 12.3 7.3–82.8 23,6 10,5<br />
Open 9.4 2.8 8.9 4.6–14.4<br />
[mg·dm -3 ]<br />
Pine 64.8 67.6 38.5 3.0–228<br />
Birch 27.7 24.0 13.0 7.0–81.0 17,8 19,5<br />
Open 7.1 7.1 3.5 1.0–23.0<br />
252 <strong>31</strong>5 107 24.0–997<br />
122 75.1 83.5 25.0–251 15,5 87,3<br />
The moss P. schreberi sampled from the same sites as were the precipitation also differ<br />
significantly in respect of Mn concentration. It has been noticed that both brown and<br />
green fragments of the moss shoot under the pine canopy contained the highest levels of<br />
Mn (4 times the Mn level found in the moss sampled at the open sites). The content of Mn<br />
in P. schreberi under the birch canopy was found to be slightly lower than that estimated<br />
227
Bioakumulacja<br />
in moss sampled under the pine. However, the concentration of Mn in mosses growing under<br />
the birch canopy was 2 times grater as compared to that of the open filed samples (Table<br />
1). The moss samples collected in the open sites accumulated comparable amounts of<br />
Mn as moss species studied by Krawczyk et al. [2004]. Mosses analyzed by the authors<br />
mentioned above were also growing within clean areas away form tree canopy influence.<br />
Considering that mosses take up elements exclusively form the atmosphere, the elevated<br />
content of Mn in the mosses under the tree canopy may be brought about by the througfall<br />
e<strong>nr</strong>iched with Mn. No significant statistical difference was noticed between the concentration<br />
of Mn in the green and brown P. schreberi shoot parts. This might be explained by the<br />
fact that Mn is effectively washed out of P. schreberi tissue Čeburnis and Valiulis [1999].<br />
The concentration of manganese in the soils was within the geochemical background<br />
given by Markert [1992], Kabata-Pendias and Pendias [1993] and Krawczyk et al. [2004].<br />
The significant statistical difference between the content of Mn in the soil samples and the<br />
tree canopy type was determined. The soils from the open fields exhibited the lowest concentration<br />
of Mn. Likewise in the case of precipitation and the moss studied, the highest<br />
content of Mn was detected in soils sampled under the pine canopy.<br />
Relations between the concentration of Mn in the plant species, precipitation and soil<br />
are given in table 2. The significant, positive correlations found between the content of Mn<br />
in pine bark and needles and manganese concentration in precipitation (considering the<br />
significant differences in Mn concentrations in pine throughfall and the open field precipitation)<br />
indicate that Mn was e<strong>nr</strong>iched in precipitation under the P. sylwestris canopy [Čeburnis<br />
et al. 2000]. Furthermore, the correlation analysis (Table 2) indicates that the precipitation<br />
e<strong>nr</strong>iched the soils and P. schreberi (both green and brown shoot segments) with Mn. The<br />
significant, positive correlations ware found between the content of Mn in mosses and the<br />
following: pine bark, pine needles and birch leaves. The analysis also revealed the positive<br />
relation between the content of Mn in the throughfall and the concentration of this element<br />
in the throughfall precipitation flowing over bark of the same tree. No significant correlation<br />
was found between the concentration of Mn in the birch leaves and manganese content in<br />
the precipitation and the throughfall flowing down the bark of this tree.<br />
Table 2. Correlation matrices for Mn concentrations in precipitation (PR), precipitation flowing<br />
over bark (PRB), soil (S), green (PLG) and brown (PLB) parts of gametophytes of Pleurozium<br />
schreberi, leaves of Betula pendula (BPL), needles (PSN) and bark (PSB) of Pinus<br />
sylvestris (corellation coefficients in bold are statistical significant, n=36, p < 0,05)<br />
PR PRB S PLG PLB BPL PSN<br />
PRB 0.69<br />
S 0.48 0.57<br />
PLG 0.33 0.49 0.30<br />
PLB 0.35 0.49 0.32 0.97<br />
BPL 0.15 0.16 0.68 0.77 0.70<br />
PSN 0.44 0.45 0.26 0.69 0.78 0.10<br />
PSB 0.41 0.45 0.21 0.67 0.74 0.20 0.86<br />
Summary. The birch leaves and the pine needles exhibited high levels of manganese<br />
as opposed to the pine bark which was found to be low in Mn. The pine and birch tree canopy<br />
throughfall was e<strong>nr</strong>iched in Mn and the highest concentrations of this element were noted<br />
in both, precipitation flowing over the pine and birch bark. The levels of Mn in soil samples<br />
228
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
as well as in the green and brown segments of P. schreberii shoots were found to be proportional<br />
to the concentration of this metal in the throughfall precipitation. The analysis revealed<br />
that manganese was e<strong>nr</strong>iched predominately in the moss and soil samples under the pine<br />
canopy. The moss and soil under the birch canopy contained lower levels of Mn than those<br />
under the pine, while moss and soil sampled at open sites were the least e<strong>nr</strong>iched in Mn.<br />
References<br />
Berg T., Steinnes E. 1997. Use of mosses (Hylocomium splendens and Pleurozium schreberi) as<br />
biomonitors of heavy metal deposition: from relative to absolute deposition values. Environ.<br />
Pollut. 98, 1: 61–71.<br />
Burton M.A.S. 1986. Biological Monitoring of Environmental Contaminants (Plant), London.<br />
Čeburnis D., Steinnes E. 2000. Conifer needles as biomonitors of atmospheric heavy metal deposition:<br />
comparison with mosses and precipitation, role of the canopy. Atmos Environ. 34:<br />
4265–4271.<br />
Čeburnis D., Steinnes E., Kvietkus K., 1999. Estimation of metal uptake efficiencies from precipitation<br />
in mosses in Lithuania. Chemosphere. 38, 2: 445–455.<br />
Čeburnis D., Valiulis D. 1999. Investigation of absolute metal uptake efficiency from precipitation<br />
in moss. Sci Total Environ. 226: 247–253.<br />
Eckstein R.L., 2000. Nitrogen retention by Hylocomium splendens in a subarctic birch woodland.<br />
J Ecol. 88: 506–515.<br />
Gałuszka A. 2005. The Chemistry of Soils, Rocks and Plant Bioindicators in Three Ecosystems<br />
of the Holy Cross Mountains, Poland. Environ Monit Assess. 110: 55–70.<br />
Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G. 2001. Response of mosses to the heavy metal deposition<br />
in Poland – on overview. Environ. Pollut. 114: 443–451.<br />
Hambuckers A., Remacle J. 1993. Relative importance of factors controlling the leaching and uptake<br />
of inorganic ions in the canopy of a spruce forest. Biogeochemistry. 23: 99–117.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemistry of trace elements. PWN, Warszawa (in Polish).<br />
Kitao M., Lei T.T., Koike T. 1997. Comparisons of Photosynthetic Responses to Manganese Toxicity<br />
of Deciduous Broad-Leaved Trees in northern Japan. Environ. Pollut. 97: 113–118<br />
Krawczyk J., Klink A., Letachowicz B., Krawczyk A. 2004. Using of Selected Plant and Lichen<br />
Species to Evaluation of the Environment Pollution with Heavy Metals. Zeszyty Problemowe<br />
Postępów Nauk Rolniczych. 501: 227–234 (in Polish).<br />
Łomnicki A. 1993. Introduction to statistics for naturalists. PWN, Warszawa (in Polish).<br />
Markert B. 1992. Presence and Significance of Naturally Occurring Chemical Elements of the Periodic<br />
System in the Plant Organism and Consequences for Future Investigations on Inorganic<br />
Environmental Chemistry in Ecosystems. Vegetatio. 103: 1–30.<br />
Markert B. 1993. Plants as biomonitors. Indicators for heavy metals in the terrestrial environment.<br />
Basel-Cambridge: Weinheim-New York.<br />
Pulford I.D., Watson C. 2003. Phytoremediation of Heavy- Metal Contaminated Land by Trees - a<br />
Review. Environ. Intern. 29: 529–540.<br />
Reimann C., Niskavaara H., Kashulina G., Fllizmoser P., Boyd R., Volden T., Tomilina O., Bogatyrev<br />
I. 2001. Critical remarks on the use of terrestrial moss (Hylocomium splendes and Pleurozium<br />
schreberi) for monitoring of airborne pollution. Environ. Pollut. 113: 41–57.<br />
Samecka-Cymerman A., Kosior G., Kempers A.J. 2006. Comparison of the moss Pleurozium<br />
schreberi with needles and bark of Pinus sylvestris as biomonitors of pollution by industry in<br />
Stalowa Wola (southeast Poland). Ecotox Environ Safe. 65: 108–117.<br />
StatSoft Inc. 2005. STATISTICA for Windows (data analysis software system), version 7. www.<br />
statsoft.com.<br />
229
Bioakumulacja<br />
UNECE. 2003. Heavy metals in European mosses: 2000/2001 survey. ICP Vegetation. CEH Bangor,<br />
UK.<br />
Wisłocka M., Krawczyk J., Klink A., Morrison L. 2006. Bioaccumulation of Heavy Metals by Selected<br />
Plant Species from Uranium Mining Dumps in the Sudety Mts., Poland. Polish J. of<br />
Environ. Stud. 15, 5: 811–818.<br />
WPŁYW OKAPU DRZEW NA ZAWARTOŚĆ MANGANU W WODACH<br />
PODOKAPOWYCH I W MCHU PLEUROZIUM SCHREBERI (BIRD.) MITT<br />
W pracy badano wpływ okapu sosny Pinus sylvestris i brzozy brodawkowatej Betula<br />
pendula na zawartość manganu w wodzie podokapowej, mchu Pleurozium schreberi<br />
i w glebie. Badany teren nie podlega większym wpływom zanieczyszczeń antropogenicznych,<br />
a stwierdzone zawartości manganu w bioindykatorach można określić jako podwyższone,<br />
lecz nie znamionujące skażenia. Zawartość Mn w wodzie podokapowej i spływającej<br />
po korze drzew jest wyższa, niż w wodzie opadowej zbieranej na otwartej przestrzeni.<br />
Podobnie istotną statystycznie, większą zawartość Mn w Pleurozium schreberi i glebie,<br />
stwierdzono w przypadku prób spod okapu drzew. Stwierdzono dodatnie, istotne zależności<br />
między zawartością manganu w poszczególnych badanych elementach środowiska, potwierdzające<br />
wzbogacanie w Mn opadów atmosferycznych oraz mchów i gleb przez korony<br />
drzew.<br />
230
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Zanieczyszczenie gleby kadmem a zawartość makropierwiastków<br />
w roślinach*<br />
WpROWADZENIE. Obieg pierwiastków w przyrodzie jest uzależniony od wielu czynników.<br />
Jednym z nich jest zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi, w tym kadmem. Kadm<br />
należy do pierwiastków bardzo silnie wpływających na środowisko, także na właściwości<br />
gleb, rośliny oraz zdrowie ludzi i zwierząt [Gambuś, Gorlach 2001; Kabata-Pendias, Pendias<br />
1999]. Duże zanieczyszczenie gleby kadmem prowadzi do zmian właściwości gleby,<br />
w tym właściwości biologicznych [Jiang i in. 2000; Vig i in. 2003; Wyszkowska, Wyszkowski<br />
2002; 2003]. Nie jest to obojętne dla rosnących na takich glebach roślin, gdyż po pierwsze<br />
pobierają one zwiększone ilości tego metalu, co z kolei stanowi niebezpieczeństwo włączenia<br />
kadmu w kolejne ogniwa łańcucha troficznego, kończąc na człowieku [Kabata-Pendias,<br />
Pendias 1999], a po drugie powoduje on zaburzenia w pobieraniu innych pierwiastków<br />
[Obata, Umebayashi 1997]. Następują wtedy zmiany w zawartości makro- i mikropierwiastków<br />
[Gil i in. 1995; Grejtowsky, Pirc 2000; Wyszkowski, Wyszkowska 2006] oraz w równowadze<br />
jonowej roślin [Wyszkowski 2002b]. W konsekwencji dochodzi do zaburzeń we<br />
wzroście i rozwoju roślin, a przy skrajnie dużych ilościach kadmu w glebie mogą one nawet<br />
zamierać [Wyszkowski, Wyszkowska 2004; 2006]. Dlatego też bardzo ważne jest opracowanie<br />
optymalnych metod ograniczających wpływ kadmu i innych metali ciężkich na rośliny.<br />
Do szczególnie skutecznych, jak się wydaje, należy wapnowanie, zmieniające odczyn gleby<br />
i tym samym dostępność kadmu dla roślin [Kabata-Pendias, Pendias 1999].<br />
Badania wykonano w celu określenia wpływu zanieczyszczenia gleby kadmem na zawartość<br />
makropierwiastków w roślinach. Do złagodzenia prawdopodobnego oddziaływania<br />
kadmu na rośliny zastosowano tlenek wapnia.<br />
Materiał i metody badań. Badania przeprowadzono w hali wegetacyjnej należącej<br />
do Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie na glebie, która w warunkach<br />
naturalnych była glebą brunatną właściwą wytworzoną z piasku gliniastego lekkiego. Glebę<br />
charakteryzowały następujące właściwości: pH w 1 mol KCl ·dm -3 – 5,60, kwasowość<br />
hydrolityczna (Hh) – 13,05 mmol (H + ) ·kg -1 ; suma zasadowych kationów wymiennych (S) –<br />
57,06 mmol(+)·kg -1 ; pojemność wymienna kompleksu sorpcyjnego (T) – 70,11 mmol(+)·kg -1 ;<br />
stopień wysycenia kationami (V) – 81,39%. W doświadczeniu badano wpływ kadmu stosowanego<br />
jako CdCl 2<br />
· 2½H 2<br />
O w następujących ilościach: 0, 4, 40, 80 i 120 mg Cd·kg -1 s.m.<br />
gleby na zawartość makropierwiastków w roślinach. Najniższą dawkę (4 mg Cd·kg -1 gleby)<br />
ustalono na podstawie maksymalnej dopuszczalnej dawki kadmu w wierzchniej warstwie<br />
gleby użytkowanej rolniczo według rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 09.09.2002 r.<br />
Badania prowadzono w dwóch seriach: bez CaO (seria kontrolna) oraz z aplikacją tlenku<br />
wapnia (w dawce odpowiadającej 1 Hh). Ponadto do wszystkich wazonów wprowadzono<br />
makro- i mikroelementy w następujących dawkach, w mg·kg -1 gleby: N – 100[CO(NH 2<br />
) 2<br />
] (½<br />
dawki N przed siewem owsa i ½ dawki N przed siewem gorczycy białej); P – 35 [K 2<br />
HPO 4<br />
];<br />
K – 90 [K 2<br />
HPO 4<br />
+ KCl], Mg – 20 [MgSO 4.<br />
7H 2<br />
O], Zn – 5 [ZnCl 2<br />
], Cu – 5 [CuSO 4.<br />
5H 2<br />
O], Mn<br />
– 5 [MnCl 2.<br />
4H 2<br />
O], Mo – 5 [Na 2<br />
MoO 4.<br />
2H 2<br />
O], B – 0,33 [H 3<br />
BO 3<br />
]. Glebę w ilości 3,2 kg dokładnie<br />
wymieszano z nawozami mineralnymi oraz w odpowiednich obiektach z kadmem i CaO,<br />
a następnie umieszczono w wazonach polietylenowych. Wpływ kadmu testowano na następujących<br />
roślinach: owies (Avena sativa L.) odmiany Borowiak – roślina główna i gorczyca<br />
biała (Sinapis alba L.) odmiany Nakielska – roślina następcza. Obsada roślin wynosiła 12<br />
* Prof. dr hab. Mirosław Wyszkowski – Katedra Chemii Środowiska, Uniwersytet Warmińsko-<br />
-Mazurski w Olsztynie, prof. dr hab. Jadwiga Wyszkowska – Katedra Mikrobiologii, Uniwersytet<br />
Warmińsko-Mazurski w Olsztynie.<br />
2<strong>31</strong>
Bioakumulacja<br />
(owies) lub 8 roślin (gorczyca biała) w wazonie. Doświadczenie wykonano w 5 powtórzeniach.<br />
W czasie wegetacji owsa (48 dni) i gorczycy białej – rośliny następczej po owsie (30<br />
dni) utrzymywano stałą wilgotność na poziomie 60% kapilarnej pojemności wodnej.<br />
Próby materiału roślinnego pobranego w czasie zbioru owsa i gorczycy białej rozdrobniono,<br />
wysuszono i zmielono. Do analizy zawartości makroskładników w roślinach zastosowano<br />
następujące metody analityczne: azot – metoda Kjeldahla, fosfor – metoda wanadowo-molibdenianowa,<br />
potas, wapń, sód – metoda emisyjnej spektrometrii atomowej (ESA),<br />
magnez – metoda absorpcyjnej spektrometrii atomowej (ASA). Wyniki badań opracowano<br />
statystycznie pakietem Statistica 7.1 [StatSoft, Inc....2005] za pomocą dwuczynnikowej<br />
analizy wariancji ANOVA.<br />
Wyniki i dyskusja. Zawartość makropierwiastków w roślinach była uzależniona,<br />
zarówno od poziomu zanieczyszczenia gleby kadmem, jak i aplikacji tlenku wapnia do gleby<br />
(tab.1). Kadm w podobny sposób oddziaływał na owies i gorczycę białą, przy czym jego<br />
wpływ był większy w przypadku rośliny głównej niż następczej. Zanieczyszczenie gleby<br />
kadmem wywołało wzrost zawartości azotu, fosforu, potasu i magnezu w częściach nadziemnych<br />
owsa i gorczycy białej, przy czym najwyższa jego dawka zazwyczaj działała ujemnie.<br />
Największe zmiany zanotowano w przypadku azotu i magnezu, zwłaszcza w częściach<br />
nadziemnych owsa. Pod wpływem 80 mg Cd·kg -1 gleby wystąpił wzrost zawartości azotu<br />
o 68% i magnezu o 67% w częściach nadziemnych owsa, w porównaniu do wariantu<br />
kontrolnego (niezanieczyszczonego kadmem). W przypadku rośliny następczej – gorczycy<br />
białej wartości te wynosiły odpowiednio 41 i 49%. Ostatnia dawka kadmu (120 mg Cd·kg -1<br />
gleby) oddziaływała ujemnie na zawartość obydwu makropierwiastków. Zawartość fosforu<br />
i potasu w analogicznych obiektach zmieniała się w znacznie mniejszym zakresie. Wysokie<br />
dawki kadmu spowodowały obniżenie zawartości sodu w częściach nadziemnych obydwu<br />
roślin oraz zawartości wapnia w owsie. Zmniejszenie zawartości sodu wynosiło maksymalnie<br />
21% w gorczycy białej i <strong>31</strong>% w owsie. Zawartość wapnia w roślinach zwiększała się do<br />
dawki 40 mg Cd·kg -1 gleby, a następnie malała, przy czym w przypadku owsa obniżenie<br />
jego zawartości było szczególnie duże i wynosiło 35%, w odniesieniu do obiektu kontrolnego<br />
(niezanieczyszczonego kadmem).<br />
Oddziaływanie zanieczyszczenia gleby kadmem na zawartość makroelementów w roślinach<br />
wykazuje uzależnienie od jego zawartości w glebie oraz od gatunku i organu rośliny,<br />
jak i od rodzaju pierwiastka. Ma to związek ze zjawiskami antagonizmu lub synergizmu.<br />
Nadmierne ilości kadmu w glebie mogą przyczyniać się do zwiększenia zawartości makroelementów<br />
w roślinach, co stwierdzono we wcześniej wykonanych badaniach własnych<br />
[Wyszkowski, Wyszkowska 2004]. Wykazano w nich, że kadm spowodował wzrost zawartości<br />
makropierwiastków w owsie, zwłaszcza w przypadku fosforu i wapnia. W innych doświadczeniach<br />
Wyszkowskiego i Wyszkowskiej [2006] pod wpływem kadmu zanotowano<br />
zwiększenie zawartości fosforu, potasu, sodu i wapnia w jęczmieniu jarym, ale nie dotyczyło<br />
ono najwyższych dawek kadmu, co znalazło potwierdzenie w badaniach własnych.<br />
Było ono szczególnie duże w przypadku zawartości azotu. Natomiast zawartość magnezu<br />
w roślinach istotnie malała. Szczególnie ważny wydaje się wpływ kadmu na zawartość<br />
magnezu, pełniącego w roślinach bardzo ważną rolę, zwłaszcza w procesie fotosyntezy.<br />
Na zmniejszenie koncentracji magnezu w roślinach wskazują także badania Gussarsson<br />
[1994] oraz Ciećko i in. [2001; 2004a] uzyskane w ziarnie i słomie pszenżyta, w częściach<br />
nadziemnych kukurydzy oraz korzeniach łubinu żółtego i rzodkiewki. Odwrotne zależności<br />
(zwiększenie zawartości magnezu) zaobserwowano w częściach nadziemnych rzepaku jarego<br />
[Ciećko i in. 2001] i łubinu żółtego [Wyszkowski 2002a], w ziarnie, słomie i korzeniach<br />
owsa, w częściach nadziemnych łubinu żółtego i rzodkiewki oraz w korzeniach kukurydzy<br />
[Ciećko i in. 2004a].<br />
232
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Zawartość makropierwiastków w roślinach, w g·kg -1 s.m.<br />
Dawka<br />
w mg<br />
Cd ·kg -1<br />
gleby<br />
Owies<br />
Gorczyca biała<br />
Zawartość makropierwiastków w g·kg -1 s.m.<br />
N P K Na Ca Mg N P K Na Ca Mg<br />
- Ca<br />
0 9,87 5,17 27,64 0,94 8,53 1,62 11,20 3,88 19,20 0,98 8,60 4,80<br />
4 11,91 5,69 29,96 0,78 10,11 1,91 11,86 4,11 20,61 1,02 10,63 5,62<br />
40 12,38 6,83 29,80 0,69 12,07 2,49 13,59 4,68 22,12 1,00 12,52 6,98<br />
80 16,54 7,19 30,99 0,70 6,37 2,71 15,76 4,92 23,49 0,86 12,48 7,16<br />
120 15,83 6,89 <strong>31</strong>,37 0,65 5,54 2,36 15,25 4,71 24,00 0,77 12,03 7,00<br />
Śr.- Av. 13,<strong>31</strong> 6,35 29,95 0,75 8,52 2,22 13,53 4,46 21,88 0,93 11,25 6,<strong>31</strong><br />
r 0,903** 0,824** 0,829** -0,802** -0,697* 0,628* 0,922** 0,819** 0,945** -0,941** 0,701* 0,810**<br />
+ Ca<br />
0 9,60 4,57 26,23 0,94 10,14 1,53 11,03 3,52 18,41 0,99 10,20 3,99<br />
4 12,63 4,89 27,26 0,74 10,62 1,80 12,00 3,69 19,23 1,04 12,63 4,75<br />
40 12,91 5,11 28,96 0,56 14,24 1,47 13,71 4,02 20,29 0,89 13,99 4,75<br />
80 12,42 5,69 29,06 0,52 9,08 1,66 14,95 4,20 22,32 0,72 14,06 4,82<br />
120 12,35 5,67 26,91 0,53 6,90 1,34 14,90 4,09 22,87 0,69 12,48 5,21<br />
Śr.- Av. 11,98 5,19 27,69 0,66 10,20 1,56 13,32 3,90 20,62 0,87 12,67 4,70<br />
r 0,430 0,938** 0,255 -0,814** -0,586 -0,596 0,920** 0,847** 0,977** -0,968** 0,438 0,794*<br />
NIR a 0,74** 0,41** 1,45** 0,09** 0,30** 0,10** 0,45** 0,20** 0,86** 0,07** 0,32** 0,25**<br />
LSD b 0,42** 0,24** 1,23** 0,06** 0,18** 0,07** 0,25** 0,12** 0,50** 0,05** 0,19** 0,15**<br />
a · b 1,05** 0,58** 1,72** 0,12** 0,42** 0,12** 0,64** 0,27** 1,22** 0,10** 0,45** 0,35**<br />
NIR dla: a – dawki Cd, b – aplikacji Ca, ** – istotne dla p=0,01; * – istotne dla p=0,05,<br />
r – współczynnik korelacji.<br />
W badaniach Gil i in. [1995], Grejtowsky i Pirc [2000], Obata i Umebayashi [1997], Wyszkowski<br />
i Wyszkowska [2006] zanieczyszczenie gleby kadmem nie miało wpływu na zawartość<br />
magnezu w roślinach. Narwal i in. [1995] wykazali zmniejszenie zawartości potasu<br />
w korzeniach kukurydzy, a Ciećko i in. [2005] w ziarnie owsa, częściach nadziemnych<br />
i korzeniach łubinu żółtego i rzodkiewki. Odwrotne zależności stwierdzili Wyszkowski i Wyszkowska<br />
[2006] w częściach nadziemnych jęczmienia jarego oraz Ciećko i in. [2005] w korzeniach<br />
kukurydzy. Z kolei Hlusek i Richter [1992], Navarro-Pedreno i in. [1997] oraz Simon<br />
[1998] nie wykazali wpływu kadmu na zawartość potasu w roślinach.<br />
Aplikacja tlenku wapnia do gleby miała istotny i znaczący wpływ na zawartość makropierwiastków<br />
w roślinach (tab.1). Powodowała ona zmniejszenie zawartości większości<br />
makropierwiastków (z wyjątkiem wapnia) w częściach nadziemnych roślin. Wahała się ona<br />
średnio od kilku do kilkunastu procent, w porównaniu do serii bez CaO. Największe zróżnicowanie<br />
zawartości stwierdzono w przypadku magnezu, którego zawartość pod wpływem<br />
CaO zmniejszyła się średnio o 30% (owies) i 26% (gorczyca biała). Po dodaniu tlenku wapnia<br />
do gleby nastąpił wzrost zawartości wapnia w obydwu testowanych roślinach. Wpływ<br />
ten był większy w owsie (20%) niż w gorczycy białej (13%). Zmiany zawartości makropierwiastków<br />
w roślinach w wyniku wapnowania znajdują potwierdzenie w literaturze naukowej,<br />
przy czym wpływ ten jest uzależniony od gatunku rośliny i właściwości gleby, np. w badaniach<br />
Ciećko i in. [1995; 1998] wapnowanie powodowało wzrost zawartości azotu i potasu<br />
oraz obniżenie zawartości fosforu w roślinach, w odróżnieniu od ich późniejszych doświad-<br />
233
Bioakumulacja<br />
czeń [Ciećko i in. 2001; 2004a; 2004b], w których wpływało raczej ujemnie na zawartość<br />
azotu i potasu w poszczególnych organach owsa, kukurydzy, łubinu żółtego i rzodkiewki<br />
oraz azotu w pszenżycie, a szczególnie w korzeniach roślin.<br />
Wnioski. Na podstawie przeprowadzonych badań sformułowano następujące wnioski:<br />
1. Zawartość makropierwiastków w roślinach była uzależniona, zarówno od poziomu zanieczyszczenia<br />
gleby kadmem, jak i aplikacji tlenku wapnia do gleby. Kadm w podobny<br />
sposób oddziaływał na owies i gorczycę białą, przy czym jego wpływ był większy<br />
w przypadku rośliny głównej niż następczej.<br />
2. Zanieczyszczenie gleby kadmem wywołało przede wszystkim wzrost zawartości azotu<br />
i magnezu oraz w mniejszym stopniu fosforu i potasu w częściach nadziemnych owsa<br />
i gorczycy białej, przy czym najwyższa jego dawka zazwyczaj działała ujemnie. Wysokie<br />
dawki kadmu spowodowały obniżenie zawartości sodu w częściach nadziemnych<br />
obydwu roślin oraz zawartości wapnia w owsie.<br />
3. Aplikacja tlenku wapnia do gleby miała istotny i znaczący wpływ na zawartość makropierwiastków<br />
w roślinach. Powodowała ona zmniejszenie zawartości większości makropierwiastków<br />
w częściach nadziemnych roślin, z wyjątkiem wapnia, którego zawartość<br />
wzrosła. Największe zróżnicowanie zawartości stwierdzono w przypadku magnezu.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Ciećko Z., Kalembasa S., Wyszkowski M., Rolka E. 2004a. Effect of soil contamination by cadmium<br />
on potassium uptake by plants. Pol. J. Environm. St. 13(3): 333–337.<br />
Ciećko Z., Kalembasa S., Wyszkowski M., Rolka E. 2004b. The effect of elevated cadmium content<br />
in soil on the uptake of nitrogen by plants. Plant, Soil, Environ. 50(7): 283–294.<br />
Ciećko Z., Kalembasa S., Wyszkowski M., Rolka E. 2005. The magnesium content in plants on<br />
soil contaminated with cadmium. Pol. J. Environm. St. 14(3): 365–370.<br />
Ciećko Z., Wyszkowski M., Krajewski W., Zabielska J. 2001. Effect of organic matter and liming<br />
on the reduction of cadmium uptake from soil by triticale and spring oilseed rape. Sci. Total<br />
Environ. 281(1-3): 37–45.<br />
Ciećko Z., Wyszkowski M., Żołnowski A. 1995. Ocena wpływu kory drzewnej i torfu oraz wapnowania<br />
na pobieranie kadmu przez owies i kukurydzę. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 418(2):<br />
603–611.<br />
Ciećko Z., Wyszkowski M., Żołnowski A. 1998. Pobranie kadmu przez kukurydzę w warunkach<br />
stosowania węgla brunatnego, kompostu i wapna. Zesz Probl. Post. Nauk. Rol. 455:<br />
47–56.<br />
Gambuś F., Gorlach E. 2001. Pochodzenie i szkodliwość metali ciężkich. Aura 6: 11–13.<br />
Gil J., Moral R., Gomez I., Navarro-Pedreno J., Mataix J. 1995. Effect of cadmium on physiological<br />
and nutritional aspects in tomato plant. II. Soluble and Rubisco proteins and nutrient evolution.<br />
Fres. Environ. Bull. 4(7): 436–440.<br />
Grejtowsky A., Pirc R. 2000. Effect of high cadmium concentrations in soil on growth, uptake of<br />
nutrients and some heavy metals of Chamomilla recutita (L.). Rauschert. J. Appl. Bot. 74(5–<br />
6): 169–174.<br />
Gussarsson M. 1994. Cadmium-induced alterations in nutrient composition and growth of Betula<br />
Pendula seedlings: The significance of fine roots as a primary target for cadmium toxicity. J.<br />
Plant. Nutr. 17: 2151–2163.<br />
Hlusek J., Richter R. 1992. Concentration of major nutrients in potatoes growing in soil contaminated<br />
with heavy metals to which soil improvers were applied. Rostl. Vyr. 38(1): 97–106.<br />
Jiang X.J., Luo Y.M., Zhao Q.G., Wu L.H., Qiao X.L., Song J. 2000. Phytoremediation of heavy<br />
234
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
metal contaminated soils. II. Quantitative changes of microorganisms in rhizosphere soil of<br />
metal accumulator plant Brassica juncea. Soils 32(1): 75–78.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa: 398.<br />
Narwal R.P., Mahendra S., Gupta A.P., Singh M. 1995. Influence of cadmium e<strong>nr</strong>iched sewage<br />
water on growth and nutrient content of corn. Ann. Biol. Ludhiana 11(1–2): 158–163.<br />
Navarro-Pedreno J., Gomez I., Moral R., Palacios G., Mataix J. 1997. Heavy metals and plant<br />
nutrition and development. Rec. Res. Developm. Phytochem. 1: 173–179.<br />
Obata H., Umebayashi M. 1997. Effects of cadmium on mineral nutrient concentrations in plants<br />
differing in tolerance for cadmium. J. Plant Nutrit. 20(1): 97–105.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby<br />
oraz standardów jakości ziemi. DzU <strong>nr</strong> 165, poz. 1359.<br />
Simon L. 1998. Cadmium accumulation and distribution in sunflower plant. J. Plant Nutrit., 21(2):<br />
341–352.<br />
StatSoft, Inc., 2005. STATISTICA (data analysis software system), version 7.1. www.statsoft.com.<br />
Vig K., Megharaj M., Sethunathan N., Naidu R. 2003. Bioavailability and toxicity of cadmium to<br />
microorganisms and their activities in soil: a review. Adv. Environ. Res. 8: 121–135.<br />
Wyszkowska J., Wyszkowski M. 2002. Effect of cadmium and magnesium on microbiological<br />
activity in soil. Pol. J. Environm. St. 5(11): 585–591.<br />
Wyszkowska J., Wyszkowski M. 2003. Effect of cadmium and magnesium on enzymatic activity<br />
in soil. Pol. J. Environm. St. 12(4): 479–485.<br />
Wyszkowski M. 2002a. Effect of magnesium and cadmium on the yield and content of macroelements<br />
in yellow lupine. Pol. J. Natur Sc. 12(3): 21–35.<br />
Wyszkowski M. 2002b. Relacje jonowe pomiędzy składnikami w łubinie żółtym w zależności od<br />
zanieczyszczenia gleby kadmem i nawożenia magnezem. J. Elementol. 7(1): 57–71.<br />
Wyszkowski M., Wyszkowska J. 2004. The effect of soil contamination with cadmium, chromium and<br />
mercury on the yield and content of macroelements in oats. Pol. J. Natur. Sc. 16(1): 123–1<strong>31</strong>.<br />
Wyszkowski M., Wyszkowska J. 2006. The content of macroelements in spring barley (Hordeum<br />
vulgare L.) and theirs relations with above-ground parts mass of plants and the enzymatic<br />
activity of heavy metal contaminated soil. Pol. J. Environm. St. 15(2a): 212–221.<br />
CADMIUM CONTAMINATION OF SOIL AND THE MACROELEMENTS CONTENT<br />
IN PLANTS<br />
The aim of the present study was to determine the effect of soil contamination with cadmium<br />
(0; 4; 40; 80 and 120 mg the Cd·kg -1 of soil) on the concentrations of macroelements<br />
in plants. The expected negative impact of these substances was neutralized with calcium<br />
oxide (1 Hh). The content of macroelements in plants was determined by cadmium contamination<br />
as well as application of calcium oxide in the soil. Cadmium in similar way affected<br />
on oats and white mustard, but his influence on plants was larger in main crop than aftercrop.<br />
The cadmium contamination of soil mainly caused an increase in content of nitrogen<br />
and magnesium as well as content of phosphorus and potassium in the above-ground parts<br />
of oats and white mustard (but in smaller degree). The highest dose of cadmium usually<br />
negatively affected on the macroelements content in plants. The high doses of cadmium<br />
caused an decrease in sodium content in above-ground parts of both plants as well as the<br />
content of calcium in oats. The application of calcium oxide to soil had essential and significant<br />
influence on content of macroelements in plants. It caused an decrease in content of<br />
majority of macroelements in the above-ground parts of plants, with except of the calcium,<br />
which content grew up.<br />
235
Bioakumulacja<br />
ODPORNOŚĆ POSZCZEGÓLNYCH GATUNKÓW DRZEW NA EMISJE<br />
PRZEMYSŁOWE Z ZAKŁADU „MESKO”*<br />
WPROWADZENIE. Drzewa pełnią kluczową rolę w zagospodarowaniu terenów skażonych.<br />
Skuteczność tych działań zależy przede wszystkim od zastosowania odpowiedniego<br />
doboru gatunków, sprawdzających się na terenach o dużej emisji zanieczyszczeń przemysłowych.<br />
Ocena stanu ekosystemów leśnych jest jednym z mierników zagrożeń, jak również<br />
wskaźnikiem odporności poszczególnych gatunków na skażenia środowiska. Należy pamiętać,<br />
że lasy na terenach zdegradowanych są zasadniczym elementem, który wzbogaca<br />
je w walory estetyczno-krajobrazowe.<br />
Celem opracowania jest ocena wpływu emisji przemysłowych z Zakładu Metalowego<br />
„Mesko” na zdrowotność drzewostanów z dwóch nadleśnictw; pozwoli to ocenić przydatność<br />
poszczególnych gatunków do obsadzania terenów zanieczyszczonych.<br />
MATERIAŁ I METODYKA. Badania wykonano na terenie lasów Nadleśnictwa Zakładów<br />
Metalowych „Mesko” (Leśnictwo Michałów i Leśnictwo Młodzawy), położonych wokół<br />
Zakładu <strong>nr</strong> 2. Lasy te na południowym wschodzie sąsiadują z lasami państwowymi Nadleśnictwa<br />
Skarżysko (Leśnictwo Pleśniówka). Zakład Metalowy „Mesko” znajduje się na<br />
południowych obrzeżach miasta Skarżysko-Kamienna w województwie świętokrzyskim.<br />
Obszar lasów leży w strefie ekoklimatycznej: środkowopolskiej (D), w makroregionie ekoklimatycznym:<br />
Góry Świętokrzyskie (<strong>nr</strong> 6), który charakteryzuje średnia roczna temperatura<br />
+7,4 o C, średnia temperatura okresu wegetacyjnego +14,2 o C, średni opad roczny 639<br />
mm oraz okres wegetacyjny trwający średnio 210 dni. Przeważają tam wiatry zachodnie<br />
– 15%, duży udział mają też wiatry wschodnie – 12% oraz wiatry południowo-południowowschodnie<br />
– 11% i północno-zachodnio-zachodnie – 11% [Kondracki 1994].<br />
Lesistość mezoregionu Puszczy Świętokrzyskiej wynosi 46%, przy ogólnej powierzchni<br />
lasów równej 1973,2 km 2 . Lasy mezoregionu są siedliska o średniej żyzności. Przeważają<br />
tam typy siedliskowe: bór świeży (Bśw), bór mieszany świeży (BMśw) i las mieszany<br />
świeży (LMśw), stanowiące łącznie ponad 64% powierzchni lasów. Na wyżej położonych<br />
terenach występują typy siedliskowe wyżynne: bór mieszany wyżynny (BMwyż), las mieszany<br />
wyżynny (LMwyż), las wyżynny (Lwyż), zajmujące łącznie ok. 12% powierzchni<br />
lasów [Operat glebowo-siedliskowy Nadleśnictwa Skarżysko 1989]. Bezpośrednie sąsiedztwo<br />
wydziału spawania stanowią lasy Nadleśnictwa Zakładów Metalowych „Mesko”<br />
(Leśnictwa Michałów i Młodzawy). Tuż za nimi w kierunku północnym i północno-wschodnim<br />
rozciąga się teren Zakładu <strong>nr</strong> 2, a w kierunku południowym i południowo wschodnim<br />
lasy państwowe Nadleśnictwa Skarżysko (Leśnictwo Pleśniówka; tab. 2).<br />
Podstawowym typem środowiska przyrodniczego otaczającego Wydział Spawania są<br />
zatem lasy. Z uwagi na powierzchnię zajmowaną przez Wydział i przewidywaną wielkość<br />
zanieczyszczeń wprowadzanych do środowiska przyjęto, że podstawowe jego oddziaływanie<br />
na środowisko przyrodnicze nie będzie przekraczało obszaru o promieniu ok. 1 km od<br />
tego Wydziału. Granicę tego obszaru uznano za granicę wpływu Wydziału Spawania na<br />
szatę roślinną. W opracowaniu uwzględniono oddziały leśne Nadleśnictwa Zakładów Metalowych<br />
„Mesko” <strong>nr</strong>: 12 (część), 13, 14, 15, 16, które łącznie zajmują powierzchnię 98,49 ha<br />
(tab. 1) oraz oddziały leśne Lasów Państwowych Nadleśnictwa Skarżysko <strong>nr</strong>: 163, 163<br />
A (część), 164, 165, 168 (część), 169, 170, 171, które zajmują powierzchnię łączną 103,64<br />
ha (tab. 2).<br />
W obszarze tym nie stwierdzono występowania chronionych i rzadkich gatunków roślin,<br />
* Dr inż. Anna Gierula, mgr inż. Daria Gąbka, dr hab. Karol Wolski (prof. nadzw.) – Katedra<br />
Łąkarstwa i Kształtowania Terenów Zieleni, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu.<br />
236
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
czy pomników przyrody. Na wyznaczonym terenie oznaczono procentowy udziału poszczególnych<br />
gatunków drzew w wymienionych wyżej oddziałach nadleśnictw, a także określono:<br />
powierzchnię, typ siedliskowy lasu, ukształtowanie terenu, pokrywę runa leśnego, gatunek<br />
dominujący, obecny skład gatunkowy, wiek drzewostanu, zwarcie drzewostanu, pierśnicę<br />
drzew, wysokość, bonitację, jakość hodowlaną, masę grubizny drzewostanu.<br />
WYNIKI. W oddziałach Nadleśnictwa Zakładów Metalowych „Mesko” dominuje typ siedliskowy:<br />
las mieszany wyżynny ( 12 c, d, g,13 c, d, h,14 a, b, c, d, f, 15 a, b, c, d, f, 16 a, b,<br />
c, d, f, g, h; tylko w 13 a, 13 b, 13 f zanotowano bór świeży).Występują tu gleby gliniasto-<br />
-piaszczyste w typie mezotroficznych gleb brunatnych kwaśnych, częściowo zbielicowanych.<br />
W ukształtowaniu terenu przeważają typ wyżynny – płaskowyż i nizinny – płaskowyż. Prawie<br />
na całej badanej powierzchni lasów Nadleśnictwa Zakładów Metalowych „Mesko”, jako gospodarczy<br />
(docelowy) typ drzewostanu przyjęto las z panującą jodłą pospolitą i domieszką<br />
buka pospolitego ( 12 c, d, g, 13 c, d, h, 14 a, b, c, d, f, 15 a, b, c, d, f, 16 a, b, c, d, f, g, h), natomiast<br />
w 13 a, b, f, g odnotowano sosnę pospolitą. W obecnym składzie gatunkowym drzewostanów<br />
dominuje sosna pospolita (Pinus sylvestris L.) – we wszystkich oddziałach oprócz<br />
16 g i 16 h, czasem jodła pospolita (Abies alba (L.) H. Kars), brzoza brodawkowata (Betula<br />
pendula Roth), rzadko dąb szypułkowy (Quercus rober L.), buk pospolity (Fagus sylvatica L.)<br />
16 g, modrzew europejski (Larix decidua Mill.) – młode 5-letnie nasadzenia w pododdziale <strong>nr</strong><br />
16 h. Ponadto spotyka się w domieszce: świerk pospolity (Picea abies), dąb bezszypułkowy<br />
(Quercus petraea (Matt.)Liebl.), dąb czerwony (Quercus rubra L.), grab pospolity (Carpinus<br />
betulus L.), topolę osikę (Populus tremula L.) oraz olszę czarną (Alnus glutinosa L.). Są to<br />
przeważnie drzewostany średniowiekowe. Wiek drzewostanów sosnowych wynosi 65–120<br />
lat (średnia 93 lata), jodłowych 80–110 lat (średnia 92 lata), dębowych: 55–90 lat (średnia:<br />
73 lata), brzozowych: (średnia 50 lat), bukowych: (średnia 55 lat). Zwarcie drzewostanu jest<br />
zwykle przerywane: 12 d, 13 a, b, h, 14 a, b, c, d, f, 15 b, d, f, 16 a, c, d, f (pomiędzy koronami<br />
drzew znajdują się większe przerwy, w których łatwo mogłyby się zmieścić pojedyncze drzewa);<br />
nieco rzadziej zwarcie jest umiarkowane: 12 c, g, 13 c, d, f, g, 15 a, c, 16 b, g (między<br />
koronami drzew istnieją wąskie wolne przestrzenie). Warstwa podszytu jest zwykle dobrze<br />
wykształcona, dominują w niej: sosna pospolita, jodła pospolita, świerk pospolity, buk pospolity,<br />
w domieszce spotkać można: grab pospolity, jałowiec pospolity (Juniperus communis L.),<br />
dąb szypułkowy, brzozę brodawkowatą, topolę osikę, leszczynę pospolitą (Corylus avellana<br />
L.). Omawiane wyniki przedstawiono w tabelach 1 i 2. Dno lasu, czyli runo, jest przeważnie<br />
zadarnione (roślinność tworzy mniej więcej zwarty kobierzec). Można w nim wyróżnić np.:<br />
szczawik zajęczy (Oxalis acetosella L.), nerecznicę szerokolistną (Dryopteris dilatata Hoffm.),<br />
kosmatkę olbrzymią (Luzula sylvatica (Huds) Gaudin), borówkę brusznicę (Vaccinium myrtillus<br />
L.), jeżynę (Rubus L. sp.) oraz siewki drzew: jodły pospolitej, świerka pospolitego, sosny<br />
pospolitej, dębu szypułkowego, buka pospolitego, grabu pospolitego. Dobrze rozwinięta jest<br />
także warstwa mszysta z udziałem: płonnika strojnego (Polytrichum formosum Hedw.), gajnika<br />
lśniącego (Hylocomium splendens Hedw.) oraz gatunków z rodzajów: tujowiec (Thuidium),<br />
merzyk (Mnium), różyczkoprątnik (Rhodobryum) i in.<br />
Na obszarze należącym do Nadleśnictwa Skarżysko stwierdzono, że podstawowymi<br />
typami siedliskowymi są: las wyżynny i las mieszany wyżynny. Rosnące na glebach gliniasto-piaszczystych<br />
w typie mezotroficznych gleb brunatnych kwaśnych, częściowo zbielicowanych.<br />
Rodzaje gruntu leśnego to drzewostan, rzadko pastwisko. W obecnym składzie<br />
gatunkowym drzewostanów dominuje sosna pospolita (163 a, c, 164 a, b, c, f, 165 b, 168<br />
a, b, 169 a, d, 170 f, g, 171 b, c) oraz jodła pospolita (163 b, 163 A b, 164 d, 165 a, 169 b,<br />
c, 170 a, b, d, 171 a, d, f), rzadziej brzoza brodawkowata (163 A c, 169 f, 170). Są to, podobnie<br />
jak w lasach Nadleśnictwa Zakładów Metalowych „Mesko”, przeważnie drzewostany<br />
średniowiekowe oraz drzewostany młode. Wiek drzewostanów sosnowych wynosi 46–141<br />
237
Bioakumulacja<br />
Tabela 1. Analiza dla Nadleśnictwa Zakładów Metalowych „Mesko”–oddziały leśne (Leśnictwo Michałów i Leśnictwo Młodzawy)<br />
12<br />
13<br />
14<br />
15<br />
16<br />
Pow.<br />
[ha]<br />
Typ las.<br />
Oddział<br />
Pododdział<br />
Ukształtowanie<br />
Gatunek<br />
dominujący<br />
Skład gatunkowy<br />
Wiek<br />
drzewostanu<br />
[lata]<br />
Zwarcie<br />
drzewostanu<br />
Wysokość<br />
[m]<br />
Bonitacja<br />
c 2,1 LMW nizinny A, F 80 % P, 20 % F 65 umiarkowane 18–21 II, II/III 13<br />
d 7,07 LMW nizinny falisty A,F 70 % P, 20% A, 10% B 90–120 przerywane 22–25 II, II/III, III 2, 3<br />
g 5, 78 LMW nizinny płaski A,F 90 % P, 10 % A 95 umiarkowane 23 II, III 2<br />
a 0,52 BŚ nizinny P 100 % P 105 przerywane 20 III 2<br />
b 0,76 BMŚ nizinny P, A 100 % P 105 przerywane 23 II/III 3<br />
c 2,1 LMW nizinny A, F 80 % P, 20 % B 65 umiarkowane 18–21 II, II/III 13<br />
d 2,09 LMW nizinny A, F 100 % P 100 umiarkowane 23 II/III 3<br />
f 5,99 BŚ nizinny falisty P 100 % P 100 umiarkowane 21 III 2<br />
g 1,94 BMW nizinny falisty P, A 100 % P 100 umiarkowane 24 II 2<br />
h 2,36 LMW nizinny A, F 70 % P, 30 %A 95–110 przerywane 23–24 II, III 2<br />
a 10, 62 LMW nizinny A, F 60 % A, 40 P 95–110 przerywane 23–24 II, III 2<br />
b 1,12 LMW nizinny A, F 70 % P, 20 A, 10 B 90 przerywane 22–24 II, II/III, III 13<br />
c 0,61 LMW wyżynny A, F 100 % P 75 przerywane 21 II 13<br />
d 4,39 LMW wyżynny A, F<br />
60%P, 20% B, 10%<br />
A,10% D<br />
Jakość<br />
hodowlana<br />
70–85 przerywane 19–24 II, III 13<br />
f 4,34 LMW wyżynny A, F 50% P, 30% A, 20% B 85 przerywane 21–24 II, III 12<br />
a 5,27 LMW wyżynny A, F 100 % P 80 umiarkowane 19 II, III 13<br />
b 0,27 LMW wyżynny A, F 100 % P 75 przerywane 21 II 13<br />
c 8,35 LMW wyżynny A, F 70 % P, 20% D, 10% A 75 umiarkowane 19–21 II, III 13<br />
d 3,48 LMW wyżynny A, F 50 %P, 50%D 90 przerywane 21–22 II/III, III 13<br />
f 1,94 LMW wyżynny A, F 70% A, 30% P 85 przerywane 23 II, II/III 12<br />
a 2,63 LMW wyżynny A, F 80 % A, 20% P 90 przerywane 23–24 II, II/III 12<br />
b 13,2 LMW wyżynny A, F 70 % B, 20% D, 10% T 50 umiarkowane 18–20<br />
c 4,39 LMW wyżynny A, F 60% D, 40% P 90 przerywane 22 II/III, III 13<br />
d 1,88 LMW wyżynny A, F 80% D, 10% T, 10% B 55 przerywane 19–20 II, III 12<br />
f 3,97 LMW wyżynny A, F 60% P, 40% A 95 przerywane 22–24 II/III 2<br />
g 0,84 LMW wyżynny A, F 100 % F 55 umiarkowane 18 II 12<br />
h 0,48 LMW wyżynny A, F 100 % L 5 - 2 II 22<br />
Objaśnienia patrz tabela 2.<br />
I/II, II,<br />
II/III<br />
13<br />
238
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
lat (średnia 89 lat), jodłowych: 46–121 lat, (średnia 62 lata), brzozowych: 36–42 lata (średnia<br />
39 lat), bukowych: (średnia 45 lat). Warstwa podszytu jest dość dobrze wykształcona,<br />
podobnie jak w lasach Nadleśnictwa Zakładów Metalowych „Mesko”.<br />
Tabela 2. Analiza dla Lasów Państwowych Nadleśnictwa Skarżysko<br />
Oddział Pododdział Pow. [ha]<br />
Typ<br />
lasu<br />
Ukształtowanie<br />
powierzchni<br />
Skład gatunkowy<br />
Wiek drzewostanu<br />
[lata]<br />
a 8,2 LW wyżynny 100 % P 112<br />
163 b 1,14 LW wyżynny 30% A 48<br />
c 2,28 LW wyżynny 100 % P 61<br />
163 A<br />
b 8,42 LW wyżynny 40% A 51<br />
c 0,76 LW wyżynny 30 % B 46<br />
a 4,18 LW wyżynny 90 % P 101<br />
b 4,03 LMW wyżynny 90 % P 101<br />
164 c 1,03 LW wyżynny 60 % P 50<br />
d 4,5 LMW wyżynny 60 % A 50<br />
f 0,6 LMW wyżynny 100 % P 66<br />
165<br />
a 2,7 LMW wyżynny 80% A 111<br />
b 0,98 LMW wyżynny 80% P 91<br />
168<br />
a 1,15 LWW wyżynny 90% P 46<br />
b 4,44 LW wyżynny 100 % P 141<br />
a 1,48 LMWW wyżynny 40% P 66<br />
b 0,81 LMW wyżynny 60% A 45<br />
169<br />
c 2,73 LMWW wyżynny 20% A 55<br />
d 2,26 LMWW wyżynny 100 % P 81<br />
f 2,73 LW wyżynny 40 % B 36<br />
g 1,33 – – –<br />
a 3,69 LW wyżynny 60% A 60<br />
b 7,17 LW wyżynny 60% A 121<br />
c 1,67 LW wyżynny 60% A 121<br />
170<br />
d 2,4 LW wyżynny 60 A 50<br />
f 1,41 LW wyżynny 100 % P 91<br />
g 3,5 LW wyżynny 100 % P 91<br />
h 1,3 – – –<br />
i 2,1 LW wyżynny 50 % B 42<br />
a 2,18 LMW wyżynny 30 % A 55<br />
b 7,12 LMW wyżynny 50 % P 91<br />
171<br />
c 3,69 LW wyżynny 51 % P 91<br />
d 2,43 LW wyżynny 30 % A 55<br />
f 7,13 LW wyżynny 50% A 50<br />
g 2,23 LW wyżynny 70% B 45<br />
A – jodła pospolita (Abies alba), F – buk pospolity (Fagus sylvatica), P – sosna pospolita (Pinus sylvestris),<br />
B – brzoza brodawkowata (Betula pendula), J – jałowiec (Juniperus communis), T – topola osika (Populus<br />
tremula), L – modrzew europejski (Larix decidua), D – dąb szypułkowy (Quercus robur), LW – las wyżynny,<br />
LMW – las mieszany wyżynny, LMWW – las mieszany wilgotny wyżynny, LWW – las wilgotny wyżynny,<br />
BŚ – bór świeży, BMŚ – bór mieszany świeży, LMW – las mieszany wyżynny, BMW – bór mieszany<br />
wyżynny.<br />
239
Bioakumulacja<br />
Tereny wokół Zakładów Metalowych emitują do atmosfery gazowe zanieczyszczenia,<br />
których współczynnik emisji wynosi 0,75MG·km -2 . Są to głównie dwutlenek i trójtlenek siarki<br />
(SO 2<br />
i SO 3<br />
) oraz tlenki azotu NO x<br />
). Współczynnik emisji zanieczyszczeń pyłowych również<br />
przekracza krajową średnią i wynosi 7,32 Mg·km -2 . Wśród zanieczyszczeń emitowanych<br />
przez Wydział Spawania są: aerozole – etanol (C 2<br />
H 5<br />
OH), gazy – trójchloroetylen (TRI) i pięciotlenek<br />
fosforu (P 2<br />
O 5<br />
) oraz pary rtęci (Hg).<br />
DYSKUSJA. Przemysł metalurgiczny – według danych Rocznika Statystycznego z 2000<br />
r. – wytwarza 10% rocznej emisji pyłów w Polsce. Pyły przemysłowe są źródłem metali ciężkich,<br />
w tym przypadku rtęci o największym współczynniku toksyczności – 1600. W okolicach<br />
Zakładów Przemysłowych „Mesko” koncentrują się zanieczyszczenia w postaci gazów<br />
i pyłów. Na zanieczyszczenia te silniej reagują drzewa. Skażenia przemysłowe środowiska,<br />
oprócz reakcji specyficznych, związanych z nadmierną koncentracją i czasem działania poszczególnych<br />
substancji toksycznych, wywołują ogólne obniżenie kondycji zdrowotnej roślin.<br />
Często są przyczyną obniżenia odporności na choroby wywołane przez czynniki abiotyczne<br />
i choroby infekcyjne, czy szkodniki. Wśród drzew gatunki iglaste są z reguły bardziej<br />
wrażliwe niż liściaste. Za najbardziej szkodliwe dla roślin uważa się powszechnie dwutlenek<br />
siarki (SO 2<br />
), tlenki azotu (NO x<br />
), ozon (O 3<br />
), nadtlenek acetyloazotanu (PAN), halogenowodory.<br />
Często silnymi truciznami dla roślin i zwierząt są metale ciężkie. Podstawowymi reakcjami<br />
roślin na imisje substancji szkodliwych są: zmniejszenie pojemności buforowej tkanek,<br />
zanikanie wosku na powierzchni igieł drzew iglastych, zmiany aktywności niektórych enzymów<br />
(np.: peroksydaz, oksydazy polifenolowej, karboksylazy RuBP, reduktazy azotynowej,<br />
dysmutazy podtlenkowej), zaburzenia fotosyntezy, zaburzenia ruchów szparek oraz zmniejszenie<br />
natężenia transportu asymilatów. Objawy zewnętrzne są widoczne w postaci chloroz,<br />
odbarwień i nekroz liści, a często zamierana fragmentów lub całej rośliny. Wyróżnia się<br />
także tzw. uszkodzenia chroniczne, których objawy nie muszą być widoczne bezpośrednio,<br />
lecz powodują obniżenie przyrostu biomasy, zaburzenia rozmnażania i obniżenie ogólnego<br />
stanu zdrowotnego roślin.<br />
Drzewostany sosnowo-jodłowe, bo takie dominują, wykształcone na ubogich siedliskach<br />
wokół Zakładu, są zdecydowanie bardziej podatne na zaburzenia wzrostu wywołane<br />
zanieczyszczeniem powietrza. Sosna pospolita jest gatunkiem wrażliwym na skażenia<br />
przemysłowe [Białobok i in. 1989; Białobok i in. 1993], ponieważ są one powodem zmniejszenia<br />
jej produktywności nawet bez widocznych objawów uszkodzeń drzew w postaci nekroz<br />
czy przebarwień igieł. Pod wpływem zanieczyszczeń atmosfery zmniejsza się poziom<br />
asymilacji dwutlenku węgla (CO 2<br />
), zostaje zaburzony transport asymilatów. Objawami zewnętrznymi<br />
są: żółknięcie, pojawianie się nekroz wierzchołkowych i punktowych igieł, skrócenie<br />
i nadmierne opadanie igieł, zmniejszenie przyrostu drzewa na wysokość, zmniejszenie<br />
przyrostu drzewa na grubość. Stwierdzono korelację pomiędzy zwiększoną zawartością<br />
metali ciężkich w igłach, a zmniejszeniem się tempa przyrostu drewna sosny. Efektem tego<br />
jest przerzedzanie się drzewostanu, widoczne w postaci płazowizn z wysokim procentem<br />
posuszu (65–80%).<br />
Jodła pospolita jest również gatunkiem wrażliwym na skażenia środowiska, w szczególności<br />
na dwutlenek siarki (SO 2<br />
), tlenki azotu (NO x<br />
), tlenek węgla (CO), pyły oraz ozon<br />
(O 3<br />
), fluorowodór (HF), metale ciężkie (głównie ołów – Pb i miedź – Cu)[Piskornik, Godzik<br />
1970; Hartmann, Nienhaus, Butin 1988]. Długotrwałe oddziaływanie tlenków siarki i azotu<br />
nieprzekraczające norm (poziom tła wynosi ok. 25–60% wartości dopuszczalnych) w powietrzu<br />
spowodowało chlorozę i nekrozę igieł, zamierania gałęzi, tzw. posusz w koronach<br />
drzew [Bernadzki i in. 1983].<br />
Każdy dodatkowy czynnik działający toksycznie na rośliny może ujawniać zwiększone<br />
ich reakcje. Z rozkładu kierunków wiatru wynika, że najbardziej narażone na szkodliwy<br />
240
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
wpływ Wydziału Spawania będą drzewostany: jodłowy w oddziale <strong>nr</strong> 14 a oraz sosnowe w<br />
15 b, 15 d, 15 f, 15 c Nadleśnictwa Zakładów Metalowych „Mesko”.<br />
Pozostałymi gatunkami dominującymi w poszczególnych oddziałach leśnych są: brzoza<br />
brodawkowata, buk pospolity, modrzew europejski oraz dąb szypułkowy. Należą one do<br />
gatunków odpornych i średniowrażliwych na zanieczyszczenia środowiska (tab.1, 2).<br />
Brzoza wykazuje małą odporność na działanie chlorowodoru (HCl) oraz średnią odporność<br />
na działanie dwutlenku siarki (SO 2<br />
), tlenków azotu (NO x<br />
), fluoru (F), ozonu (O 3<br />
), pyłów,<br />
fenoli, węglowodorów. Dąb szypułkowy wykazuje średnią odporność na działanie chlorowodoru<br />
(HCl), tlenków azotu (NO x<br />
), fluoru (F), ozonu (O 3<br />
), pyłów i dużą odporność na działanie<br />
dwutlenku siarki (SO 2<br />
). Natomiast buk pospolity wykazuje małą odporność na działanie<br />
fluoru (F) oraz średnią odporność na działanie dwutlenku siarki (SO 2<br />
) i chlorowodoru (HCl)<br />
[Piskornik i Godzik 1970].<br />
Wśród lasów Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych Radom, do której należy analizowany<br />
obszar, w strefie I zagrożenia znajduje się 14 097 ha, a w strefie II 1508 ha. Około<br />
60 % drzew wykazuje średni (2) i silny (3) stopień uszkodzeń, a ok. 30% wykazuje słaby (1)<br />
stopień uszkodzeń. Wskaźnik defoliacji jest wyższy od średniego krajowego i stawia RDLP<br />
Radom na czwartym miejscu w Polsce pod tym względem.<br />
WNIOSKI. Na podstawie przeprowadzonych obserwacji i badań sformułowano następujące<br />
wnioski:<br />
1. O wrażliwości lub odporności poszczególnych gatunków drzew budujących lasy wokół<br />
Wydziału Spawania Zakładu Metalowego „Mesko” na emisje zanieczyszczeń będą<br />
przede wszystkim decydowały indywidualne cechy gatunkowe roślin oraz warunki siedliskowe.<br />
2. Długotrwałe oddziaływanie tlenków siarki i azotu, lecz nieprzekraczające norm w powietrzu<br />
ma wpływ na stan zdrowotny szczególnie jodły pospolitej, objawiając się w postaci<br />
chloroz i nekroz igieł, zamierania gałęzi (posusz w koronach drzew).<br />
3. Dominującym gatunkiem drzewostanów wokół zakładu „Mesko” jest jodła pospolita oraz<br />
sosna pospolita, jedne z najbardziej wrażliwych drzew na zanieczyszczenia środowiska.<br />
4. Aby zmniejszyć negatywne oddziaływanie zakładu na środowisko, należy stworzyć proekologiczny<br />
model gospodarstwa leśnego, czyli inicjować odnowienia naturalne (rębnie<br />
gniazdowe), przebudowę drzewostanów jednogatunkowych, szczególnie iglastych na<br />
wielogatunkowe z udziałem gatunków liściastych.<br />
5. W miejscach odpowiednich pod względem siedliska należy promować gatunki rodzime<br />
mniej wrażliwe na zanieczyszczenia środowiska, np.: olszę czarną, brzozę brodawkowatą,<br />
jesion wyniosły (Fraxinus excelsior L.), jarząb pospolity (Sorbus aucuparia L. em.<br />
Hedl.), lipę szerokolistną (Tilia platyphyllos Scop.), wiąz pospolity (Ulmus minor Mill.<br />
emend. Richens.), topolę czarną (Populus nigra L.), topolę białą (Populus alba L.), topolę<br />
osikę (Populus tremula L.), głóg jednoszyjkowy (Crataegus monogyna Jacq.), głóg<br />
dwuszyjkowy (Crataegus laevigata (Poir.) DC. ), klon polny (Acer campestre L.).<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bernadzki E. i in. 1983. Jodła pospolita. Abies alba Mill. PWN, Oddział w Poznaniu, Warszawa.<br />
Białobok S. i in. 1989. Życie drzew w skażonym środowisku. PWN. Warszawa.<br />
Białobok S., Boratyński A., Bugała W. 1993. Biologia sosny zwyczajnej. PAN, Instytut Dendrologii,<br />
Wydawnictwo Sorus, Poznań, Kórnik 1993.<br />
Bryl J. 1999. Ocena uciążliwości Wydziału SP Zakładów Metalowych MESKO dla powietrza atmosferycznego.<br />
241
Bioakumulacja<br />
Hartmann, Nienhaus, Butin. 1988 Barwny atlas uszkodzeń drzew leśnych. Instytut Badań Leśnictwa.<br />
Jankowski W. 1994. Zastosowanie bioindykacji w praktyce biomonitoringu środowiska na przykładzie<br />
północno-wschodniej Polski. BMŚ, Warszawa.<br />
Kolik E. i in. 1996. Określenie stref zagrożeń lasów Polski przez czynniki biotyczne. BMŚ, Warszawa.<br />
Kondracki J. 1994. Geografia Polski. Mezoregiony fizycznogeograficzne. Państwowe Wydawnictwo<br />
Naukowe, Warszawa.<br />
Kostrzewski A., Mazurek M., Stach A.H. 1995. Zintegrowany monitoring środowiska przyrodniczego:<br />
zasady organizacji, system pomiarowy, wybrane metody badań. PIOŚ, Warszawa.<br />
Małachowska J., Wawrzoniak J. 1994. Stan uszkodzenia lasów w Polsce. PIOŚ, Warszawa.<br />
Mapa przeglądowa drzewostanów i Mapa przeglądowa glebowo-siedliskowa do opisu taksacyjnego<br />
lasów Lasów Państwowych Nadleśnictwa Skarżysko.<br />
Operat glebowo-siedliskowy Nadleśnictwa Skarżysko 1998. Regionalna Dyrekcja Lasów Państwowych<br />
w Radomiu.<br />
Piskornik Z., Godzik S. 1970. Oddziaływanie zanieczyszczeń powietrza na rośliny. Część II. Wiadomości<br />
Botaniczne, tom XIV, zeszyt 2.<br />
Roszyk E., Spiak Z. 1993. Wpływ emisji przemysłowych na rośliny. W: Zagrożenia, ochrona<br />
i kształtowanie środowiska przyrodniczo-rolniczego. Wydawnictwo Akademii Rolniczej we<br />
Wrocławiu.<br />
THE RESISTANT OF PARTICULAR TREES SPECIES ON THE INDUSTRIAL EMISSION<br />
FROM PLANT “MESCO”<br />
Trees are very good species for planting of contaminated ground, but the most important<br />
problem is choosing of resistant species which aren’t sensitive on industry pollution.<br />
Current study presents the results of the effect of industrial emission from plant Mesco<br />
on health states of forest stand from two Forestry Commissions.<br />
Conducting research the analysis treatment were done: % participation of particular<br />
trees species, area, habitat of forest type, area shape, forest bottom cover, present species<br />
stock, forest stand age, diameter at brest height, tree height, quality breeding, specific of forest<br />
stand weight and economic indication.<br />
Present background atmosphere pollution: SO 2<br />
, SO 3<br />
, NO x<br />
and emited substances from<br />
plant: Hg, C 2<br />
H 5<br />
OH, TRI, P 2<br />
O 5<br />
and dusts were known, so it was possible to formulate<br />
recommendation for existing forest stand for Forestry Commissions around the plant. It is<br />
awkwart fact that the main species: common pine and silver fir which building forest stand<br />
around the plant are at the same time the most sensitive species on the environment of pollution,<br />
which is connected with their weak health states.<br />
It is necessary to adapt tree stand composition for habitat conditions it means: change<br />
them from pine to pine beech-fir and in successive stage on beech-fir.<br />
Additionally, it is necessary to promote natural species which are less sensitive on the<br />
environmental pollution e.g. black alder, silver birch and using isolation band of resistant<br />
species.<br />
242
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
WPŁYW RÓŻNYCH PODŁOŻY NA ROZWÓJ ROŚLINNOŚCI TRWAŁEJ POSADZONEJ<br />
NA SKARPIE ZBIORNIKA ODPADÓW POFLOTACYJNYCH „ŻELAZNY MOST”*<br />
WPROWADZENIE. W KGHM odpady flotacyjne stanowią ok. 94% wydobytej rudy –<br />
rocznie przybywa ich ok. 28 mln ton. Obecnie funkcjonującym składowiskiem jest zbiornik<br />
„Żelazny Most”. Aktualnie jest to największy obiekt tego typu w Europie. Powierzchnia całkowita<br />
zbiornika wynosi 1394 ha, a objętość składowanych odpadów na koniec 2005 r. – 368<br />
mln m 3 . Zwały poflotacyjne gromadzone są w nadpoziomowych płaskich osadnikach otoczonych<br />
wałami. Stanowią mieszaninę zmielonych skał (średnicy poniżej 0,06 mm) towarzyszących<br />
wydobywanej rudzie miedzi. Odpady flotacyjne odprowadzane są w postaci zawiesiny.<br />
Zbiornik, gromadząc odpady, wywołuje niekorzystne zmiany w wodach powierzchniowych,<br />
a po zakończeniu eksploatacji osuszone składowiska są uciążliwe dla otaczających terenów<br />
z powodu pylenia. Pyły unoszące się w powietrzu są uciążliwe i szkodliwe dla ludności i środowiska.<br />
Istotne staje się więc zagospodarowanie biologiczne powierzchni składowiska. Wykonano<br />
zatem badania dotyczące przydatności wybranych gatunków trwałych roślin okrywowych<br />
do rekultywacji terenów poprzemysłowych.<br />
Pochodzenie i rytmika rozwojowa tych gatunków pozwala na stwierdzenie, że mogą<br />
wegetować w warunkach panujących na poletkach doświadczalnych.<br />
MATERIAŁ I METODA. Doświadczenie założono na skarpie osadnika „Żelazny Most”,<br />
a kontrolne nasadzenia na Uniwersytecie Przyrodniczym we Wrocławiu w RZD Swojec, na<br />
glebie lekkiej, wytworzonej z piasku słabogliniastego, podścielonego gliną lekką. Odpady<br />
flotacyjne stanowią mieszaninę zmielonych skał (średnicy poniżej 0,06 mm) towarzyszących<br />
wydobywanej rudzie miedzi. Charakteryzuje je zmiennym skład fizyczny i chemiczny,<br />
co stwarza niekorzystne warunki do rozwoju jakiejkolwiek roślinności. Odpady cechuje<br />
wysoki odczyn zasadowy (pH – 8,5), duża zawartość makropierwiastków potasu – 1,26 %<br />
i siarki – 1,82 %, wapnia oraz mikropierwiastków: magnezu, żelaza, sodu, cynku, ołowiu,<br />
manganu, kobaltu, niklu oraz wanadu. Zawierają 0,2% związków miedzi, a tlenku miedzi,<br />
CuO – 0,049%. W ich składzie znajdują się znaczne ilości form węglanowych – 5,27%,<br />
kwarcu – 47,33%. Na właściwości fizyczne wpływa duża zawartość materiałów ilastych, co<br />
decyduje o wysokich właściwościach sorpcyjnych odpadu. W podłożu brak jest materii organicznej<br />
.<br />
Średnia temperatura roku na terenie składowiska wynosi 7,8°C, w tym zimy -1,7°C,<br />
a lata 17,2°C. Średni opad roczny wynosi 569 mm, 48% opadów przypada na maj-sierpień.<br />
Rozkład opadów powoduje, że okres relatywnie suchych miesięcy ograniczony jest zasadniczo<br />
do września – października [Matuszkiewicz 2001]. Na opisywanym obszarze przeważającym<br />
kierunkiem wiatru jest kierunek zachodni [Lorenc 1997].<br />
Do badań wybrano następujące taksony roślin wieloletnich o szerokim spektrum ekologicznym:<br />
kocimiętka Mussiniego – Nepeta mussinii Spreng. ex Henckel., mokrzyca Kitaibela<br />
– Minuartia laricifolia (Nyman) Pawl., przetacznik siny – Pseudolisymachion spicatum<br />
subsp. incanum (L.) Opiz (syn.Veronica spicata var. incana (L.), wiesiołek missouryjski –<br />
Oenothera missouriensis Sims., rogownica kutnerowata – Cerastium tomentosum L., czyściec<br />
wełnisty – Stachys byzantina K. Koch, bodziszek czerwony – Geranium sanquineum<br />
L., ukwap dwupienny – Antennaria dioica (L.) Gaertn., bylica wełnista – Artemisia nitida Bertol.<br />
Wszystkie gatunki z wyjątkiem wiesiołka są zawsze zielone.<br />
Rośliny zostały wysadzone w rozstawie 50 x 50 cm na trzech różnie przygotowanych<br />
podłożach: odpad flotacyjny wymieszany z hydrożelem umieszczonym w pobliżu bryły ko-<br />
* Dr inż. Anna Gierula, mgr inż. Daria Gąbka, dr hab. Karol Wolski – Katedra Łąkarstwa i Kształtowania<br />
Terenów Zieleni, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu.<br />
243
Bioakumulacja<br />
rzeniowej, odpad pokryty warstwą odkładu z piaskowni oraz tylko odpad flotacyjny. W trakcie<br />
wzrostu roślin na skarpie wykonano pomiary biometryczne i obserwacje fenologiczne.<br />
Określono dynamikę wzrostu roślin – średnicę roślin, zakładając, że rożliny rozrastają się<br />
promieniście, oceniono odporność na przysypywanie nalotem z erozji wietrznej – długość<br />
pędów wyrastających ponad powierzchnię oraz wysokość roślin.<br />
Kontrola Hydrożel Odpad Odkład<br />
[cm]<br />
40<br />
35<br />
30<br />
<strong>31</strong>,1<br />
27,3<br />
34,3<br />
25<br />
22,7<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
14,5<br />
7,5<br />
10,3<br />
9,5<br />
8,5<br />
12,3<br />
13,7<br />
10,6<br />
14<br />
13,9<br />
5,9<br />
14,8<br />
12,8<br />
15,1<br />
5,8<br />
14,8<br />
10,8<br />
16,9<br />
11,7<br />
13,2<br />
15,8<br />
12,7<br />
6,2<br />
8,5<br />
9,9<br />
17,4<br />
5,1<br />
10,6<br />
10,5<br />
4,3<br />
11,2<br />
8,9<br />
0<br />
NIR dla α=0,05<br />
– 3,8.<br />
Geranium<br />
sanquineum<br />
Artemisia nitida<br />
Stachys<br />
byzantina<br />
Nepeta mussinii<br />
minuartia<br />
laricifolia<br />
veronica spicata<br />
var. incana<br />
Cerastium<br />
tomentosum<br />
Antennaria<br />
dioica<br />
oenothera<br />
missouriensis<br />
Rys. 1. Średnica roślin okrywowych na składowisku odpadów flotacyjnych „Żelazny Most” po<br />
roku uprawy [cm]<br />
WYNIKI. Spośród roślin okrywowych posadzonych wiosną na składowisku odpadów<br />
flotacyjnych sezon wegetacyjny 2005/2006 przetrwało 95% osobników. Rodzaj podłoża<br />
wpływał istotnie na szybkość rozrastania się roślin, tym samym na wielkość okrywanej<br />
przez nie powierzchni. Największe rozmiary osiągnęły rośliny posadzone na warstwie odkładu<br />
z piaskowni. Zastosowanie hydrożelu wpłynęło niekorzystnie na wzrost wszystkich<br />
posadzonych gatunków, powodując istotne zmniejszenie osiąganych przez nie rozmiarów.<br />
Rośliny rosnące na samym odpadzie flotacyjnym były istotnie większe, więc nie długotrwała<br />
susza była czynnikiem ograniczającym wzrost (rys.1). Najszybciej pokrywał powierzchnię<br />
czyściec wełnisty, kocimiętka Mussiniego, przetacznik siny oraz mokrzyca Kitaibela, w przypadku<br />
tego gatunku nie zauważono istotnej różnicy we wzroście w porównaniu z roślinami<br />
kontrolnymi.<br />
Uprawa roślin okrywowych na odpadzie flotacyjnym wpłynęła istotnie na wysokość badanych<br />
gatunków w stosunku do roślin kontrolnych (rys.2). Najniższe były rośliny posadzone<br />
z zastosowaniem hydrożelu, natomiast istotnie wyższe były te posadzone na samym<br />
odpadzie poflotacyjnym, a niewiele wyższe te na warstwie odkładu z piaskowni, który miał<br />
stworzyć lepsze warunki glebowe młodym roślinom (rys. 3).<br />
Grubość nalotu erozyjnego sukcesywnie opadającego na rośliny wynosi średnio rocznie<br />
od 3,0 do 5,0 cm. Nalot opadający na roślinność na skarpie składowiska wpływał na wielkość<br />
przyrostów u roślin (tab.1). Długość przyrostów roślin zależała przede wszystkim od gatunku,<br />
rodzaj podłoża wpływał na odporność na przysypywanie u bylicy wełnistej, wiesiołka, mokrzycy,<br />
a nie było różnic w przypadku bodziszka, czyśćca, kocimiętki oraz przetacznika. Zastosowanie<br />
hydrożelu w przypadku ukwapu, mokrzycy zahamowało wzrost tych gatunków.<br />
Najbardziej odporne na przysypywanie były gatunki posadzone na odkładzie i odpadzie, wyjątkiem<br />
była bylica, której przyrosty nie różniły się od roślin kontrolnych (rys.2).<br />
244
6<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
NIR dla α=0,05<br />
-1,9.<br />
[cm] Kontrola Hydrożel Odpad Odkład<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
6,5<br />
3,1<br />
5,3<br />
Geranium<br />
sanquineum<br />
4,3<br />
6,3<br />
2,8<br />
7,1<br />
Artemisia nitida<br />
5<br />
14,3<br />
5,3<br />
7,8<br />
Stachys<br />
byzantina<br />
7,3<br />
14,7<br />
3,3<br />
4,6<br />
Nepeta mussinii<br />
5<br />
3,5<br />
1,3<br />
3,7<br />
7,6<br />
4,1<br />
3,4<br />
1,4<br />
1,7<br />
1,9<br />
Rys. 2. Wysokość roślin uprawianych na składowisku odpadów flotacyjnych „Żelazny Most”<br />
4,6<br />
minuartia<br />
laricifolia<br />
2,2<br />
4,8<br />
veronica spicata<br />
var. incana<br />
10,1<br />
2,2<br />
Cerastium<br />
tomentosum<br />
5,1<br />
Antennaria<br />
dioica<br />
12,5<br />
3,1<br />
6,4<br />
oenothera<br />
missouriensis<br />
2,2<br />
Kontrola<br />
Średnia przerastania na obiektach KGHM<br />
[cm]<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
4,3<br />
2,4<br />
5<br />
4,6<br />
3,8 3,8<br />
4,8<br />
3,2<br />
3,5<br />
2,4<br />
5<br />
4,1<br />
4,7<br />
5 4,9<br />
3,5 3,4 3,3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
Geranium<br />
sanquineum<br />
Artemisia nitida<br />
Stachys<br />
byzantina<br />
Nepeta mussinii<br />
NIR dla α=0,05<br />
-.<br />
Rys. 3. Odporność roślin okrywowych na nalot z erozji wietrznej na skarpie składowiska Żelazny<br />
Most [cm]<br />
Tabela 1. Odporność roślin okrywowych na nalot z erozji wietrznej na skarpie składowiska Żelazny<br />
Most [cm]<br />
Gatunek<br />
Rodzaj podłoża<br />
kontrola hydrożel odpad odkład<br />
Bodziszek czerwony – Geranium sanquineum 4,3a 1,3b 2,2b 1,9b<br />
Bylica wełnista – Artemisia nitida 4,6a 4,7a 3,5b 2,5c<br />
Czyściec wełnisty – Stachys byzantina 5,0a 2,9bc 3,3b 4,1b<br />
Kocimiętka Mussiniego – Nepeta mussinii 4,8a 2,5b 2,8b 2,6b<br />
Mokrzyca Kitaibela – Minuartia laricifolia 3,5a 0,0 2,8b 3,4a<br />
Przetacznik siny – Veronica spicata var. incana 5,0a 3,8b 4,0b 3,5b<br />
Rogownica kutnerowata – Cerastium tomentosum 4,7a 2,8b 2,3b 4,0a<br />
Ukwap dwupienny – Antennaria dioica 5,0a 0,0 4,7a 4,0 a<br />
Wiesiołek missuryjski – Oenothera missouriensis 4,9a 1,7c 3,3b 3,4b<br />
NIR = 0,8.<br />
minuartia<br />
laricifolia<br />
veronica spicata<br />
var. incana<br />
Cerastium<br />
tomentosum<br />
Antennaria dioica<br />
oenothera<br />
missouriensis<br />
245
Bioakumulacja<br />
DYSKUSJA. Osadniki odpadów są najczęściej rekultywowane przez nawiezienie warstwy<br />
urodzajnej gleby i wprowadzanie pionierskich gatunków roślin motylkowych, a następnie<br />
zadrzewień takimi gatunkami, jak: sosna pospolita – Pinus sylvestris L., tarnina – Prunus<br />
spinosa L., róża pomarszczona – Rosa rugosa Thunb., wierzba iwa – Salix caprea L., brzoza<br />
brodawkowata – Betula pendula Roth. [Maciak 2003]. Gatunki zielne są powszechnie<br />
wykorzystywane do rekultywacji terenów pokopalnianych. W przypadku dużych powierzchni<br />
ważne jest zatem jak najszybsze okrycie powierzchni rekultywowanego terenu roślinami,<br />
takie cechy posiadają rośliny okrywowe, których części nadziemne tworzą warstwę runa,<br />
ograniczając erozję powierzchni gruntu. Byliny mogą spełniać lub uzupełniać działanie roślinności<br />
trawiastej. Dodatkową ich zaletą są walory estetyczne, zwłaszcza efekty barwne<br />
otrzymywane w przypadku barwnego ulistnienia (np. bylica wełnista, przetacznik siny, czyściec<br />
wełnisty, ukwap dwupienny), a przede wszystkim sezonowość kolorów (wiesiołek missouryjski,<br />
kocimiętka Mussiniego, przetacznik siny, mokrzyca Kitaibela) widoczna w trakcie<br />
kwitnienia czy jesiennego przebarwiania liści, np. bodziszek krwisty. Zastosowanie wieloletnich<br />
gatunków zielnych jest szczególnie korzystne ze względu na ich rytmikę wzrostu.<br />
Coroczne odnawianie i zamieranie części nadziemnej w sposób całkowity, np. wiesiołek,<br />
lub częściowy (gatunki zawsze zielone, np.: czyściec wełnisty, przetacznik siny, bodziszek<br />
czerwony) oraz możliwość zasiedlania terenu poprzez rozmnażanie generatywne oraz jednoczesne<br />
rozrastanie się za pomocą kłączy, rozłogów, odrostów zapewnia przetrwanie na<br />
określonym obszarze oraz pozwala na ciągłe odnawianie się populacji. Rośliny, rosnąc dynamicznie,<br />
stają się źródłem biomasy dostarczanej do podłoża i tym samym przyczyniają<br />
się do wzbogacania go w składniki pokarmowe. Zimny [1967] podaje, że rocznie runo dostarcza<br />
od 700 do 1000 kg suchej masy·ha -1 . Umiejętne zastosowanie ozdobnych gatunków<br />
roślin okrywowych podnosi estetykę, poza tym stanowią one układy samoutrzymujące<br />
się przy minimalnej ingerencji człowieka. Trwałe zadarnianie powierzchni ogranicza rozwój<br />
chwastów. Wybrane gatunki roślin okrywowych to gatunki o bardzo małych wymaganiach<br />
siedliskowych, rosnące na glebach alkalicznych, pochodzące z terenów górskich, co sprawia,<br />
że są wytrzymałe na susze i silne nasłonecznienie, także o niskich wymaganiach pokarmowych.<br />
Wieloletnie rośliny okrywowe wprowadzone na terenach rekultywowanych inicjują proces<br />
glebotwórczy, antyerozyjny (stabilizacja podłoża) oraz dekoracyjny. W rekultywacji terenów<br />
zdegradowanych wykorzystuje się gatunki o dużych zdolnościach ewolucyjno-adaptacyjnych.<br />
Na przykład, u niektórych gatunków tatrzańskich istnieją mechanizmy tolerancji<br />
na toksyczne dawki metali [Falińska 1997]. Reakcje adaptacyjne po kilku latach prowadzą<br />
do wyodrębnienia ekotypów odpornych, np. na toksyczne dawki metali. Fabiszewski [1979]<br />
podaje, że w badaniach nad naturalną tolerancją roślin w stosunku do nadmiernych ilości<br />
związków toksycznych w podłożu wykazano, że rośliny zasiedlające te gleby wytwarzają<br />
mechanizmy odpornościowe, które przekazują potomstwu genetycznie. Jednocześnie<br />
wykazano, że tolerancję u roślin można wywołać i przekazywać w sposób sztuczny, wprowadzając<br />
je stopniowo na tereny skażone, przy zachowaniu ich odporności ekologicznej.<br />
Wskazane jest zatem optymalne wykorzystanie mechanizmów obronnych i odpornościowych<br />
oraz adaptacyjnych roślin przed negatywnym wpływem odpadów poflotacyjnych jako<br />
podłoża uprawnego, w celu pełnej rekultywacji zdegradowanych obszarów.<br />
Wprowadzenie trwałych nasadzeń roślin ozdobnych pozwala na urozmaicenie składu<br />
gatunkowego rekultywowanych terenów, jednocześnie stwarzając coraz to lepsze warunki<br />
do kolejnych etapów sukcesji na objęty badaniami teren. Byliny, jako rośliny wieloletnie, rozmaicie<br />
przystosowały się do często trudnych warunków siedliskowych. W warunkach zdegradowanych<br />
terenów, przy braku prawidłowo ukształtowanych stosunków glebowych należy<br />
stosować rośliny przystosowane do tego typu warunków siedliskowych, których system<br />
korzeniowy przerasta płytko, ale sukcesywnie powierzchnię, np. mokrzycę Kitaibela, ukwap<br />
246
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
dwupienny oraz gatunki o silnie rozbudowanym systemie palowym, pozwalającym na utrzymanie<br />
dużej części nadziemnej płożących pędów na powierzchni oraz na czerpanie wody<br />
z głębszych warstw gleby, np.: przetacznik siny, wiesiołek trwały, bylica wełnista. Zdolność<br />
tych gatunków do równoczesnego rozmnażania generatywnego i wegetatywnego pozwala<br />
im przetrwać, szybko zasiedlając nowe siedliska, co daje szerokie możliwości praktycznego<br />
zastosowanie ich w rekultywacji obszarów flotacyjnych.<br />
Odczyn odpadu, biorąc pod uwagę jego wpływ na aktywność mikroelementów i metali<br />
ciężkich, jest w tym przypadku korzystny. Większość metali ciężkich w środowisku zasadowym<br />
– pH ponad 7,2, przechodzi w formy trudno rozpuszczalne, co zmniejsza szkodliwość<br />
tych pierwiastków dla roślin. Różnice we wzroście poszczególnych gatunków roślin<br />
okrywowych rosnących na skarpie składowiska spowodowane są nie tyle brakiem wody, ile<br />
nieodpowiednią strukturą podłoża – zbity pył (brak powietrza glebowego). Co uwidaczniało<br />
się podczas obserwacji roślin sadzonych przy stopie i górze skarpy. Zastosowanie warstwy<br />
odkładu z piaskowni nie wpłynęło znacząco na poprawę wzrostu poszczególnych gatunków<br />
i zadziałało jednostkowo w obrębie poszczególnych taksonów do tego przystosowanych,<br />
natomiast dodanie hydrożelu ograniczyło ich rozwój. Warstwa odpadu z piaskowni stanowi<br />
domieszkę powierzchniowej warstwy wałów zbiornika „Żelazny Most” w Rudnej. Warstwa ta<br />
z biegiem czasu ulega wietrzeniu, stając się mniej toksyczną. Im niżej położone strefy wałów,<br />
tym dłuższe oddziaływanie procesu wietrzenia, co wpływa na obniżenie toksyczności<br />
wierzchniej warstwy i tłumaczy powolną sukcesję dzikiej roślinności, postępującą od stopy<br />
wału ku górze.<br />
WNIOSKI. Wyniki przeprowadzonych badań pozwoliły na sformułowanie następujących<br />
wniosków:<br />
1. Rośliny okrywowe posadzone na składowisku odpadów poflotacyjnych osiągały mniejsze<br />
rozmiary w stosunku do bylin na obiektach kontrolnych. Posadzenie roślin na odpadzie<br />
flotacyjnym z domieszką hydrożelu najbardziej ograniczyło ich wzrost.<br />
2. Zastosowanie warstwy odkładu z piaskowni nie wpłynęło znacząco na poprawę wzrostu<br />
poszczególnych gatunków i zadziałało jednostkowo w obrębie poszczególnych taksonów.<br />
3. Najskuteczniejszymi gatunkami w okrywaniu (maskowaniu) okazały się: bylica wełnista,<br />
przetacznik siny, czyściec wełnisty oraz ukwap dwupienny, także wiesiołek misouryjski.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Borkowski J., Wojniak R.1997. W: Atlas Śląska Dolnego i Opolskiego, Pawlak W.(red.), Uniwersytet<br />
Wrocławski, Pracownia Atlasu Dolnego Śląska, Wrocław.<br />
Falińska K. 1997. Ekologia roślin. Wyd. Naukowe PWN. Warszawa. 171.<br />
Fabiszewski J. 1979. Ekologiczne problemy skażenia roślin związkami siarki i metalami ciężkimi.<br />
PAN Oddz. Wrocław, Komisja Nauk o Ziemi: 47–56.<br />
Gawroński S.W., Gawrońska H., Rokosza J. 2000. Drzewa, krzewy i rośliny zielne procesie fitoremediacji<br />
w terenie zurbanizowanym. III Forum Architektury 4–5 grudzień, Warszawa: 304–<strong>31</strong>0.<br />
Hausbrandt L.1986. Przystosowanie organizmu roślinnego do warunków środowiska. Świat roślin<br />
pod red. J. Prończuk, Wydanie IV, cz. I: 101–142.<br />
Lorenc H. 1997. W: Atlas Śląska Dolnego i Opolskiego, Pawlak W.(red.), Uniwersytet Wrocławski,<br />
Pracownia Atlasu Dolnego Śląska, Wrocław.<br />
Łukasiewicz A. 2003. Rośliny okrywowe. PWRiL, Poznań: 142.<br />
247
Bioakumulacja<br />
Kondracki J. 1994. Geografia Polski. Mezoregiony fizyczno-geograficzne. Wydawnictwo Naukowe<br />
PWN, Warszawa.<br />
Matuszkiewicz J. M. 2001. Zespoły leśne Polski. Wydawnictwo Naukowe PWN.<br />
Maciak F. 2003. Ochrona i rekultywacja środowiska. Wydanie III. Wyd. SGGW. Warszawa, 196–<br />
199.<br />
Zimny H.1967. Przyrodnicze podstawy tworzenia i utrzymania runa parkowego. Ogrodnictwo <strong>nr</strong><br />
12/67, Warszawa.<br />
THE INFLUENCE OF VARIETY SUBSOIL ON THE PERENNIAL PLANTS DEVELOP-<br />
MENT OF SEATED ON THE TAILINGS POND „ŻELAZNY MOST” SLOPES<br />
The most important problem of ecological restoration is choosing proper vegetations to<br />
difficult habitat conditions. Current study present results of analysis of perennial plant on the<br />
variety subsoil, established on the tailings pond „Żelazny Most” slopes. The study reveals<br />
a good adaptation of some the perennial plants on the slopes, despite of adverse conditions.<br />
The subsoil used for tailings pond „Żelazny Most” embankment stands out of soil organic<br />
matter deficiency, specific granulometric composition and high concentration of heavy metals.<br />
The embankment form presents moreover uncharacteristic moisture and temperature<br />
conditions of a soil, additionally incidence of water and wind erosion is noticed. Initiation of<br />
the perennial plants on the tailings pond slopes constitutes initial stage of ecological restoration.<br />
This introduces the soil initiation – forming process, antierosion, decorative without<br />
need of biomass collecting in season of vegetation. The perennial plants introduce distinctively<br />
visual effect, background contrast and also colourful aspect in flowering.<br />
Among the plants on the flotation tailings the best plant growth and development were<br />
characteristed by: wormwood, evening primrose, field knotroot, cat-mint, field speedwell.<br />
In the case of perennial plants the subsoil is basic factor which has influence in decisive<br />
method on plant development, health and flowering.<br />
Subsoil e<strong>nr</strong>iched in hydrogel limited their vegetations whereas sand layer and clean layer<br />
of subsoil didn’t improve their existence.<br />
248
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Ocena wpływu podłoża z komunalnego osadu ściekowego<br />
na kwitnienie i walory dekoracyjne chryzantemy wielkokwiatowej<br />
(Chrysanthemum × grandiflorum (Ramat.) Kitam.)*<br />
WPROWADZENIE. Chryzantema wielkokwiatowa należy do grupy roślin o bardzo dużym<br />
znaczeniu gospodarczym. Jako roślina pojemnikowa jest ona w Polsce przede wszystkim<br />
produkowana na okres jesienny i wtedy to jej barwne kwiatostany stają się dominującym<br />
akcentem kolorystycznym. Od pewnego czasu nastawienie konsumentów ulega<br />
zmianie i chryzantem nie traktuje się już tylko jako kolorowy element przyozdobienia grobów<br />
[Jerzy 2006].<br />
Podstawowym podłożem do uprawy chryzantem jest substrat torfowy. Wzrastająca produkcja<br />
chryzantem i innych roślin ozdobnych powoduje wzrost zapotrzebowania na torf wysoki.<br />
W celu ograniczenia zużycia torfu, którego zasoby szybko się zmniejszają, prowadzone są<br />
badania nad wykorzystaniem do uprawy chryzantem i innych roślin ozdobnych innych komponentów<br />
(włókno kokosowe, komposty organiczne, węgiel brunatny, osady ściekowe itp.) jako<br />
dodatków do podłoży [Komosa 2002; Jerzy 2006; Dobrowolska i in. 2007; Wraga 2007].<br />
Osady ściekowe są uciążliwym odpadem komunalnym, który w krajach Europy Zachodniej<br />
jest zagospodarowywany rolniczo (32%), składowany (25%) oraz spalany i kompostowany<br />
(13%). W Polsce głównym sposobem zagospodarowania osadów ściekowych jest składowanie<br />
(ok. 44%) oraz wykorzystywanie rolnicze (15%) do nawożenia gleb oraz rekultywacji<br />
gruntów [Sulewska, Koziara 2007]. Ze względu na ich mazistą postać, nieprzyjemny zapach,<br />
trudności w transporcie i przechowywaniu nie są one jednak w uprawach ogrodniczych zbyt<br />
często wykorzystywane. Mogą zawierać też nadmierne ilości metali ciężkich. W celu poprawy<br />
jakości osadów ściekowych zaleca się kompostowanie razem z innymi materiałami organicznymi<br />
(słomą, trocinami z drzew iglastych itp.) [Iżewska 2006; Karoń, Pietr 2006].<br />
Celem doświadczenia była ocena wpływu czterech kompostów z komunalnego osadu<br />
ściekowego z dodatkiem wycierki ziemniaczanej i materiałów strukturotwórczych – słomy<br />
żytniej lub trocin z drzew iglastych – jako komponentów podłoży do uprawy chryzantemy<br />
wielkokwiatowej.<br />
Materiał i metody. Doświadczenie przeprowadzono w 2005 r., w okresie od pierwszej<br />
dekady maja do pierwszej dekady listopada 2005 r., na terenie hali wegetacyjnej Akademii<br />
Rolniczej w Szczecinie. Materiał roślinny stanowiła drobnokwiatowa odmiana chryzantemy<br />
wielkokwiatowej Padre Yellow, hodowli belgijskiej firmy Gediflora, której ukorzenione<br />
sadzonki otrzymano z gospodarstwa ogrodniczego Złocień z Krzypnicy.<br />
Pochodzenie komponentów użytych do wytworzenia kompostów, ich pełny skład chemiczny,<br />
a także przebieg procesu kompostowania i charakterystykę chemiczną uzyskanych<br />
kompostów przedstawiono w pracy Krzywy i in. [2007b]. W doświadczeniu zastosowano 12<br />
podłoży składających się z torfu wysokiego i czterech kompostów o następującym składzie:<br />
podłoże 1–3 z 25-, 50- i 75-procentowym udziałem kompostu I (komunalny osad ściekowy<br />
70% i słoma 30%); podłoże 4–6 z 25-, 50- i 75-procentowym udziałem kompostu II (komunalny<br />
osad ściekowy 70% i trociny 30%); podłoże 7–9 z 25-, 50- i 75-procentowym udziałem<br />
kompostu III (komunalny osad ściekowy 35%, wycierka ziemniaczana 35% i słoma 30%);<br />
podłoże 10–12 z 25-, 50- i 75% udziałem kompostu IV (komunalny osad ściekowy 35%, wycierka<br />
ziemniaczana 35% i trociny 30%). Zastosowano również dwa warianty kontrolne na<br />
bazie torfu wysokiego odkwaszonego kredą i dolomitem do pH 6,0. Do pierwszego wariantu<br />
kontrolnego dodano nawóz o przedłużonym działaniu: Osmocote Exact Lo-Start 5-6M<br />
* Dr inż. Krzysztof Wraga, dr inż. Agnieszka Zawadzińska – Katedra Roślin Ozdobnych, Akademia<br />
Rolnicza w Szczecinie.<br />
249
Bioakumulacja<br />
(15+8+10), w dawce 5 g·dm -3 , do drugiego wariantu kontrolnego standardowy nawóz ogrodniczy<br />
Azofoska (13,6+6,4+19,1), w dawce 2,5 g·dm -3 .<br />
Wszystkie warianty podłoża sporządzono w pierwszej dekadzie maja 2005 r. Cztery tygodnie<br />
po sporządzeniu podłoży pobrano z nich próby do badań składu chemicznego. Analizę<br />
chemiczną torfu wysokiego i podłoży przedstawiono w tabeli 1. Na podstawie wyników<br />
analizy chemicznej podłoża o zbyt niskim pH (podłoże 1, 2, 4, 8, 12) zneutralizowano kredą<br />
i dolomitem do pH 6,0, posługując się krzywą neutralizacji. W podłożach o niskiej zawartości<br />
azotu (podłoże 5, 6, 8–12) i potasu (podłoża 4–6 i 10–12) składniki te uzupełniono stosując<br />
saletrę amonową i siarczan potasu do poziomu jak w drugim wariancie kontrolnym.<br />
W trakcie uprawy nie stosowano nawożenia pogłównego.<br />
Na początku czerwca rośliny posadzono do doniczek o pojemności 1,5 dm 3 i do czasu<br />
zakończenia doświadczenia uprawiano je w nieogrzewanym tunelu foliowym, w którym<br />
temperatura powietrza wynosiła 18–30°C.<br />
Doświadczenie założono w układzie kompletnej randomizacji, w 4 powtórzeniach, po 3<br />
rośliny w każdym powtórzeniu. Pomiary morfologiczne chryzantem, z wyjątkiem roślin posadzonych<br />
w podłożu 12, wykonano w pełni kwitnienia; zmierzono średnicę kwiatostanów,<br />
policzono kwiatostany na roślinach i oceniono w 9-stopniowej skali bonitacyjnej walory dekoracyjne<br />
chryzantem. Uzyskane wyniki pomiarów zweryfikowano za pomocą analizy wariancji<br />
dla doświadczeń jednoczynnikowych przy poziomie istotności α= 0,05.<br />
Tabela 1. Charakterystyka chemiczna podłoży użytych do badań<br />
Formy przyswajalne<br />
Podłoże<br />
Zasolenie;<br />
pH (H 2<br />
O) N-NO 3<br />
P K Ca Mg (g<br />
NaCl·dm -3)<br />
Torf 3,6 17 20 6 42 27 0,35<br />
1* 4,4 364 460 289 1132 303 2,98<br />
2 5,2 785 687 379 2265 500 3,66<br />
3 5,5 800 847 385 3478 580 4,37<br />
4 5,1 326 419 139 1430 236 1,65<br />
5 5,9 346 671 224 2690 309 1,69<br />
6 6,4 945 741 256 3080 327 1,66<br />
7 4,6 298 417 454 1080 191 1,26<br />
8 5,6 386 518 644 1596 285 1,44<br />
9 6,4 610 6<strong>31</strong> 840 2238 268 1,64<br />
10 4,7 186 186 75 925 128 0,73<br />
11 5,8 281 348 180 1625 202 0,83<br />
12 6,0 294 668 <strong>31</strong>1 2390 269 2,03<br />
* Skład rzeczowy podłoży: 1. Kompost I 25% + torf 75%; 2. Kompost I 50% + torf 50%; 3. Kompost I 75%<br />
+ torf 25%; 4. Kompost II 25% + torf 75%; 5. Kompost II 50% + torf 50%; 6. Kompost II 75% + torf 25%;<br />
7. Kompost III 25% + torf 75%; 8. Kompost III 50% + torf 50%; 9. Kompost III 75% + torf 25%; 10. Kompost<br />
IV 25% + torf 75%; 11. Kompost IV 50% + torf 50%; 12. Kompost IV 75% + torf 25%.<br />
Wyniki i dyskusja. Komunalne osady ściekowe według Krzywego i in. [2002] mają<br />
odczyn zbliżony do obojętnego i zawierają małą ilość potasu w stosunku do azotu i fosforu,<br />
w które to składniki są zasobne. Niedobór potasu można uzupełnić przez kompostowanie<br />
osadów z wycierką ziemniaczaną, która ma kwaśny odczyn i jest bogata w potas [Krzywy-<br />
Gawrońska 2006]. Do uprawy chryzantem nadaje się każda ziemia o dobrej strukturze, pH<br />
250
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
6,0–6,9 i zasobności w składniki pokarmowe: 100–200 mg N, 150–300 mg P i 350–600 mg K<br />
[Jerzy 2006]. W podłożach testowanych w doświadczeniu własnym zawartość podstawowych<br />
składników pokarmowych mieściła się w przyjętych dla chryzantem liczbach granicznych<br />
(tab. 1).<br />
W ciągu pierwszych kilku dni po posadzeniu chryzantem do podłoża 12 obserwowano<br />
obumieranie roślin, aż do 90% w obiekcie. W pozostałych podłożach do końca doświadczenia<br />
chryzantemy rosły i rozwijały się prawidłowo. Przyczyną obumierania roślin mogły<br />
być toksyczne produkty nadal przebiegającego procesu rozkładu masy kompostowej (Krzywy<br />
i in. 2007a).<br />
Na podstawie pomiarów przeprowadzonych w pełni fazy generatywnej zauważono korzystny<br />
wpływ zastosowanych kompostów na liczbę kwiatostanów (tab.2). Najobficiej kwitły<br />
chryzantemy uprawiane w podłożu torfowym z dodatkiem nawozu Osmocote Exact, rośliny<br />
natomiast uprawiane w podłożach 2, 5, 6, i 8 oraz w 10 i 11 nie odbiegały liczbą kwiatostanów<br />
od roślin uprawianych w podłożu kontrolnym z nawozem Osmocote Exact. Podobne wyniki<br />
uzyskano w doświadczeniu Startek i in. [2006] z niecierpkami nowogwinejskimi. Chociaż<br />
rośliny rosnące w podłożu zawierającym torf i kompost z udziałem 35% osadu ściekowego<br />
miały o 30% mniej kwiatów niż rośliny uprawiane w podłożach standardowych, to wizualnie<br />
w trakcie kwitnienia nie były mniej dekoracyjne. W badaniach własnych nie stwierdzono<br />
wpływu podłoży na średnicę koszyczków kwiatostanowych odmiany Padre Yellow. Zauważono<br />
jednak, że kwiatostany o największej średnicy miały rośliny uprawiane w podłożu 2 (4,20<br />
cm), a najmniejszą w podłożach 6, 9 i 1. Podłoża z 50-procentowym udziałem kompostów,<br />
niezależnie od ich składu, miały koszyczki kwiatostanowe o największej średnicy (tab. 2).<br />
Tabela 2. Wpływ podłoży z dodatkiem kompostów z komunalnego osadu ściekowego na jakość<br />
chryzantemy wielkokwiatowej<br />
Podłoże<br />
Cecha<br />
liczba kwiatostanów średnica kwiatostanów (cm)<br />
Torf + Osmocote Lo-Start 5 g·dm -3 254,0 4,14<br />
Torf + Azofoska 2,5 g·dm -3 157,0 4,05<br />
1* 138,0 3,97<br />
2 183,7 4,20<br />
3 153,0 4,13<br />
4 117,0 4,09<br />
5 182,0 4,18<br />
6 184,7 3,92<br />
7 166,3 4,03<br />
8 174,7 4,13<br />
9 171,7 3,93<br />
10 173,7 4,02<br />
11 219,7 4,16<br />
Średnia 175,04 4,07<br />
NIR 0,05<br />
; 80,61 r.n<br />
* Jak w tabeli 1, r.n – różnica nieistotna.<br />
Odmiana Padre Yellow, która należy do chryzantem drobnokwiatowych letnich, zakwitających<br />
w 36 tygodniu uprawy (Anonim 1), w badaniach autorów osiągnęła pełnię walorów<br />
dekoracyjnych w 38 tygodniu uprawy, niezależnie od zastosowanego wariantu podłoża.<br />
251
analizując warianty kontrolne – w podłożu torfowym z Azofoską. Rośliny miały ma<br />
wyrównany kształt korony, zredukowaną, Bioakumulacja nieproporcjonalną do wielkości doniczek wysokoś<br />
i objawy niedoborów składników pokarmowych w postaci silnej chlorozy liści.<br />
Nieznaczne, bo kilkudniowe opóźnienie rozwoju kwiatostanów odnotowano u roślin uprawianych<br />
w wariancie kontrolnym z Azofoską oraz w podłożu z 25% udziałem kompostu I.<br />
Na podstawie oceny bonitacyjnej stwierdzono, że najmniej dekoracyjne (rys. 1) były rośliny<br />
uprawiane w podłożach z 25-procentowym udziałem kompostów (podłoża 1, 4 i 7), a analizując<br />
warianty kontrolne – w podłożu torfowym z Azofoską. Rośliny miały mało wyrównany<br />
kształt korony, zredukowaną, nieproporcjonalną do wielkości doniczek wysokość i objawy<br />
niedoborów składników pokarmowych w postaci silnej chlorozy liści.<br />
Oceniając walory dekoracyjne chryzantem uprawianych w poszczególnych rodzajach<br />
podłoży, stwierdzono, że największe walory dekoracyjne uzyskały chryzantemy uprawiane<br />
w podłożu z 75-procentowym udziałem kompostu I (podłoże 3) oraz 50-procentowym<br />
udziałem kompostu II, III i IV (podłoża 5, 8 i 11). Rośliny te nie różniły się rozkrzewieniem,<br />
kształtem korony oraz terminem kwitnienia od chryzantem uprawianych w podłożu z nawozem<br />
Osmocote Exact. Kwitły one obficie i miały równomiernie rozłożone kwiatostany na powierzchni<br />
rośliny.<br />
Oceniając walory dekoracyjne chryzantem uprawianych w poszczególnych rodzajac<br />
podłoży, stwierdzono, że największe walory dekoracyjne uzyskały chryzantemy uprawiane<br />
podłożu z 75-procentowym udziałem kompostu I (podłoże 3) oraz 50-procentowym udziałe<br />
kompostu II, III i IV (podłoża 5, 8 i 11). Rośliny te nie różniły się rozkrzewieniem, kształte<br />
korony oraz terminem kwitnienia od chryzantem uprawianych w podłożu z nawoze<br />
Osmocote Exact. Kwitły one obficie i miały równomiernie rozłożone kwiatostany n<br />
powierzchni rośliny.<br />
9<br />
8<br />
7<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
To Ta 1 2 3 4 6 7 8 9 10 11<br />
Rys. 1. Ocena bonitacyjna (skala 1–9) chryzantem w fazie kwitnienia; TO – torf + Osmocote<br />
Exact Lo-Start; TA – torf + Azofoska; podłoża 1–11 – patrz tabela 1<br />
Rys. 1. Ocena bonitacyjna (skala 1–9) chryzantem w fazie kwitnienia; TO – torf + Osmoco<br />
Exact Lo-Start; TA – torf + Azofoska; podłoża 1–11 – patrz tabela 1<br />
Wnioski. Wyniki przeprowadzonych doświadczeń pozwoliły na sformułowanie następujących<br />
wniosków:<br />
1. Podłoża na bazie kompostów z udziałem komunalnych osadów ściekowych, wycierki<br />
ziemniaczanej oraz słomy żytniej lub trocin z drzew iglastych mogą być stosowane<br />
w uprawie chryzantemy ogrodowej.<br />
2. Wpływ podłoży kompostowych na kwitnienie chryzantem był zależny od składu rzeczowego<br />
kompostów i ich procentowego udziału w mieszance z torfem.<br />
3. Chryzantemy uprawiane w podłożach z 25-procentowym udziałem kompostów z osadów<br />
ściekowych miały niewystarczającą ilość składników pokarmowych niezbędnych<br />
dla prawidłowego przebiegu fazy generatywnej.<br />
4. Odmiana Padre Yellow była najbardziej dekoracyjna, jeżeli uprawiano ją w podłożu torfowym<br />
z dodatkiem nawozu Osmocote Exact Lo-Start oraz w podłożu z 75-procentowym<br />
udziałem kompostu I i 50-procentowym udziałem kompostu II, III i IV.<br />
WNIOSKI. Wyniki przeprowadzonych doświadczeń pozwoliły na sformułowan<br />
następujących wniosków:<br />
Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w latach 2004–2007 jako projekt badawczy<br />
<strong>nr</strong> 2 P06R 073 27.<br />
252
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Piśmiennictwo<br />
Anonim. 2006. Katalog odmian chryzantem. Specjalistyczne Gospodarstwo Ogrodnicze „Złocień”.<br />
Dobrowolska A., Klessa M., Placek M. 2007. Ocena przydatności podłoży z dodatkiem kompostów<br />
z osadów ściekowych w uprawie dwóch gatunków z rodzaju Impatiens. Konferencja<br />
Naukowa „Produkty odpadowe z energetyki i gospodarki komunalnej – wykorzystanie w rolnictwie<br />
i rekultywacji”. Świnoujście, 18–21 luty 2007 r.: 25–26.<br />
Iżewska A. 2006. Zawartość metali ciężkich w trzcinie chińskiej jako wskaźnik jej wykorzystania<br />
do utylizacji osadów ściekowych i kompostów z osadów ściekowych. Zesz. Prob. Post. Nauk<br />
Rol. 512: 165–171.<br />
Jerzy M. 2006. Chryzantemy. PWRiL, Warszawa: 227.<br />
Karoń B., Pietr S.J. 2006. Wartość nawozowa kompostu z osadów ściekowych. Zesz. Prob. Post.<br />
Nauk Rol. 512: 305–<strong>31</strong>3.<br />
Komosa A. 2002. Podłoża – problem nadal aktualny w ogrodnictwie. Materiały z sympozjum „Nowości<br />
w uprawie chryzantem”. Wiadomości chryzantemowe 26: 7–23.<br />
Krzywy E., Wołoszyk Cz., Iżewska A. 2002. Produkcja i rolnicze wykorzystanie kompostów z osadu<br />
ściekowego z dodatkiem różnych komponentów. PTIE Oddział Szczeciński: 39.<br />
Krzywy E., Wraga K., Zawadzińska A. 2007a. Ocena wpływu podłoża z komunalnego osadu ściekowego<br />
na wzrost i pokrój chryzantemy wielkokwiatowej (Chrysanthemum × grandiflorum<br />
(Ramat.) Kitam.) . Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. (oddane do druku po recenzji).<br />
Krzywy E., Zawadzińska A., Klessa M. 2007b. Badania przydatności podłoży z udziałem kompostów<br />
z komunalnego osadu ściekowego do uprawy roślin ozdobnych. Zesz. Prob. Post.<br />
Nauk Rol. (oddane do druku po recenzji).<br />
Startek L., Klessa M., Placek M. 2006. Wpływ rodzaju podłoża i nawożenia na odmiany niecierpka<br />
nowogwinejskiego ‘Sonic Amethyst’ i ‘Super Sonic Lilac’. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol.<br />
510: 609–617.<br />
Sulewska H., Koziara W. 2007. Efekty stosowania osadów ściekowych w uprawie kukurydzy.<br />
Konferencja Naukowa „Produkty odpadowe z energetyki i gospodarki komunalnej – wykorzystanie<br />
w rolnictwie i rekultywacji”. Świnoujście, 18–21 luty 2007 r.: 65–66.<br />
Wraga K. 2007. Wpływ podłoży z udziałem kompostów z odpadów roślinnych na wzrost, rozwój<br />
i kwitnienie piątaka lancetowatego (Pentas lanceolata (Forssk.) Deflers). Konferencja Naukowa<br />
„Produkty odpadowe z energetyki i gospodarki komunalnej – wykorzystanie w rolnictwie<br />
i rekultywacji”. Świnoujście, 18–21 luty 2007 r.: 87–88.<br />
EFFECTS OF APPLIED MEDIA FROM SEWAGE SLUDGE ON FLOWERING AND DE-<br />
CORATIVE VALUE OF Chrysanthemum × grandiflorum (RAMAT.) KITAM.<br />
In the period from the first ten days of June to the second ten days of October 2005 the<br />
studies were conducted to determine the effects of the media with composts based on sewage<br />
sludge and potato pulp, on flowering and decorative value of ‘Padre Yellow’ cultivar of<br />
Chrysanthemum grandiflorum.<br />
In the experiment 12 media consisting of sphagnum peat and 4 composts were used.<br />
Their composition was as follows: media 1–3: 25, 50, 75% of compost I (municipal sewage<br />
sludge 70% and straw 30%); media 4–6: 25, 50, 75% of compost II (municipal sewage<br />
sludge 70% and sawdust 30%); media 7–9: 25, 50, 75% of compost III (municipal sewage<br />
sludge 35%, potato pulp 35%, straw 30%); media 10–12: 25, 50, 75% of compost IV (municipal<br />
sewage sludge 35%; potato pulp 35%, sawdust 30%). In order to compare the plant<br />
growth and flowering two variants of control media were applied: 1– peat supplemented with<br />
253
Bioakumulacja<br />
Osmocote Exact Lo-Start at the dose 5 g·dm -3 , 2 – peat with Azofoska at the dose 2.5 g·dm -<br />
3<br />
. During the plant cultivation there was no top-dressing.<br />
The plants cultivated in the peat medium supplemented with Osmocote Exact produced<br />
most inflorescences in full bloom whereas chrysanthemums from medium with 50% of compost<br />
I, II, III, IV, medium with 75% of compost II and medium with 25% of compost IV did not<br />
differ significantly in the number of inflorescences in comparison with the plants cultivated in<br />
the control medium. No effect of the media on inflorescence diameter was found.<br />
The evaluation of decorative value of chrysanthemums cultivated in particular media<br />
showed that the plants from the media with 75% of compost I and 50% of compost II, III and<br />
IV had the highest decorative value. They differed neither in the degree of branching nor<br />
crown conformation (had a proper semicircular shape) in comparison with the chrysanthemums<br />
cultivated in the control media. The plants from these media had evenly distributed<br />
inflorescences and abundant flowering.<br />
254
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Początkowy wzrost i rozwój wybranych gatunków (odmian) traw<br />
gazonowych wysiewanych na trawniki ekstensywne użyźnione<br />
osadem ściekowym*<br />
WPROWADZENIE. Osady ściekowe powstające w oczyszczalniach ścieków są kłopotliwym<br />
elementem działalności człowieka. Ich przeróbka i ostateczne zagospodarowanie należą<br />
obecnie do jednych z najbardziej kontrowersyjnych zagadnień [Oleszek-Kudlak, Rosik,<br />
Dulewska 2002].<br />
Urbanizacja środowiska i intensywny rozwój komunikacji przyczyniają się do powstawania<br />
obszarów zdewastowanych o zmienionym chemizmie gleby [Pawluśkiewicz<br />
2000]. Tereny te, często o zniekształconej pokrywie glebowej, wymagają natychmiastowej<br />
rekultywacji. Rośliny, a szczególnie trawy (Poaceae), spełniają ważną rolę<br />
w transformowaniu zarówno fizycznych, jak i chemicznych właściwości osadów ściekowych<br />
[Siuta 1995]. Pełnią one również funkcję fitosanitarną i fitochemiczną, zwłaszcza na terenach<br />
narażonych na ciągły dopływ zanieczyszczeń motoryzacyjnych.<br />
Przyrodnicze wykorzystanie osadów ściekowych, oprócz korzyści wynikających z pozyskiwania<br />
znacznej ilości składników pokarmowych dla roślin i substancji organicznej, ma<br />
wymiar społeczny. Unika się w ten sposób składowania osadów, co nie jest jednocześnie<br />
obojętne dla środowiska i otoczenia [Maćkowiak 2001].<br />
Utylizacja osadów ściekowych poprzez wykorzystanie ich do zakładania trawników ekstensywnych<br />
może przynieść korzyści ekologiczne i ekonomiczne.<br />
Celem niniejszych badań było określenie wpływu zróżnicowanych dawek osadów ściekowych<br />
i terminu siewu na początkowy wzrost i rozwój wybranych gatunków (odmian) traw<br />
gazonowych wysiewanych w mieszankach na trawniki ekstensywne.<br />
MATERIAŁ I METODY. Doświadczenie ścisłe, mikropoletkowe (1m x 1m), założono<br />
metodą „split-split-block”, w czterech powtórzeniach, w układzie kasetonowym, na glebie<br />
antropogenicznej wytworzonej z piasku gliniastego na terenie Zakładu Dydaktyczno-Doświadczalnego<br />
UWM w Olsztynie.<br />
Wierzchnia warstwa gleby charakteryzowała się bardzo wysoką zawartością przyswajalnego<br />
fosforu i magnezu, średnią potasu i wapnia oraz niską sodu (tab. 1). Zawartość<br />
próchnicy i substancji organicznej wynosiła odpowiednio 1,24% i 8,25%, natomiast azotu<br />
ogólnego kształtowała się na poziomie 2,59% N s.m. Stwierdzono także śladowe ilości<br />
metali ciężkich (Cr – 9,7, Cd – 0,23, Ni – 3,00, Pb – 7,40, Hg – 0,07 mg·kg -1 s.m. w glebie).<br />
Wartość pH KCL<br />
gleby wynosiła 7,3.<br />
Tabela 1. Niektóre właściwości fizykochemiczne gleby<br />
P<br />
162,8<br />
Zawartość składników przyswajalnych Mg g·kg -1 78<br />
K 91,36<br />
Ca 7,10<br />
Na 0,12<br />
N ogółem<br />
2,59<br />
%<br />
Substancja organiczna 8,25<br />
pH KCL 7,30<br />
pH H20 7,36<br />
* Prof. dr hab. Kazimierz Grabowski, mgr inż. Agata Głowacka-Gil, mgr Anna Biedrzycka – Katedra<br />
Łąkarstwa, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie.<br />
255
Bioakumulacja<br />
Wiosną 2005 r. glebę użyźniono osadem ściekowym i wymieszano na głębokość<br />
10 cm. Nasiona mieszanek traw gazonowych wysiewano wiosną i latem 2005 r. W roku siewu<br />
przeprowadzono 6 pokosów pielęgnacyjnych i deszczowano w okresach suszy.<br />
Przedmiotem badań były zróżnicowane dawki osadów ściekowych (0, 70, 140, 210<br />
i 280 Mg·ha -1 ) pochodzące z Miejskiej Oczyszczalni Ścieków „Łyna” w Olsztynie.<br />
W osadach ściekowych zawartość substancji organicznej wynosiła 32,16%, natomiast zawartość<br />
azotu, fosforu, wapnia i magnezu była stosunkowo wyższa niż w oborniku (tab. 2).<br />
Tabela 2. Właściwości nawozowe osadu ściekowego<br />
Zawartość<br />
suchej masy [%]<br />
Substancja<br />
organiczna [%]<br />
27,61 32,16 8,43 8,39<br />
Całkowita zawartość makroskładników<br />
pH KCl<br />
pH H2O [% s.m.]<br />
N P Ca Na K Mg<br />
3,33 1,44 2,79 0,161 0,12 0,50<br />
Zawartości metali ciężkich nie przekraczały norm przyjętych w Rozporządzeniu Ministra<br />
Środowiska z dnia 1 sierpnia 2002 r. (Cd – 3,6, Cr – 47,7, Cu – 251, Ni – 44,5, Zn –<br />
1340, Pb – 52,6 oraz Hg – 1,732 mg·kg -1 s.m.).<br />
Drugim czynnikiem były mieszanki traw gazonowych (kostrzewowa i wiechlinowa) zaprojektowane<br />
w Katedrze Łąkarstwa UWM w Olsztynie (tab. 3).<br />
Czynnikiem trzecim były terminy siewu nasion – wiosna i lato.<br />
W roku siewu, zgodnie z zaleceniami COBORU [Domański 1998], oceniono:<br />
● wschody roślin (początek po 10 dniach i pełnia po 30 dniach od terminu siewu),<br />
● rozkrzewienie roślin (po 10 tygodniach od terminu siewu) w skali 9 0 (1– cecha niepożądana,<br />
5 – cecha pośrednia i 9 – cecha najkorzystniejsza),<br />
● aspekt ogólny, czyli wygląd murawy na koniec sezonu wegetacyjnego w skali 9 0 .<br />
Warunki pogodowe w 2005 r. na ogół korzystnie wpływały na wzrost i rozwój badanych<br />
gatunków i odmian traw gazonowych wysiewanych w mieszankach.<br />
Tabela 3. Skład gatunkowy mieszanek traw gazonowych<br />
Gatunek<br />
Odmiana<br />
Procentowy udział nasion<br />
w mieszankach<br />
A *<br />
B**<br />
Festuca rubra L., ssp. commutata Gaud. dorosa 10 —<br />
Festuca rubra L., ssp. trichophylla Gaud. napoli 25 10<br />
Festuca rubra L., ssp. rubra Hack.<br />
barma 10 10<br />
gross 10 5<br />
bila 15 15<br />
Poa pratensis L.<br />
nandu 10 10<br />
alicja — 20<br />
Festuca ovina L., sensu lato sima 10 10<br />
Agrostis capillaris Huds. niwa 2 2<br />
Lolium perenne L. nira 8 8<br />
* Mieszanka kostrzewowa. ** Mieszanka wiechlinowa.<br />
Niedobór opadów atmosferycznych (o 50%) oraz chłodne miesiące (kwiecień, maj<br />
i czerwiec) hamowały początkowo wzrost i rozwój traw gazonowych, zwłaszcza wysiewa-<br />
256
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nych wiosną. Wyższe temperatury powietrza i opady atmosferyczne latem, niż średnie z<br />
wielolecia, wpłynęły dodatnio na wzrost i rozwój roślin. Również ciepła i wilgotna jesień<br />
stworzyła korzystne warunki do dalszego rozwoju badanych gatunków i odmian traw gazonowych.<br />
WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA. Spośród badanych mieszanek traw gazonowych znacznie<br />
lepszymi wschodami potwierdzonymi statystycznie, niezależnie od terminu siewu, wyróżniała<br />
się mieszanka kostrzewowa (tab. 4). Znajduje to potwierdzenie w badaniach Górala<br />
[2001], który podaje, że nasiona wiechliny łąkowej kiełkują bardzo długo, a wschody są<br />
widoczne dopiero po 4 tygodniach. Zastosowane dawki osadów ściekowych wpływały istotnie<br />
na początkowy wzrost i rozwój wybranych gatunków (odmian) traw gazonowych. Najwyższe<br />
wschody (56,74 szt.·100 cm -2 ) uzyskano na poletkach obsianych latem na obiekcie<br />
kontrolnym. Natomiast najniższe wschody (21,05 szt.·100 cm -2 ) otrzymano przy dawce 70<br />
Mg·ha -1 osadu ściekowego na poletkach obsianych wiosną. Wynika zatem, że najlepszym<br />
terminem na zakładanie trawnika okazało się późne lato. Jak podaje Prończuk [1993], na<br />
przebieg faz rozwojowych, oprócz właściwości biologicznych gatunków, wpływają również<br />
zmiany pogody, a zwłaszcza temperatura powietrza i opady atmosferyczne, długość dnia<br />
czy nasłonecznienie.<br />
Istotnie większą liczbą siewek wyróżniały się poletka obsiane mieszanką kostrzewową<br />
wiosną (tab. 5). Wzrost dawek osadów ściekowych wpłynął na osłabienie wschodów<br />
traw wysiewanych wiosną. Najmniejszą liczbę siewek (40,94 szt.·100 cm -2 ) zanotowano<br />
na poletku użyźnionym dawką 140 Mg·ha -1 osadu ściekowego. Najkorzystniejsze wschody<br />
(119,92 szt.·100 cm -2 ) uzyskano na poletkach obsianych latem przy najwyższej dawce<br />
(280 Mg·ha -1 ) osadu ściekowego.<br />
Tabela 4. Początek wschodów traw gazonowych (szt.·100 cm -2 )<br />
Mieszanka<br />
Dawki osadów ściekowych (Mg · ha -1 )<br />
0 70 140 210 280<br />
*Wiosna<br />
A** 23,56 27,60 36,21 37,47 <strong>31</strong>,63 <strong>31</strong>,29<br />
B*** 19,82 14,50 27,16 24,07 27,80 22,67<br />
X 21,69 21,05 <strong>31</strong>,68 30,77 29,71<br />
* Lato<br />
A** 63,74 56,00 53,83 50,24 63,24 57,41<br />
B*** 49,74 50,91 52,41 43,24 44,91 48,24<br />
X 56,74 53,45 53,12 46,74 54,07<br />
X<br />
X<br />
dla terminu<br />
siewu<br />
26,98<br />
52,82<br />
* Termin siewu. ** Mieszanka kostrzewowa. *** Mieszanka wiechlinowa.<br />
NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika I – 11,97; NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika II – 6,24; NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika III – 4,30.<br />
Zadarnienie jest cechą, która decyduje o wartości użytkowej gatunków i odmian traw<br />
gazonowych [Grabowski i in. 1999]. W roku siewu zastosowane dawki osadów ściekowych<br />
i terminy siewu mieszanek istotnie wpływały na pokrycie powierzchni źdźbłami i liśćmi traw<br />
(tab. 6). Najlepszym zadarnieniem, niezależnie od rodzaju wysiewanej mieszanki, wyróżniały<br />
się poletka użyźnione dawką 210 Mg·ha -1 osadu ściekowego. Spośród badanych mieszanek<br />
traw gazonowych nie stwierdzono istotnych różnic w gęstości murawy.<br />
257
Bioakumulacja<br />
Tabela 5. Pełnia wschodów traw gazonowych (szt.·100 cm -2 ).<br />
Mieszanka<br />
Dawki osadów ściekowych (Mg · ha -1 )<br />
0 70 140 210 280<br />
* Wiosna<br />
A** 73,15 73,23 48,81 50,15 51,89 59,44<br />
B*** 56,83 54,57 33,07 41,15 47,45 46,61<br />
X 64,99 63,9 40,94 45,65 49,67<br />
* Lato<br />
A** 103,07 105,49 110,8 111,97 123,05 110,87<br />
B*** 89,73 113,98 103,72 115,55 116,8 107,95<br />
X 96,4 109,73 107,26 113,76 119,92<br />
X<br />
X<br />
dla terminu<br />
siewu<br />
53,02<br />
109,44<br />
* Termin siewu. ** Mieszanka kostrzewowa. *** Mieszanka wiechlinowa.<br />
NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika I – 9,50; NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika II – 6,90; NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika III – 6,70.<br />
Tabela 6. Zadarnianie powierzchni (skala 9 0 )<br />
Mieszanka<br />
Dawki osadów ściekowych (Mg · ha -1 )<br />
0 70 140 210 280<br />
* Wiosna<br />
A** 6,5 7,25 7 7,75 7 7<br />
B*** 6,75 7,25 6,75 7,5 7 7,05<br />
X 6,62 7,25 6,87 7,62 7<br />
* Lato<br />
A** 8,25 8 8,25 8,25 8,25 8,02<br />
B*** 7,5 7,75 7,75 8,5 8 7,9<br />
X 7,87 7,87 8 8,37 8,12<br />
X<br />
X<br />
dla terminu<br />
siewu<br />
7,04<br />
7,98<br />
* Termin siewu. ** Mieszanka kostrzewowa. *** Mieszanka wiechlinowa.<br />
NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika I – 0,5; NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika II – 0,29; NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika III – 0,17.<br />
Tabela 7. Aspekt ogólny murawy (skala 9 0 )<br />
Mieszanka<br />
Dawki osadów ściekowych (Mg · ha -1 )<br />
0 70 140 210 280<br />
* Wiosna<br />
A** 7 7 6,75 7,25 8 7,2<br />
B*** 6,5 7,5 7,5 7,75 7,75 7,4<br />
X 6,75 7,25 7,12 7,25 7,87<br />
* Lato<br />
A** 7 7,75 7,75 8,25 8 7,75<br />
B*** 7,5 7,5 8,25 8 8,25 7,9<br />
X 7,25 7,62 8 8,12 8,12<br />
X<br />
X<br />
dla terminu<br />
siewu<br />
7,28<br />
7,82<br />
* Termin siewu. ** Mieszanka kostrzewowa. *** Mieszanka wiechlinowa.<br />
NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika I – 0,99; NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika II – 0,33; NIR (p=0,05)<br />
dla czynnika III – 0,33.<br />
258
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Aspekt ogólny, czyli estetyczny wygląd, jest oceną syntetyczną murawy [Prończuk<br />
1993]. Na koniec sezonu wegetacyjnego atrakcyjność murawy wzrastała w miarę zwiększania<br />
dawek osadów ściekowych (tab. 7). Najmniej estetycznym wyglądem (6,75 i 7,25<br />
w skali 9°) odznaczała się murawa na obiekcie kontrolnym. Istotnie atrakcyjniejsza okazała<br />
się murawa na poletkach zagospodarowanych latem, niezależnie od badanych mieszanek<br />
traw gazonowych.<br />
WNIOSKI. Przeprowadzone doświadczenia pozwoliły na wyciągnięcie następujących<br />
wniosków:<br />
1. Zastosowane dawki osadów ściekowych istotnie wpływały na początkowy wzrost<br />
i rozwój badanych gatunków (odmian) traw gazonowych w roku siewu.<br />
2. Spośród badanych mieszanek traw gazonowych korzystnymi walorami użytkowymi wyróżniła<br />
się mieszanka kostrzewowa.<br />
3. W warunkach Pojezierza Olsztyńskiego, niezależnie od rodzaju wysiewanej mieszanki,<br />
lepszym okazał się siew późnoletni.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Domański P. 1998. Metodyka badania wartości gospodarczej odmian (WGO) roślin uprawnych.<br />
COBORU. Słupia Wielka, wyd. I: 1–33.<br />
Góral S. 2001. Ochrona i rekultywacja gruntów. Inżyniera Ekologiczna 3: 167–175.<br />
Grabowski K., Grzegorczyk S., Benedycki S., Kwietniewski H. 1999. Ocena wartości użytkowej<br />
wybranych gatunków i odmian traw gazonowych do obsiewu nawierzchni trawiastych. Folia<br />
Univ. Agric. Stetin. 197, Agricultura. 75: 81–85.<br />
Maćkowiak Cz. 2001. Wartość nawozowa osadów ściekowych. Przyrodnicze użytkowanie osadów<br />
ściekowych. Inżynieria Ekologiczna. 3: 138–145.<br />
Oleszek-Kudlak S., Rosik-Dulewska Cz. 2002. Możliwości wykorzystania osadów ściekowych<br />
w świetle nowych regulacji prawnych. Postępy Nauk Rolniczych 5: 46–57.<br />
Pawluśkiewicz B. 2000. Kiełkowanie i początkowy rozwój traw gazonowych w warunkach zasolenia<br />
i aklimatyzacji. Łąkarstwo w Polsce. 3: 119–128.<br />
Prończuk S. 1993. System oceny traw gazonowych. Biuletyn IHAR 186: 127–132.<br />
Siuta J. 1995. Wzrost i chemizm roślin na osadach pościekowych. I Międzynarodowa Konferencja<br />
Nauk.-Techn. Problemy gospodarki osadowej w oczyszczalniach ścieków (pod red.) Bień<br />
J.B. Częstochowa: 239–246.<br />
Initial growth and development of chosen species (varietes) of<br />
gazon grasses on extensive lawn fertilized with sewage sludge<br />
In this paper we have shown the result of initial growth and development of chosen species<br />
and varieties of grasses for extensive lawns. The subject of this investigation was different<br />
doses of sewage sludge (0, 70, 140, 210, 280 Mg·ha -1 ) and designed mixtures of gazon<br />
grasses (fescue and tussock) sown in spring and summer. In the year of sowing the following<br />
were estimated: plant emergence (beginning and full), tillering and general aspects of<br />
lawn in 9 0 scale. Studies proved that fertilizing of soil with sludge significantly influenced<br />
the germination and initial development of species (varieties) of gazon grasses in mixtures.<br />
Among tested mixtures the more profitable usable features got fescue than tussock grass.<br />
Independent on the kind of mixtures the best time to sow is summer.<br />
259
Bioakumulacja<br />
Występowanie bakterii z rodziny Azospirillum w ryzosferze<br />
kukurydzy oraz ich aktywność wiązania*<br />
Wprowadzenie. Bakterie z rodzaju Azospirillum występują powszechnie w różnych<br />
glebach, a szczególnie licznie zasiedlają ryzosferę wielu roślin [Jaśkowska 1994, Jaśkowska<br />
1995, Król, Kobus 1997; Magalhaes i in. 1983; Peng i in. 2006; Mehnaz i in. 2007]. Należą<br />
do grupy dwuazotrofów, które tworzą z rośliną asocjacyjny system wiązania N 2<br />
[Döbereiner,<br />
Campelo 1971]. Mogą również wchodzić w skład mikroflory epifitycznej oraz wnikać<br />
do wnętrza tkanek, przede wszystkim korzenia [cyt. za Klama 2004; Król, Kobus 1997; Rekosz-Burlaga,<br />
Garbolińska 2006]. Występowanie Azospirillum w nieznacznym stopniu zależy<br />
od odczynu gleby i zawartości substancji organicznej, ulega natomiast redukcji na<br />
skutek stosowania wysokich dawek nawożenia azotowego mineralnego [Jaśkowska, 1993;<br />
Król, Kobus 1997]. Wydaje się, że duży wpływ na to może mieć sama roślina.<br />
Celem prezentowanej pracy była ocena zmian liczebności Azospirillum spp. w ryzosferze<br />
kukurydzy w trakcie sezonu wegetacyjnego oraz izolacja i charakterystyka uzyskanych<br />
szczepów.<br />
Materiał i metody. Przeprowadzone badania mikrobiologiczne obejmowały oznaczenia<br />
ilościowe bakterii z rodzaju Azospirillum w glebie ryzosferowej kukurydzy, izolację<br />
czystych kultur bakterii diazotroficznych oraz dla wybranych szczepów oznaczenie wydajności<br />
wiązania N 2<br />
.<br />
Oznaczenie liczebności Azospirillum spp. w glebie ryzosferowej. Materiałem<br />
do badań były korzenie kukurydzy pochodzące z monokultur zróżnicowanych wiekowo.<br />
W pierwszym sezonie wegetacyjnym próbki pochodziły z dwóch monokultur jednorocznych<br />
oraz z monokultury czteroletniej i pięcioletniej. W kolejnym roku badań korzenie kukurydzy<br />
pobrano z tych samych pól uprawnych (monokultura sześcioletnia, pięcioletnia i dwie jednoroczne).<br />
W każdym sezonie wegetacyjnym oznaczenia ilościowe wykonano trzykrotnie,<br />
tj. w czerwcu, sierpniu i październiku.<br />
Liczebność Azospirillum spp. oznaczono metodą najbardziej prawdopodobnej liczby<br />
(NPL). Próbkę 2,5 g korzeni z przylegającą do nich glebą umieszczono w 100 cm 3 jałowego<br />
roztworu soli fizjologicznej. Następnie zawiesinę homogenizowano i po przygotowaniu kolejnych<br />
rozcieńczeń (10 -1 do 10 -5 ) wysiano do pożywki Nfb [Döbereiner i in.1976], stosując<br />
system trzech powtórzeń. Hodowle inkubowano w temperaturze 32 o C. Obecność Azospirillum<br />
spp. oceniano na podstawie obserwacji makro- i mikroskopowych. NPL wyliczono za<br />
pomocą tablic statystycznych McCradyego [Girard, Rougieux 1967]. Uzyskane wyniki przeliczono<br />
na 1 g suchej masy gleby ryzosferowej. W celu jej oznaczenia zawiesinę wyjściową<br />
pozostawiono do odparowania wody, a następnie glebę przeniesiono ilościowo i oznaczono<br />
jej suchą masę.<br />
Izolacja i identyfikacja czystych kultur Azospirillum. Z hodowli wzbogaconych Azospirillum<br />
spp. wyizolowano szczepy. Ich przynależność gatunkową określono na podstawie<br />
wybranych cech morfologicznych i fizjologicznych [Tarrand i in. 1978; Magalhaesa i in.<br />
1983; Reinhold, Hurek 1988].<br />
Aktywność wiązania N 2<br />
przez wybrane szczepy bakterii. Aktywność nitrogenazy wybranych<br />
szczepów Azospirillum oznaczono metodą redukcji acetylenu [Hardy i in. 1968].<br />
Pomiary wykonano za pomocą chromatografu gazowego UNICAM, stosując detektor płomieniowo-jonizacyjny<br />
FID. Jako gaz nośny zastosowano hel. Hodowle bakterii założono<br />
w kalibrowanych buteleczkach zawierających 3 cm 3 półpłynnej pożywki Nfb (pojemność<br />
* Dr Hanna Rekosz-Burlaga − Wydział Rolnictwa i Biologii, Katedra Nauk o Środowisku Glebowym,<br />
Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie.<br />
260
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
fazy gazowej 7 cm 3 ). Po 23 godzinach inkubacji do każdej hodowli dodano acetylen w stężeniu<br />
10% w stosunku do fazy gazowej i dalej inkubowano przez godzinę. Po tym czasie<br />
oznaczono objętość powstającego etylenu. Aktywność nitrogenazy wyrażono w nmolach<br />
C 2<br />
H 4<br />
powstającego w hodowli w ciągu 1 godziny.<br />
Omówienie wyników. Na rysunkach 1 i 2 przedstawiono liczebność Azospirillum<br />
w glebie ryzosferowej w poszczególnych terminach oznaczeń, w obu sezonach wegetacyjnych.<br />
Jak widać, liczebność bakterii w badanych próbkach gleby ryzosferowej kształtowała<br />
się na zróżnicowanym poziomie. W 1 g suchej masy gleby ryzosferowej stwierdzono od<br />
10 1 do 10 5 komórek. Wyniki te są porównywalne z wynikami innych badaczy. Jaśkowska<br />
[1993], oznaczając liczebność Azospirillum w ryzosferze kukurydzy, stwierdziła w 1 g suchej<br />
masy gleby 5,18 × 10 3 komórek. W większości badanych próbek liczebność bakterii na<br />
ogół wzrastała w trakcie sezonu wegetacyjnego. Wydaje się, że może być to związane nie<br />
tylko ze zmianami pogodowymi, ale również fazą rozwoju rośliny. W monokulturach wieloletnich<br />
w obu sezonach wegetacyjnych oraz w monokulturach młodszych w drugim roku badań<br />
liczebności najliczniej Azospirillum bakterie występowały stwierdzono w w październiku, czerwcu, tj. w fazie ośmiu dojrzałości liści. mlecznej. W tym terminie Najniższą<br />
liczebności Azospirillum stwierdzono w czerwcu, tj. w fazie ośmiu liści. W tym terminie<br />
w<br />
w jednej<br />
jednej z<br />
monokultur<br />
monokultur<br />
nie<br />
nie stwierdzono<br />
stwierdzono<br />
obecności<br />
obecności<br />
badanej<br />
badanej<br />
grupy.<br />
grupy.<br />
log NPL Azospirillum spp·g -1 s.m. gleby<br />
ryzosferowej<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
czerwiec sierpień październik<br />
Terminy oznaczeń<br />
monokultura 5 lat monokultura 4 lata monokultura 1 rok monokultura 1 rok<br />
Rys. 1. Liczebność Rys. 1. Liczebność Azospirillum Azospirillum spp. w ryzosferze spp. w kukurydzy ryzosferze w pierwszym kukurydzy sezonie w pierwszym wegetacyjnym sezonie<br />
wegetacyjnym<br />
Porównanie liczebności Azospirillum w ryzosferze kukurydzy ze względu na wiek monokultury<br />
sugeruje, że czynnik ten może w dużym stopniu kształtować wielkość populacji tych<br />
bakterii. W próbkach pochodzących z młodszych monokultur, tj. rocznych i następnie dwuletnich,<br />
liczebność Azospirillum była na ogół mniejsza niż w monokulturach wieloletnich.<br />
6<br />
Z hodowli wzbogaconych Azospirillum udało się wyizolować 28 szczepów, z których 6<br />
zaklasyfikowano<br />
5<br />
do gatunku A. lipoferum (E 1<br />
, E 7<br />
, E 11<br />
, E 13<br />
, E 21<br />
, 5), a 13 do gatunku A. brasilense<br />
(Ag1, gl17, E 46<br />
, 5B, 8, 7, 7B, 2C, 2B, 6B, 10, 11, 2A, 13). Nie udało się oznaczyć przynależności<br />
do gatunku 4 pozostałych szczepów. Jak widać, większość uzyskanych izolatów należy<br />
do A. brasilense. Stanowiły one 46% wszystkich szczepów Azospirillum wyizolowanych<br />
z ryzosfery kukurydzy, 3 podczas gdy udział A. lipoferum wynosił tylko 21%. Zbliżone wyniki<br />
uzyskali Król i Kobus [1997], badając występowanie Azospirillum w ryzosferze kukurydzy<br />
2<br />
log NPL Azospirillum spp·g -1 s.m. gleby<br />
ryzosferowej<br />
1<br />
0<br />
261
Bioakumulacja<br />
z upraw prowadzonych na różnych glebach. Badacze stwierdzili, że wśród szczepów Azospirillum<br />
zasiedlających ryzosferę kukurydzy dominował gatunek A. brasilense (62%). Znacznie<br />
mniejszy udział (15%) stwierdzono dla A. lipoferum. Uzyskane wyniki wskazują, że ryzosfera<br />
kukurydzy znacznie częściej jest zasiedlana przez A. brasilense. Nie potwierdza jednak<br />
wcześniejszych sugestii Döbereiner [1983]. Zdaniem autorki, A. lipoferum wykazuje powinowactwo<br />
do roślin o typie fotosyntezy C 4<br />
(kukurydzy, traw tropikalnych), a A. brasilense − do<br />
roślin o typie fotosyntezy C 3<br />
(pszenicy, owsa, żyta, jęczmienia).<br />
log NPL Azospirillum spp g-1 s.m. gleby ryzosferowej<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
czerwiec sierpień październik<br />
Terminy oznaczeń<br />
monokultura 6 lat monokultura 5 lat monokultura 2 lata monokultura 2 lata<br />
Rys. 2. Liczebność Azospirillum spp. w ryzosferze kukurydzy w drugim sezonie wegetacyjnym<br />
Rys. 2. Liczebność Azospirillum spp. w ryzosferze kukurydzy w drugim sezonie<br />
Tabela 1. wegetacyjnym. Aktywność nitrogenazy wyrażona ARA w hodowlach bakterii Azospirillum spp. wyizolowanych<br />
z ryzosfery kukurydzy<br />
Oznaczenie szczepu nM C 2<br />
H 4<br />
∙h -1 hodowla<br />
Azospirillum brasilense:<br />
2A<br />
58,8<br />
Porównanie liczebności Azospirillum 2B w ryzosferze kukurydzy 73,5 ze względu na wiek<br />
5B<br />
117,6<br />
monokultury sugeruje, że czynnik 6Bten może w dużym stopniu kształtować 117,6 wielkość populacji<br />
7B<br />
29,4<br />
tych bakterii. W próbkach pochodzących z młodszych monokultur, tj. rocznych i następnie<br />
2C<br />
29,4<br />
dwuletnich, liczebność Azospirillum 7 była na ogół mniejsza niż w 58,5 monokulturach wieloletnich.<br />
8<br />
220,5<br />
Z hodowli wzbogaconych Azospirillum 10 udało się wyizolować 191,5 28 szczepów, z których 6<br />
zaklasyfikowano do gatunku A. 11 lipoferum (E 58,5<br />
1 , E 7 , E 11 , E 13 , E 21 , 5), a 13 do gatunku A.<br />
Szczepy nieoznaczone:<br />
brasilense (Ag1, gl17, E 46 , 5B, 3B8, 7, 7B, 2C, 2B, 6B, 10,
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
W przeprowadzonych badaniach oznaczono aktywność nitrogenazy w przypadku 10<br />
szczepów A. brasilense oraz 2 niezidentyfikowanych. Za aktywne uznano hodowle, które<br />
wytwarzały powyżej 100 nM etylenu podczas godzinnej inkubacji w atmosferze acetylenu.<br />
Spośród wyizolowanych szczepów tylko 5 charakteryzowała tak duża aktywność (tab. 1).<br />
Najwyższą stwierdzono w hodowli jednego ze szczepów Azospirillum brasilense (szczep<br />
8 1<br />
). Szczep ten wytwarzał 220,5 nM C 2<br />
H 4<br />
∙godz .-1 ∙ hodowla. Z danych literaturowych wynika,<br />
że niektóre szczepy Azospirillum może charakteryzować znacznie większa aktywność<br />
[Król 2006].<br />
Wnioski. Przeprowadzone badania mikrobiologiczne i dane literaturowe pozwoliły na<br />
sformułowanie następujących wniosków:<br />
1. Liczebność Azospirillum spp. w ryzosferze kukurydzy uprawianej w monokulturze może<br />
zależeć od jej wieku.<br />
2. W glebie ryzosferowej kukurydzy liczebność Azospirillum spp. zmienia się w trakcie sezonu<br />
wegetacyjnego.<br />
3. Azospirillum brasilense jest gatunkiem dominującym w ryzosferze kukurydzy.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Döbereiner J. 1983: Dinitrogen fixation in rhizosphere and phyllosphere association. W: Encyclop.<br />
Plant Physiol. New Series, wyd. A. Luchli, R.L., Bielski, Springer Verlag, Berlin, 15A:<br />
332−350.<br />
Döbereiner J., Campelo A.B. 1971: Non-symbiotic nitrogen fixing bacteria in tropical soils, Plant<br />
and Soil Spec.: 457−470.<br />
Döbereiner J., Marriel J.E., Nery M. 1976 Ecological distribution of Spirillum lipoferum Beijerinck.<br />
Can J. Microbiol. 22 (10): 1464−73.<br />
Girard H., Rougieux R. 1967. Technics in agricultural microbiology (in French). Dunod (ed.), Paris:<br />
216.<br />
Hardy R.W.F., Holsten R.D., Jackson E.K., Burns R.C. 1968. The acetylene-ethylene assay for<br />
N2 fixation: laboratory and field evaluation.Plant Phisiol. 43: 1185−1207.<br />
Jaśkowska H. 1993. Występowanie i charakterystyka bakterii z rodzaju Azospirillum w ryzosferze<br />
roślin zbożowych. Praca doktorska. SGGW Warszawa.<br />
Jaśkowska H. 1994. Occurrence of bacteria of the genus Azospirillum in rhizosphere of different<br />
cereal varieties. Ann. of Warsaw Agricultural University-SGGW, Agriculture. 27: 61−65.<br />
Jaśkowska H. 1995. Occurrence and characteristic of Azospirillum spp. In the rhizosphere of cereals.<br />
Acta Microbiol. Pol. 44 (1): 69−77.<br />
Klama J. 2004. Współżycie endofitów bakteryjnych z roślinami. Acta Sci. Pol. Agricultura 3 (1):<br />
19−28.<br />
Król M. 2006. Azospirillum – asocjacyjne bakterie wiążące wolny azot. Monografie i rozprawy 15<br />
Puławy: 163.<br />
Król M., Kobus J. 1997. Występowanie bakterii z rodzaju Azospirillum w ryzosferze kukurydzy<br />
i jęczmienia uprawianych na różnych glebach. Zesz. Nauk. AR Szczec. Rolnictwo. 68:<br />
141−151.<br />
Król M.J., Perzyński A., Kobus J. 2001. N 2<br />
-fixing bacteria isolated from the roots of crops and<br />
grasses. Acta Agrophisica 52: 151−161.<br />
Magalhaes F.M., Baldini J.I., Kuykendall J.R., Döbereiner J. 1983. A new acid tolerant Azospirillum<br />
species. Ann. Acad. Bras. Cien. 55: 417−430.<br />
Mehnaz S., Weselowski B., Lazarovits G. 2007. Azospirillum canadense sp. nov., a nitrogenfixing<br />
bacterium isolated from corn rhizosphere. Int. J. Syst. Evol. Microbiol. 57: 620−624.<br />
263
Bioakumulacja<br />
Peng G., Wang H., Zhang G., Hou W., Liu Y., Wang E.T., Tan Z. 2006. Azospirillum melinis sp.<br />
nov., a group of diazotrophs isolated from tropical molasses grass. Int. J. Syst. Evol. Microbiol.<br />
56: 1263−1271.<br />
Reinhold B., Hurek T. 1988. Location of diazotrophs in the root interior with special attention to<br />
the kallar grass association. Plant and Soil. 110 (2): 259−268.<br />
Rekosz-Burlaga H., Garbolińska M. 2006. Characterization of selected group of mikroorganisms<br />
occuring in soil rhizosphere and phyllosphere of oats. Polish Journal of Microbiology vol. 55<br />
(3): 227−235.<br />
Tarrand J.J., Krieg N.R. Döbereiner J.1978. A taxonomic study of the Spirillum lipoferum group,<br />
with descriptions of a new genus, Azospirillum gen.nov. and two species Azospirillum lipoferum<br />
(Beijerinck) comb. nov. and Azospirillum brasilense sp. nov, Can. J. Microbiol. 24:<br />
967−980.<br />
Occurrence of the genus Azospirillum in the maize rhizosphere and<br />
their nitrogen fixation activity<br />
Microbiological studies of quantitative determination of number of Azospirillum in maize<br />
rhisosphere, isolation and identification of pure bacteria cultures and N 2<br />
-fixing activity were<br />
carried out. Samples of rhisosphere soil from monoculture maize cultivation were collected<br />
three times in vegetation season. Nitrogenase activity of isolated bacteria strains was determined<br />
by acetylene reduction method using gas chromatography. It was found that during<br />
vegetation season number of Azosprillum spp. in rhizosphere maize soil slightly increased.<br />
In most samples the greatest number of bacteria was observed in October. The most of bacteria<br />
strains isolated from e<strong>nr</strong>ich cultures were classified as A. lipoferum and A. brasilense.<br />
Nitrogenase activity of bacteria studied was within the range from 29.4 to 235.4 nM C 2<br />
H 4<br />
∙<br />
hour .-1 ∙ culture -1 . In one culture of Azospirillum brasilense ( strain 8 1<br />
) highest N 2<br />
-fixing activity<br />
was observed.<br />
264
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Pierwiastki śladowe w glebie i igłach sosny zwyczajnej (Pinus<br />
sylvestris L.) w sąsiedztwie dróg leśnych*<br />
WPROWADZENIE. Właściwy stan infrastruktury drogowej jest niezbędny do racjonalnego<br />
prowadzenia gospodarki leśnej. Prawidłowa sieć dróg leśnych przynosi wymierne korzyści:<br />
obniża ogólne koszty prowadzenia czynności gospodarczych, ogranicza długość<br />
zrywki drewna, zmniejsza zużycie środków transportu oraz paliwa. Dogi leśne rzutują także<br />
na efektywność czynności związanych z ochroną lasu i zwalczaniem klęsk żywiołowych.<br />
Przy obecnie używanych wysokotonażowych środkach transportu nośność dróg gruntowych<br />
jest niewystarczająca. Efemeryczny ruch pojazdów leśnych nie generuje niebezpiecznych<br />
ilości zanieczyszczeń komunikacyjnych. Potwierdzają to badania magnetometryczne<br />
i geochemiczne przydrożnych leśnych stref ekotonowych [Czerniak 2005]. Źródłem pierwiastków<br />
śladowych natomiast mogą być materiały drogowe pochodzenia antropogenicznego.<br />
W celu obniżenia kosztów do napraw i budowy dróg leśnych stosuje się odpady przemysłowe,<br />
najczęściej energetyczne (żużle wielkopiecowe i paleniskowe) oraz odpady<br />
powęglowe. Zanieczyszczenia chemiczne mogą przenikać do strefy ekotonowych lasu<br />
w wyniku pylenia i infiltracji przez wody opadowe zniszczonych nawierzchni i podbudów.<br />
W skrajnych wypadkach związki chemiczne wymywane z niezwiązanych antropogenicznych<br />
materiałów zdeponowanych w podbudowach i nawierzchniach dróg leśnych i publicznych<br />
mogą stwarzać zagrożenie dla homeostazy środowiska leśnego.<br />
Tanią i szybką metodą prowadzącą do zwiększenia nośności leśnych dróg gruntowych<br />
jest stabilizacja podłoża drogowego cementem. Stabilizacja gruntu rodzimego eliminuje konieczność<br />
przywozu dużych mas kruszywa. Cementem można scalać grunty naturalne oraz<br />
materiały drogowe pochodzenia antropogenicznego. Źródłem zanieczyszczeń chemicznych<br />
spoiw cementowych mogą być surowce (popioły i żużle) oraz paliwo zastępcze stosowane<br />
w piecach do wypału klinkieru.<br />
W niniejszym opracowaniu przedstawiono najistotniejsze wnioski z badań prowadzonych<br />
w Katedrze Inżynierii Leśnej Akademii Rolniczej w Poznaniu. Badania były finansowane przez<br />
Dyrekcję Generalną Lasów Państwowych [Kamiński i in. 2000] oraz Komitet Badań Naukowych<br />
[Czerniak 2006].<br />
Celem podjętych badań było określenie wpływu dróg leśnych wykonanych różnymi<br />
technologiami na zawartość wybranych pierwiastków śladowych w leśnych strefach przydrożnych.<br />
Analizowano również nośności nawierzchni. W niniejszej publikacji zawarto jedynie<br />
najistotniejsze konkluzje. Szczegółowy zakres badań, metody i wyniki zawarte zostały<br />
we wcześniejszych opracowaniach autorów [Czerniak 2004, 2006].<br />
Metody badań. Ogólnym celem projektu badawczego było określenie wpływu różnych<br />
materiałów drogowych stosowanych do zwiększenia nośności dróg leśnych na zanieczyszczenie<br />
przydrożnych stref ekotonowych. Celem badań geochemicznych była ocena<br />
zasięgu migracji poziomej i pionowej zanieczyszczeń wymywanych z nawierzchni. Analizy<br />
chemiczne wykonano zgodnie z obowiązującymi procedurami. Uzyskane wyniki badań gleby<br />
zostały porównane z standardami jakości gleby [Rozporządzenie... 2002]. Podjęto także<br />
próbę oceny ilościowej biodostępnych form chromu wymywanych z podbudów drogowych.<br />
Bioprzyswajalne formy chromu określono przeprowadzając analizę specjacyjną z ekstrakcją<br />
sekwencyjną [Siepak 2003]. W celu określenia zasięgu migracji poziomej i pionowej metali<br />
ciężkich podjęto próbę oceny podatności magnetycznej gleb przydrożnych.<br />
* Dr hab. inż. Andrzej Czerniak, Bogusław Kamiński, Agata Poszyler-Adamska – Katedra Inżynierii<br />
Leśnej, Akademia Rolnicza im. A Cieszkowskiego w Poznaniu.<br />
265
Bioakumulacja<br />
Badaniami chemoindykacyjnymi objęto drogi leśne wykonane z następujących odpadów<br />
przemysłowych:<br />
• żużla wielkopiecowego granulowanego,<br />
• łupka przywęglowego przepalonego,<br />
• popiołów lotnych z węgla brunatnego,<br />
• łupka przywęglowego nieprzepalonego po 3-letniej eksploatacji,<br />
• łupka przywęglowego nieprzepalonego po 4-letniej eksploatacji,<br />
• łupka przywęglowego nieprzepalonego po 7-letniej eksploatacji,<br />
oraz<br />
• żużla paleniskowego.<br />
Pełnym monitoringiem biochemicznym objęto również strefy przydrożne w lesie mieszanym<br />
świeżym (LMśw.), w sąsiedztwie odcinków doświadczalnych wykonanych metodą<br />
stabilizacji piasku dowiezionego:<br />
• cementem portlandzkim CEM I 32,5R-Na,<br />
• cementem drogowo-mostowym CEM I MSR NA-24,5<br />
• cementem wieloskładnikowym żużlowo-popiołowym CEM II/B-SV 32,5R,<br />
• cementem wieloskładnikowym popiołowym CEM II/B-V 32,5,<br />
• cementem hutniczym CEM III/A-32,5NA.<br />
W badaniach uwzględniono podstawowe rodzaje cementów o różnym udziale popiołów<br />
lotnych i żużla wielkopiecowego. Założono, że badania wpływu nawierzchni i podbudów<br />
drogowych na środowisko leśne będą przeprowadzone w sąsiedztwie odcinków dróg<br />
wybudowanych przy pełnym monitoringu biogeochemicznym i technicznym.<br />
Badania prowadzono na założonych doświadczalnych odcinkach drogowych na terenie<br />
Leśnego Zakładu Doświadczalnego Akademii Rolniczej w Poznaniu, w Nadleśnictwie<br />
Konin i w Nadleśnictwie Rudy Raciborskie. W celu wyeliminowania innych źródeł<br />
zanieczyszczeń, przed wykonaniem odcinków drogowych wykonano badania tła chemicznego.<br />
Warunki gruntowe rozpoznano wykonując badania geotechniczne do głębokości<br />
5 m<br />
W celu określenia zasięgu migracji pierwiastków w układzie poziomym pobierano<br />
próbki z trzech odwiertów zlokalizowanych w przekrojach badawczych dróg, tzn. na skraju<br />
nawierzchni, na skraju drzewostanu oraz 30 m w głębi drzewostanu (strefa kontrolna).<br />
W celu określenia zasięgu migracji pierwiastków w układzie pionowym pobrano próbki<br />
z nawierzchni drogowych oraz próbki gleby z głębokości 0,3 i 2 m.<br />
Celem badań bioindykacyjnych było określenie ilościowe i jakościowe wpływu dróg na<br />
aparat asymilacyjny różnych gatunków drzew rosnących w strefie przydrożnej. W pracy<br />
zaprezentowano wybrane wyniki zawartości pierwiastków śladowych w igłach sosny zwyczajnej<br />
(Pinus sylvestris L.). Wyniki badań chemicznych stref zagrożonych porównano<br />
z wynikami badań chemicznych próbek pobranych ze stref kontrolnych. Określono również<br />
stan zdrowotny drzewostanów sosnowych, analizując defoliację aparatu asymilacyjnego,<br />
morfometrię, masę i barwę igieł oraz kondycję całych drzew. Pobierając do badań<br />
igły sosnowe, uwzględniono zalecenia wypracowane w ramach IV Krajowego Sympozjum:<br />
„Reakcje biologiczne drzew na zanieczyszczenia przemysłowe”, zorganizowanego<br />
w 2001 r. przez Instytut Dendrologii PAN w Kórniku.<br />
Wyniki i dyskusja. Wyniki monitoringu chemicznego gleb w sąsiedztwie dróg cementowo-gruntowych<br />
nie wskazują na intensywne wypłukiwanie i migrowanie związków<br />
chemicznych do środowiska glebowego. Nie zarysowały się także wyraźne różnice wpływu<br />
poszczególnych rodzajów cementów na koncentrację pierwiastków śladowych i chlorków<br />
266
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
w glebach sąsiadujących z odcinkami doświadczalnymi. Stężenia metali ciężkich w glebach<br />
stref ekotonowych sąsiadujących z cementowo-gruntowymi odcinkami doświadczalnymi<br />
nie przekraczały wartości dopuszczalnych przyjętych dla obszarów chronionych. Nieznaczny<br />
wzrost zawartości niektórych pierwiastków metalicznych w glebach po wybudowaniu<br />
odcinków doświadczalnych nie skutkował wyraźnymi zmianami warunków glebowych i nie<br />
spowodował destabilizacji homeostazy środowiska glebowego stref ekotonowych.<br />
Intensywność wypłukiwania metali ciężkich i wskaźników zasolenia zależały w znacznym<br />
stopniu od stanu reologicznego badanych kompozytów. Badania specjacyjne wykonane<br />
metodą ekstrakcji sekwencyjnej wykazały, że udział poszczególnych form chromu<br />
w glebach stref ekotonowych sąsiadujących z odcinkami cementowo-gruntowymi kształtował<br />
się podobnie, jak w próbkach gleb ze strefy ekotonowej odcinka kontrolnego. Chrom<br />
w glebach stref ekotonowych występował głównie w formach: tlenkowej, organicznej oraz<br />
jako trwale unieruchomiony w sieci krystalicznej minerałów pierwotnych i wtórnych. Frakcje<br />
biodostępne (wymienna i węglanowa) stanowiły łącznie ok. 10% ogólnej zawartości<br />
chromu, przy czym frakcja wymienna – najbardziej dostępna dla organizmów żywych –<br />
stanowiła zaledwie 0,1% ilości całkowitej.<br />
Badania chemoindykacyjne aparatu asymilacyjnego wykazały niewielki wpływ cementowo-gruntowych<br />
podbudów drogowych na biokumulację w aparacie asymilacyjnym<br />
kadmu, kobaltu, miedzi, ołowiu, cynku i żelaza oraz zawartość chlorków i siarczanów. Fitokumulacja<br />
badanych metali ciężkich po wykonaniu stabilizacji odcinków doświadczalnych<br />
nie doprowadziła do przekroczenia progu fizjologicznego lub progu toksyczności<br />
u większości gatunków drzew. Nie wykazano też wyraźnego wpływu cementowo-gruntowych<br />
podbudów drogowych na odczyn aparatu asymilacyjnego drzew i runa.<br />
Największą koncentrację pierwiastków śladowych na drogach wykonanych z odpadów<br />
energetycznych wykazywały nawierzchnie z żużla wielkopiecowego granulowanego oraz<br />
z łupka nieprzepalonego, po 7-letnim okresie eksploatacji (przekroczone wskaźniki dla<br />
obszarów kategorii A).<br />
Odcinki doświadczalne wykonane z łupka przywęglowego przepalonego nie były<br />
istotnym źródłem pierwiastków śladowych. Gleby spełniały wymogi określone dla obszarów<br />
najczystszych (obszar A).<br />
Koncentracja pierwiastków śladowych w nawierzchni z gruntów stabilizowanych popiołami<br />
lotnymi z węgla brunatnego była niewielka i w przypadku cynku, niklu, kadmu,<br />
miedzi i ołowiu odpowiadała dopuszczalnym stężeniom dla terenów chronionych i leśnych.<br />
Proces migracji pionowej i poziomej badanych pierwiastków śladowych był bardzo<br />
ograniczony. Stężenia metali w glebie z odwiertów na skraju lasu były zbliżone do stężeń<br />
na powierzchniach kontrolnych.<br />
Badania chemiczne zawartości pierwiastków z nawierzchni z łupka przywęglowego<br />
nieprzepalonego po 4-letnim użytkowaniu pozwoliły na sklasyfikowanie jej do obszaru<br />
spełniającego wymagania dla kategorii B. Wskaźniki wyznaczone dla obszarów kategorii<br />
A zostały przekroczone w odniesieniu do niklu i miedzi.<br />
Nawierzchnia z żużla paleniskowego zawierała większe ilości niklu i miedzi od dopuszczalnych<br />
norm dla obszarów typu A.<br />
Przeprowadzone badania nie wykazały znaczącej koncentracji pierwiastków śladowych<br />
w większości z badanych nawierzchni. Nie stwierdzono także intensywnego wymywania<br />
pierwiastków z nawierzchni do gleby leśnej oraz ich kumulacji w igłach drzew rosnących<br />
w sąsiedztwie pasa drogowego (tab.2).<br />
Zawartości pierwiastków w igłach pobranych ze stref oddziaływania nawierzchni były<br />
tylko na ogół nieznacznie większe od koncentracji zanotowanych w igłach pobranych<br />
w strefach kontrolnych i nie odbiegały znacząco od średnich stężeń notowanych w gatunkach<br />
drzewiastych [Kabata-Pendias 1999; Greszta i Panek 1989].<br />
267
Bioakumulacja<br />
Przeprowadzona analiza zmian morfologicznych drzew rosnących w sąsiedztwie drogi<br />
nie wykazała istotnych makroskopowych objawów toksycznego działania pierwiastków śladowych<br />
na aparat asymilacyjny sosny zwyczajnej. Stężenia badanych pierwiastków śladowych<br />
mieściły się w granicach braku objawów toksyczności i nie wywoływały zauważalnych<br />
zmian stanu zdrowotnego.<br />
Tabela 1. Zawartość pierwiastków śladowych w badanych nawierzchniach i leśnej glebie strefy<br />
przydrożnej<br />
Głębokość<br />
Pierwiastek (mg·kg -1 )<br />
i miejsce pobrania<br />
próbek<br />
Zn Ni Cd Fe Cu Pb<br />
Droga z żużla wielkopiecowego granulowanego<br />
Nawierzchnia 1907,35 75,01 11,59 80915,0 19,51 503,59<br />
0,3m 24,60 6,50 0,60 1200,00 14,80 20,50<br />
2,0m 8,90 2,50 0,65 1000,00 2,60 9,60<br />
Droga z łupka przywęglowego przepalonego<br />
Nawierzchnia 43,90 17,78 0,30 29094,5 23,60 25,04<br />
0,3m 15,30 3,39 0,00 4425,0 3,50 8,20<br />
2,0m 12,10 1,32 0,00 2547,0 2,20 3,00<br />
Droga z popiołu lotnego z węgla brunatnego<br />
Nawierzchnia 14,30 9,11 0,63 96<strong>31</strong>,0 6,94 8,47<br />
0,3m 9,10 1,90 0,05 3900,0 2,10 5,20<br />
2,0m 9,50 2,10 0,09 2000,0 3,00 4,60<br />
Droga z łupka przywęglowego nieprzepalonego, po 3-letniej eksploatacji<br />
Nawierzchnia 73,99 44,18 1,01 27684,0 34,56 34,20<br />
0,3m 24,60 11,50 0,60 4800,0 12,16 10,50<br />
2,0m 33,00 7,02 0,60 2500,0 10,10 9,60<br />
Droga z łupka przywęglowego nieprzepalonego, po 4-letniej eksploatacji<br />
Nawierzchnia 85,12 51,06 0,98 26376,5 <strong>31</strong>,81 29,50<br />
0,3m 0,60 9,90 0,60 4000,0 4,50 10,20<br />
2,0m 25,00 13,20 0,68 2500,0 8,20 8,90<br />
Droga z łupka przywęglowego nieprzepalonego, po 7-letniej eksploatacji<br />
Nawierzchnia 135,58 49,41 1,08 22750,0 35,75 32,09<br />
0,3m 19,80 7,50 0,52 4600,0 4,30 6,30<br />
2,0m 7,50 10,00 0,54 2460,0 8,70 6,50<br />
Droga z żużla paleniskowego<br />
Nawierzchnia<br />
drogowa<br />
26,10 44,18 0,87 10637,0 51,79 8,57<br />
0,3m 22,40 3,04 0,70 2900,0 10,00 10,00<br />
2,0m 19,50 5,87 0,67 2400,0 10,00 9,00<br />
Droga z piasku stabilizowanego cementem hutniczym<br />
Nawierzchnia<br />
drogowa<br />
46,55 17,03 0,32 241,14 15,77 18,43<br />
0,3m 14,84 12,43 0,11 3396,69 2,87 8,48<br />
2,0m 19,19 19,21 0,13 5787,36 5,36 13,52<br />
268
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 2. Zawartość pierwiastków śladowych w igłach sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.)<br />
Rodzaj nawierzchni<br />
Żużel wielkopiecowy<br />
granulowany<br />
Łupek przepalony<br />
Popiół lotny z węgla<br />
brunatnego<br />
Nawierzchnia z łupka<br />
nieprzepalonego<br />
(3-letnia)<br />
Nawierzchnia z łupka<br />
nieprzepalonego (4-letnia)<br />
Nawierzchnia z łupka<br />
nieprzepalonego<br />
(7-letnia)<br />
Żużel paleniskowy<br />
Piasek stabilizowany<br />
cementem hutniczym<br />
Strefa drzewostanu<br />
Średnia zawartość pierwiastka w igłach (mg/kg)<br />
Zn Ni Cd Fe Cu Pb Mn<br />
przydrożna 78,56 10,29 1,12 199,23 7,29 6,12 781,43<br />
kontrolna 17,35 4,22 0,11 132,00 2,28 3,23 488,02<br />
przydrożna 35,80 1,10 0,00 72,60 6,10 0,00 142,50<br />
kontrolna 34,20 0,00 0,00 39,40 5,00 0,00 207,50<br />
przydrożna 32,13 0,98 0,01 63,50 5,90 0,02 136,59<br />
kontrolna 30,11 0,02 0,00 38,44 4,10 0,00 197,54<br />
przydrożna 69,28 5,40 1,20 110,5 4,80 7,90 1380,0<br />
kontrolna 65,90 4,90 0,92 94,0 5,60 7,60 1470,0<br />
przydrożna 70,88 7,96 1,51 162,0 4,29 8,07 1446,0<br />
kontrolna 67,61 7,09 0,96 158,0 5,01 7,13 1575,0<br />
przydrożna 60,99 6,79 0,86 120,5 3,51 7,20 437,0<br />
kontrolna 59,47 5,50 0,96 112,4 3,<strong>31</strong> 7,25 485,0<br />
przydrożna 54,80 7,90 2,70 128,00 4,20 7,90 516,00<br />
kontrolna 56,50 4,50 1,00 120,00 3,30 7,30 485,00<br />
przydrożna 20,42 7,23 0,02 1<strong>31</strong>,02 4,23 4,02 582,23<br />
kontrolna 18,96 6,09 0,10 129,00 3,42 3,87 498,32<br />
Wnioski. Na podstawie wyników przeprowadzonych badań i ich analizy sformułowano<br />
następujące wnioski<br />
1. Odcinki doświadczalne wzmocnione testowanymi rodzajami cementów nie wpłynęły<br />
destabilizująco na równowagę przyrodniczą przydrożnych stref ekotonowych LMśw.<br />
2. Intensywność wypłukiwania pierwiastków śladowych zależy w znacznym stopniu od<br />
stanu reologicznego badanych materiałów drogowych, dotyczy to w szczególności<br />
kompozytów cementowo-gruntowych.<br />
3. Najwyższe koncentracje pierwiastków śladowych odnotowano w żużlu wielkopiecowym<br />
granulowanym, którego bez przeprowadzenia wcześniejszych analiz składu chemicznego,<br />
nie zaleca się stosować, jako materiału wzmacniającego gruntowe nawierzchnie<br />
dróg leśnych.<br />
PISMIENNICTWO<br />
Czerniak A. 2004. Zanieczyszczenie i bioindykacja stref ekotonowych lasu mieszanego świeżego<br />
(LMśw) w zasięgu oddziaływania cementowo-gruntowych podbudów drogowych. Rozprawa<br />
habilitacyjna. Wydawnictwo AR w Poznaniu z. 357.<br />
Czerniak A. 2005. Wpływ ruchu pojazdów leśnych na zawartość metali ciężkich w glebie leśnych stref<br />
ekotonowych. Roczniki AR w Poznaniu, Melioracje i Inżynieria Środowiska 26: 83–90.<br />
Czerniak A. 2006. Ekologiczne aspekty stosowania gruntocementów drogowych w środowisku<br />
leśnym. Sprawozdanie końcowe z grantu KBN (2003–2006), <strong>nr</strong> 3 P06L 026 25.<br />
Greszta J., Panek E. 1989. Wpływ metali ciężkich na drzewa. Życie drzew w skażonym środowisku.<br />
Państwowe Wyd. Nauk., Warszawa-Poznań: 195–221.<br />
269
Bioakumulacja<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. (1999). Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa:<br />
398.<br />
Kamiński B., Czerniak A., Okoński B., Grajewski S. 2000. Ocena wpływu na otaczający ekosystem<br />
dróg leśnych z wybranych materiałów odpadowych oraz bezpieczeństwo ich stosowania<br />
poprzez określenie stopnia migracji mikroelementów niebezpiecznych dla środowiska.<br />
Sprawozdanie końcowe z grantu branżowego <strong>nr</strong> 9/98 dla Dyrekcji Generalnej Lasów Państwowych,<br />
czas realizacji 1998 – 2000: 60.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości<br />
gleby oraz standardów jakości ziemi (DzU z 2002 r. <strong>nr</strong> 165, poz.1359).<br />
Siepak J. 2003. Kierunki i tendencje rozwoju współczesnej analityki próbek środowiskowych.<br />
Zeszyty Naukowe Wydziału Budownictwa i Inżynierii Środowiska Politechniki Koszalińskiej,<br />
<strong>nr</strong> 21, seria Inżynieria Środowiska, Wyd. Uczel. P.K.: 53–78.<br />
Trace elements in soil land and Scots pine (Pinus sylvestris L.)<br />
needles in the vicinity of forest routs<br />
Forest routs are the main technical infrastructure in forests which enable to lead reasonable<br />
forest economy, fire protection as well as forest protection. More than 80% forest<br />
routs are ground routs. Road-building technologies utilize some industrial waste materials<br />
quite frequently for the sake of economic reason. By-products of coal utilization for energy<br />
generation purpose are the most widely used (granulated blast furnace slag and cinders).<br />
The purpose of the paper was describing same trace elements concentrations in different<br />
forest routs, soils neighboring the roads as well as assimilative organs of forest trees<br />
growing in the road vicinity with the pavement constructed on the basis of technologies with<br />
utilization of some waste materials.<br />
The highest level of trace elements concentration in assimilative organs of Scots pine<br />
was observed in neighboring with granulated blast furnace slag. An insignificant increase in<br />
the content of some trace elements did not result in distinct changes in morphology of Scots<br />
pine needles.<br />
Concentrations of trace elements in Scots pine needles growing in the vicinity of other<br />
routs were formed in inconsiderable higher levels that of the samples of the soils collected<br />
from the ecotone zone of the control section and did not exceed the average content in<br />
plants. As a result of the chemical investigations, no strong negative influence of the trace<br />
elements on trees growing in ecotone zones was found.<br />
270
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ZAWARTOŚĆ METALI CIĘŻKICH (Pb, Cu, Zn, Fe) W ROŚLINACH ZEBRANYCH<br />
W POBLIŻU PARKINGÓW I WYBRANYCH TRAS TURYSTYCZNYCH NA SZLAKU<br />
PIASTOWSKIM PO WIELKOPOLSCE*<br />
WPROWADZENIE. Spośród kilkudziesięciu szlaków turystycznych przebiegających<br />
przez Polskę Szlak Piastowski jest jednym z najbardziej atrakcyjnych. Wzdłuż tego szlaku<br />
znajdują się miejscowości pełne zabytków od zarania naszej państwowości po czasy<br />
współczesne. Unikatowość niektórych z nich sprawia, że rejon ten odwiedza coraz więcej<br />
turystów (w tym turystów zmotoryzowanych). To z kolei wpływa na skażenie środowiska<br />
naturalnego ołowiem i innymi metalami ciężkimi [Jagiełło i in. 2003; Jarosz 1994; Kaniuczak<br />
i in. 2003; Lipiec, Matras 2000; Maciejewska i in. 1995; Trzaskoś, Dzida 1995; Wierzchowska-Renke<br />
1998; Wybieralski, Maciejewska 1999, 2001].<br />
W sąsiedztwie parkingów zlokalizowanych obok odwiedzanych przez turystów obiektów<br />
położone są łąki, pastwiska, sady i ogrody. Stąd nieuniknione jest w tamtych rejonach<br />
naruszenie naturalnych procesów biogeochemicznych zachodzących w biosferze [Baranowska-Morek<br />
i in. 2005; Kabata-Pendias, Pendias 1993]. Niektóre pierwiastki śladowe<br />
obecne w nadmiarze w roślinach rosnących w miejscach o znacznym nasileniu ruchu samochodowego<br />
mogą zakłócać równowagę środowiska naturalnego, powodując zaburzenia<br />
rozwoju świata roślinnego [Kabata-Pendias, Pendias 1993; Wierzbicka 1995]. Może to też<br />
bezpośrednio i pośrednio wpływać nawet na zdrowie człowieka [Borovik 1990].<br />
Dlatego też celem niniejszych badań była ocena stopnia zanieczyszczenia ołowiem,<br />
miedzią, cynkiem i żelazem roślin rosnących w pobliżu miejsc parkowania i na sąsiadujących<br />
z nimi terenach użytkowanych rolniczo, w wybranych miastach i wioskach Wielkopolski.<br />
POŁOŻENIE TERENU OBJĘTEGO BADANIAMI. Badaniami objęto teren Wielkopolski<br />
wzdłuż Szlaku Piastowskiego, w kształcie charakterystycznej ósemki, ze Żnina do Poznania<br />
i z Mogilna, przez Gniezno, do Swarzędza. Wybrano miejsca parkingowe obok najliczniej<br />
odwiedzanych przez turystów obiektów na tej trasie turystycznej oraz oddalone od<br />
nich o ok. 500–1500 m tereny użytkowane rolniczo lub, w razie ich braku, miejskie trawniki.<br />
Punkty pomiarowe zlokalizowano:<br />
• w pobliżu dworca Kolejki Wąskotorowej w Żninie – stanowisko 1,<br />
• w sąsiedztwie Muzeum Kolejki Wąskotorowej w Wenecji – stanowisko 2,<br />
• obok Muzeum Archeologicznego w Biskupinie – stanowisko 3,<br />
• na Ostrowie Lednickim – stanowisko 4,<br />
• w Pobiedziskach, przed Muzeum Miniatur Szlaku Piastowskiego – stanowisko 5,<br />
• w okolicy Starego Rynku w Poznaniu – stanowisko 6,<br />
• obok Kościoła św. Jana Ewangelisty w Mogilnie – stanowisko 7,<br />
• przed katedrą w Gnieźnie – stanowisko 8,<br />
• w okolicy skansenu pszczelarskiego w Swarzędzu – stanowisko 9.<br />
MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ. Próbki roślin do analiz chemicznych pobrano w roku<br />
2006, dwukrotnie w sezonie wegetacyjnym (w maju i we wrześniu), z trawników bądź przydrożnych<br />
rowów położonych w najbliższej odległości od miejsc parkowania (stanowiska 1–9)<br />
oraz z łąk, pastwisk, sadów, ogrodów lub trawników położonych maksymalnie w odległości<br />
do 1500 m od wybranych parkingów (stanowiska 1a–9a). Badaniami objęto rośliny dominujące<br />
na wszystkich stanowiskach, które podzielono na trawy, dwuliścienne motylkowate<br />
* Dr inż. Małgorzata Maciejewska, prof. dr hab. Jerzy Wybieralski, mgr inż. Danuta Brzostowska-<br />
-Żelechowska – Katedra Chemii Ogólnej, Wydział Kształtowania Środowiska i Rolnictwa, Akademia<br />
Rolnicza w Szczecinie.<br />
271
Bioakumulacja<br />
i zioła, w celu ustalenia tych gatunków, które najmniej i najwięcej kumulowały w swoich organach<br />
metali ciężkich. Wybrano rośliny zaliczane do roślin stanowiących bardzo dobre pasze:<br />
wiechlinę łąkową (Poa pratensis), koniczynę białą (Trifolium repens) i mniszka pospolitego<br />
(Taraxacum officinale).<br />
Z każdego stanowiska pobierano materiał roślinny w sześciu punktach o łącznej powierzchni<br />
ok. 0,5 m 2 , w celu uzyskania najbardziej reprezentatywnej średniej próby. Ograniczono<br />
się do zbierania części nadziemnych roślin, ponieważ przede wszystkim te części<br />
(liście, łodygi, kwiaty) są spożywane przez zwierzęta.<br />
Materiał po wysuszeniu i zmieleniu poddano obróbce chemicznej (mineralizacji na mokro),<br />
zgodnie z zaleceniami Ostrowskiej i in. [1991]. Zawartość wybranych pierwiastków<br />
oznaczono metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej AAS. Otrzymane wyniki poddano<br />
analizie statystycznej testem Tuckeya, wyliczając półprzedziały ufności dla poziomu istotności<br />
p = 0,05.<br />
WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA. Zawartość ołowiu w materiale roślinnym uzależniona<br />
była od gatunku rośliny, miejsca, a także terminu poboru próbek (tab. 1). Najmniejszą kumulację<br />
tego pierwiastka stwierdzono u mniszka pospolitego rosnącego na łące w Pobiedziskach<br />
(3,4 mg·kg -1 – wiosną, 3,9 mg·kg -1 – jesienią) i było to jedyne miejsce, gdzie nie<br />
zostały przekroczone krytyczne stężenia ołowiu dla roślin, które – zdaniem Kabaty-Pendias<br />
i Pendiasa [1999] – zawierają się w granicach 30–300 mg·kg -1 . Spośród analizowanych<br />
miejsc badawczych, zarówno rośliny zebrane z łąki obok parkingu w Biskupinie, jak i z oddalonego<br />
od niej o 1 km pola charakteryzowała największa ilość tego składnika (od 50,1<br />
mg·kg -1 do 55,3 na polu i od 51,8 mg·kg -1 do 63,6 mg·kg -1 obok parkingu). Zjawisko to nasiliło<br />
się znacznie w okresie jesiennym, na co wpłynął niewątpliwie termin poboru próbek, przypadający<br />
po „Dniach Biskupina”, kiedy to ruch turystyczny w tym rejonie był największy.<br />
Tabela 1. Zawartość ołowiu w materiale roślinnym [mg·kg -1 s.m.]<br />
Miejsce poboru prób<br />
Żnin 1<br />
1a<br />
Wenecja 2<br />
2a<br />
Biskupin 3<br />
3a<br />
Ostrów<br />
Lednicki<br />
4<br />
4a<br />
Pobiedziska 5<br />
5a<br />
Poznań 6<br />
6a<br />
Mogilno 7<br />
7a<br />
Gniezno 8<br />
8a<br />
Swarzędz 9<br />
9a<br />
Roślina<br />
Poa pratensis Trifolium repens Taraxacum officinale<br />
wiosna jesień wiosna jesień wiosna jesień<br />
33,0<br />
32,5<br />
32,5<br />
30,7<br />
54,5<br />
53,8<br />
38,5<br />
37,3<br />
6,8<br />
3,9<br />
47,6<br />
44,4<br />
34,6<br />
<strong>31</strong>,4<br />
45,8<br />
41,9<br />
33,4<br />
30,9<br />
33,9<br />
33,3<br />
33,7<br />
<strong>31</strong>,4<br />
57,6<br />
54,9<br />
39,1<br />
37,9<br />
7,3<br />
4,2<br />
47,9<br />
45,3<br />
35,2<br />
<strong>31</strong>,8<br />
46,2<br />
42,5<br />
34,0<br />
32,5<br />
35,2<br />
34,9<br />
34,8<br />
34,0<br />
59,2<br />
54,7<br />
40,5<br />
37,2<br />
10,3<br />
4,8<br />
49,2<br />
47,8<br />
35,9<br />
<strong>31</strong>,6<br />
48,1<br />
44,0<br />
35,3<br />
<strong>31</strong>,4<br />
36,3<br />
36,0<br />
37,3<br />
37,5<br />
63,6<br />
55,3<br />
43,8<br />
39,5<br />
11,6<br />
5,1<br />
51,6<br />
49,0<br />
36,6<br />
32,8<br />
49,3<br />
45,1<br />
37,6<br />
33,5<br />
32,4<br />
<strong>31</strong>,7<br />
<strong>31</strong>,2<br />
29,9<br />
51,8<br />
50,1<br />
37,9<br />
35,3<br />
8,5<br />
3,4<br />
45,3<br />
43,7<br />
33,5<br />
<strong>31</strong>,0<br />
43,4<br />
41,3<br />
29,0<br />
30,8<br />
NIR 0,05<br />
1–9: 3,02 1a–9a: 2,34<br />
33,8<br />
<strong>31</strong>,9<br />
33,5<br />
30,9<br />
53,5<br />
52,3<br />
38,4<br />
36,7<br />
8,6<br />
3,9<br />
47,9<br />
44,3<br />
34,8<br />
<strong>31</strong>,2<br />
44,7<br />
43,2<br />
<strong>31</strong>,3<br />
30,2<br />
272
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Wyniki przeprowadzonych badań w pełni korespondują z wcześniejszymi wynikami<br />
prac wielu autorów prowadzonymi w miejscach wzmożonego ruchu turystycznego [Maciejewska,<br />
Wybieralski 2005, 2006], obok miejsc parkowania [Maciejewska i in. 1995; Wybieralski,<br />
Maciejewska 1999, 2001] i przy szlakach komunikacyjnych [Jagiełło i in. 2003; Jarosz<br />
1994; Kaniuczak i in. 2003; Lipiec, Matras 2000; Trzaskoś, Dzida 1995; Wierzchowska-<br />
Renke 1998]. Autorzy zwracali w swoich pracach uwagę na konieczność prowadzenia monitoringu<br />
na tego typu terenach z uwagi na rosnącą koncentrację ołowiu w roślinności, co<br />
w następstwie może stanowić zagrożenie dla zdrowia człowieka i zwierząt.<br />
Koncentracja miedzi mieściła się w następujących granicach: w wiechlinie łąkowej: od<br />
3,1 mg·kg -1 na łące w Pobiedziskach i na Ostrowiu Lednickim do 9,6 mg·kg -1 na parkingu<br />
w Poznaniu, w mniszku pospolitym od 3,4 mg·kg -1 na Ostrowiu Lednickim do 13,8 mg·kg -1<br />
w Biskupinie, a w koniczynie białej od 4,0 mg·kg -1 w Pobiedziskach do 22,4 mg·kg -1 w Mogilnie<br />
i 22,8 mg·kg -1 w Poznaniu (tab. 2).<br />
Tabela 2. Zawartość miedzi w materiale roślinnym [mg·kg -1 s.m.]<br />
Miejsce poboru prób<br />
Żnin<br />
Wenecja<br />
Biskupin<br />
Ostrów Lednicki<br />
Pobiedziska<br />
Poznań<br />
Mogilno<br />
Gniezno<br />
Swarzędz<br />
1<br />
1a<br />
2<br />
2a<br />
3<br />
3a<br />
4<br />
4a<br />
5<br />
5a<br />
6<br />
6a<br />
7<br />
7a<br />
8<br />
8a<br />
9<br />
9a<br />
Roślina<br />
Poa pratensis Trifolium repens Taraxacum officinale<br />
wiosna jesień wiosna jesień wiosna jesień<br />
5,3<br />
4,7<br />
3,9<br />
3,6<br />
3,8<br />
3,3<br />
3,1<br />
3,1<br />
3,6<br />
3,1<br />
8,9<br />
8,3<br />
5,3<br />
4,9<br />
4,9<br />
4,6<br />
4,3<br />
3,7<br />
4,9<br />
4,5<br />
4,9<br />
3,7<br />
4,0<br />
3,6<br />
3,2<br />
3,1<br />
3,5<br />
3,3<br />
9,6<br />
9,0<br />
4,9<br />
4,7<br />
4,5<br />
3,8<br />
3,9<br />
3,8<br />
5,3<br />
4,9<br />
5,4<br />
4,7<br />
14,8<br />
10,9<br />
4,8<br />
4,1<br />
5,8<br />
4,0<br />
21,6<br />
20,3<br />
22,4<br />
20,5<br />
5,2<br />
4,9<br />
6,2<br />
4,8<br />
5,4<br />
5,1<br />
5,0<br />
4,9<br />
13,8<br />
11,7<br />
4,5<br />
4,3<br />
5,1<br />
4,3<br />
22,8<br />
19,2<br />
21,9<br />
19,3<br />
5,7<br />
5,3<br />
5,8<br />
4,6<br />
4,9<br />
4,2<br />
4,6<br />
4,5<br />
13,4<br />
10,6<br />
3,6<br />
3,4<br />
4,2<br />
3,8<br />
5,7<br />
5,0<br />
5,5<br />
5,3<br />
5,2<br />
4,7<br />
4,6<br />
4,1<br />
NIR 0,05<br />
1–9: 0,95 1a–9a: 1,10<br />
4,6<br />
4,4<br />
4,7<br />
4,3<br />
13,8<br />
10,5<br />
3,5<br />
3,4<br />
4,4<br />
3,8<br />
5,3<br />
4,7<br />
5,8<br />
5,1<br />
5,6<br />
4,0<br />
4,4<br />
4,3<br />
Z danych przedstawionych w tabeli wynika, że na poszczególnych stanowiskach próbki<br />
zebrane wiosną i jesienią nie różniły się zawartością tego pierwiastka na korzyść jednego<br />
z terminów. Na niektórych stanowiskach więcej miedzi zawierały rośliny zebrane wiosną,<br />
na innych zaś – jesienią. Spośród trzech badanych gatunków roślin, koniczynę białą<br />
charakteryzowała zawartość większej ilości miedzi niż w pozostałych roślinach. Potwierdzają<br />
to badania Maciejewskiej i in. [2007], prowadzone wzdłuż dróg lokalnych na trasie<br />
Szczecin–Poznań, oraz Kabaty-Pendias i Pendiasa [1993]. Ponadto na sześciu stanowiskach:<br />
3 i 3a, 6 i 6a oraz 7 i 7a, zawartości tego pierwiastka w koniczynie białej przekraczały<br />
wartości krytyczne (> 20 mg·kg -1 ), co nie jest już obojętne dla zwierząt spożywających tę<br />
roślinę. Wprawdzie same rośliny są stosunkowo odporne na zatrucie miedzią, ale antagonizm<br />
występujący między Cu–Fe oraz Cu–Zn przy nadmiarze miedzi może zakłócać po-<br />
273
Bioakumulacja<br />
bieranie dwóch pozostałych pierwiastków, wpływając tym samym na wartość pokarmową<br />
paszy [Kabata-Pendias, Pendias 1993]. Rozpatrując różnice w zawartości miedzi w roślinach<br />
z kolejno analizowanych stanowisk, stwierdzono, że bogatsze w ten pierwiastek były<br />
na ogół rośliny rosnące obok parkingów.<br />
Analiza zmian zawartości cynku w roślinach potwierdziła, podobnie jak w przypadku<br />
ołowiu, że miejsce poboru prób, a także termin zbierania roślin do analiz chemicznych nie<br />
był obojętny (tab. 3). Poziom tego pierwiastka w roślinach badanych wiosną kształtował<br />
się od 27,3 mg·kg -1 do 66,1 mg·kg -1 , a jesienią od 29,8 mg·kg -1 do 70,3 mg·kg -1 . Na uwagę<br />
zasługuje fakt, że koncentracja cynku u przedstawiciela traw i ziół rosnących na tych<br />
samych stanowiskach była bardzo zbliżona, w koniczynie białej zaś, znacznie większa.<br />
Wyjątek odnotowano jedynie u roślin zebranych w Poznaniu, gdzie we wszystkich gatunkach<br />
zawartości cynku były podobne, zbliżone do szkodliwych ilości tego pierwiastka –<br />
70,0 mg·kg -1 [Kabata-Pendias, Pendias 1993]. Większe ilości cynku u przedstawiciela roślin<br />
motylkowatych odnotowali w swoich pracach m.in. Kabata-Pendias i Pendias [1993]<br />
oraz Maciejewska i Wybieralski [2006], niemniej oznaczone na niektórych stanowiskach<br />
wysokie zawartości tego pierwiastka mogą być szkodliwe tylko dla roślin, ale mało toksyczne<br />
dla zwierząt. Zdaniem Kabaty-Pendias i Pendiasa [1993] dopiero przekroczenie<br />
poziomu 100 mg·kg -1 w paszach mogłoby, ze względu na duże interakcje, być przyczyną<br />
zatrucia tym pierwiastkiem zwierząt. Analizując zawartość cynku w roślinach ze wszystkich<br />
badanych miejsc, jednoznacznie można stwierdzić, że rośliny zebrane z terenów,<br />
gdzie odnotowano większy ruch pojazdów i rośliny rosnące obok największych parkingów<br />
zawierały więcej cynku. Badania Wierzchowskiej-Renke [1998] potwierdzają te wyniki.<br />
Autorka udowodniła podobną jak w niniejszej pracy współzależność między natężeniem<br />
ruchu samochodowego a gromadzeniem się cynku w roślinach.<br />
Tabela 3. Zawartość cynku w materiale roślinnym [mg·kg -1 s.m.]<br />
Miejsce poboru prób<br />
Żnin<br />
Wenecja<br />
Biskupin<br />
Ostrów Lednicki<br />
Pobiedziska<br />
Poznań<br />
Mogilno<br />
Gniezno<br />
Swarzędz<br />
1<br />
1a<br />
2<br />
2a<br />
3<br />
3a<br />
4<br />
4a<br />
5<br />
5a<br />
6<br />
6a<br />
7<br />
7a<br />
8<br />
8a<br />
9<br />
9a<br />
Roślina<br />
Poa pratensis Trifolium repens Taraxacum officinale<br />
wiosna jesień wiosna jesień wiosna jesień<br />
37,9<br />
35,3<br />
38,5<br />
33,8<br />
37,6<br />
34,1<br />
34,5<br />
<strong>31</strong>,6<br />
29,9<br />
27,3<br />
65,0<br />
62,6<br />
43,8<br />
40,7<br />
32,5<br />
29,4<br />
37,8<br />
<strong>31</strong>,4<br />
39,8<br />
38,6<br />
39,1<br />
35,6<br />
39,3<br />
36,0<br />
37,2<br />
33,8<br />
<strong>31</strong>,6<br />
29,8<br />
68,6<br />
65,2<br />
45,4<br />
44,2<br />
35,3<br />
<strong>31</strong>,8<br />
39,0<br />
33,5<br />
60,2<br />
45,8<br />
40,1<br />
39,3<br />
65,2<br />
54,7<br />
40,6<br />
39,8<br />
39,3<br />
30,5<br />
66,1<br />
59,2<br />
60,4<br />
49,8<br />
52,3<br />
38,0<br />
50,1<br />
49,6<br />
69,8<br />
53,6<br />
43,8<br />
39,9<br />
68,0<br />
60,3<br />
49,9<br />
48,6<br />
40,5<br />
33,7<br />
70,3<br />
63,8<br />
68,6<br />
54,9<br />
56,8<br />
38,4<br />
59,6<br />
53,8<br />
37,4<br />
36,0<br />
38,9<br />
33,5<br />
37,0<br />
33,8<br />
34,9<br />
30,9<br />
<strong>31</strong>,5<br />
28,0<br />
65,1<br />
62,6<br />
43,5<br />
40,2<br />
<strong>31</strong>,9<br />
<strong>31</strong>,3<br />
37,5<br />
30,4<br />
NIR 0,05<br />
1–9: 3,09 1a–9a: 2,74<br />
40,1<br />
38,7<br />
39,2<br />
39,0<br />
39,2<br />
37,1<br />
37,8<br />
33,4<br />
<strong>31</strong>,6<br />
29,9<br />
67,9<br />
63,0<br />
45,1<br />
44,5<br />
34,8<br />
32,6<br />
39,9<br />
34,2<br />
Poziom żelaza w roślinach zebranych na poszczególnych stanowiskach mieścił się<br />
274
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
w granicach: w wiechlinie łąkowej od 68,3 mg·kg -1 do 217,5 mg·kg -1 , w mniszku pospolitym<br />
od 69,9 mg·kg -1 do <strong>31</strong>4,4 mg·kg -1 i w koniczynie białej od 88,6 mg·kg -1 do 396,0 mg·kg -1<br />
(tab. 4). Termin pobierania prób do analiz nie miał tu ukierunkowanego znaczenia, natomiast<br />
zawartość tego pierwiastka w roślinach uzależniona była wyraźnie od gatunku rośliny<br />
i miejsca badań. W roślinach rozpatrywanych gatunków na większości stanowisk zawartość<br />
żelaza malała w sposób następujący: koniczyna biała > mniszek pospolity > wiechlina łąkowa.<br />
Wyjątek odnotowano jedynie jesienią na stanowisku 2 i 2a, na którym więcej tego pierwiastka<br />
stwierdzono u przedstawiciela traw niż w ziołach. Większe ilości żelaza w koniczynie<br />
białej, a potem kolejno w ziołach i w roślinach z grupy traw, potwierdzają wcześniejsze<br />
badania autorów prowadzone na wyspach: Wolin, Uznam i Karsibór [Maciejewska, Wybieralski<br />
2006]. Porównując z kolei wyniki uzyskane na stanowiskach badawczych, stwierdzono,<br />
że najwięcej badanego mikroelementu zawierały na większości stanowisk rośliny<br />
zebrane w Poznaniu, Mogilnie i w Biskupinie, najmniej natomiast na łąkach i pastwiskach<br />
w Swarzędzu, Gnieźnie i w Wenecji.<br />
Tabela 4. Zawartość żelaza w materiale roślinnym [mg·kg -1 s.m.]<br />
Miejsce poboru prób<br />
Żnin 1<br />
1a<br />
Wenecja 2<br />
2a<br />
Biskupin 3<br />
3a<br />
Ostrów Lednicki 4<br />
4a<br />
Pobiedziska 5<br />
5a<br />
Poznań 6<br />
6a<br />
Mogilno 7<br />
7a<br />
Gniezno 8<br />
8a<br />
Swarzędz 9<br />
9a<br />
Roślina<br />
Poa pratensis Trifolium repens Taraxacum officinale<br />
wiosna jesień wiosna jesień wiosna jesień<br />
126,5<br />
101,4<br />
84,8<br />
82,6<br />
135,2<br />
127,5<br />
93,2<br />
68,3<br />
93,6<br />
87,2<br />
87,6<br />
80,7<br />
217,5<br />
199,3<br />
74,5<br />
68,6<br />
93,8<br />
87,5<br />
99,5<br />
90,8<br />
84,6<br />
81,3<br />
141,3<br />
132,8<br />
99,5<br />
71,6<br />
90,8<br />
79,6<br />
93,9<br />
85,2<br />
204,9<br />
187,3<br />
72,1<br />
68,9<br />
99,9<br />
85,3<br />
156,5<br />
139,2<br />
123,5<br />
111,9<br />
233,5<br />
196,3<br />
147,8<br />
132,9<br />
126,9<br />
114,5<br />
385,3<br />
340,9<br />
236,5<br />
209,8<br />
118,2<br />
97,5<br />
104,3<br />
98,4<br />
150,9<br />
141,8<br />
116,4<br />
98,5<br />
218,4<br />
211,9<br />
143,5<br />
127,0<br />
130,7<br />
127,1<br />
396,0<br />
346,3<br />
214,2<br />
198,6<br />
104,9<br />
93,5<br />
115,6<br />
88,6<br />
137,8<br />
126,6<br />
85,9<br />
84,3<br />
<strong>31</strong>4,4<br />
277,5<br />
101,4<br />
96,3<br />
109,3<br />
105,4<br />
306,9<br />
283,5<br />
220,5<br />
208,0<br />
79,8<br />
83,5<br />
99,6<br />
91,4<br />
NIR 0,05<br />
1–9: 3,46 1a–9a: 3,19,<br />
141,4<br />
129,0<br />
77,3<br />
70,8<br />
328,6<br />
320,2<br />
140,9<br />
127,5<br />
119,8<br />
112,6<br />
<strong>31</strong>2,7<br />
305,2<br />
211,1<br />
189,5<br />
73,5<br />
69,9<br />
93,3<br />
87,6<br />
WNIOSKI. Wyniki przeprowadzonych badań i ich analiza pozwoliły na sformułowanie<br />
następujących wniosków:<br />
1. Rośliny zebrane z terenów sąsiadujących z przebiegającym szlakiem turystycznym po<br />
Wielkopolsce i miejscami parkowania kumulowały na ogół więcej metali ciężkich niż rośliny<br />
rosnące na oddalonych od nich ok. 1000 m terenach użytkowanych rolniczo lub<br />
trawnikach.<br />
2. Stężenia ołowiu w materiale roślinnym pobranym w okolicy największych parkingów<br />
przekraczały wartości toksyczne dla roślin, a pozostałych pierwiastków niebezpiecznie<br />
się do nich zbliżały.<br />
275
Bioakumulacja<br />
3. W badanym materiale roślinnym zebranym jesienią odnotowano na większości stanowisk<br />
większe ilości ołowiu i cynku. W przypadku miedzi i żelaza takiej zależności nie<br />
stwierdzono.<br />
4. Koncentracja metali ciężkich w koniczynie białej była z reguły wyższa aniżeli w wiechlinie<br />
łąkowej i mniszku pospolitym.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Baranowska-Morek A., Moes J., Wierzbicka M. H. 2005. Ołów w korzeniach roślin – pobieranie,<br />
transport i detoksykacja w ścianach komórkowych. Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia.<br />
t. III: 305–<strong>31</strong>0.<br />
Borovik A.S. 1990. Characterisation of metal ions in biological systems. W: Heavy metal tolerance<br />
in plants: evolutionary aspects. Shaw A.J. (red.) CRP Press Inc, Boca Raton, Florida: 3–5.<br />
Jagiełło A., Bożym M., Wacławek W. 2003. Zawartość metali ciężkich w glebie i roślinach dziko<br />
rosnących usytuawanych przy trasach komunikacyjnych Opola. Ekologia i Technika, vol. XI,<br />
<strong>nr</strong> 2: 20–24.<br />
Jarosz W. 1994. Zanieczyszczenie metalami ciężkimi traw rosnących na obrzeżach dróg. Medycyna<br />
Wet. 50(1): 23–26.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
Kaniuczak J., Trąba Cz., Godzisz J. 2003. Zawartość ołowiu i kadmu w glebach i roślinach przy<br />
wybranych szlakach komunikacyjnych regionu zamojskiego. Zesz. Probl.. Post. Nauk Rol.<br />
421a: 361–365.<br />
Lipiec A., Matras J. 2000. Zawartość ołowiu i kadmu w roślinności z trwałych użytków zielonych<br />
położonych w sąsiedztwie drogi Lublin-Warszawa. Materiały seminaryjne IMUZ 45: 95–99.<br />
Maciejewska M., Piasecki J., Cyran A. 1995. Akumulacja ołowiu w glebie i trawie na terenie miasta<br />
Szczecina. Rocz. Nauk Rol., ser. A, t. 111, z.1–2: 189–195.<br />
Maciejewska M., Wybieralski J. 2005. Zawartość wybranych składników mineralnych w roślinach<br />
zebranych w okolicy Międzyrzeckiego Rejonu Umocnionego (MRU). J. Elementol. 10(4):<br />
939–949.<br />
Maciejewska M., Wybieralski J. 2006. Content of some heavy metals in plants growing in the region<br />
of Świna and Dziwna river mouths to the Baltic sea. Polish J. Environ. Stud. vol. 15, no.<br />
5d: 337–346.<br />
Maciejewska M., Wybieralski J., Gibczyńska M., Jurgiel-Małecka G. 2007. Metale ciężkie w popularnych<br />
trawach, ziołach i roślinach motylkowatych rosnących wzdłuż dróg lokalnych numer<br />
10 i 24 na trasie Szczecin–Poznań. Ekol. Tech. <strong>nr</strong> 2 (87): 55–63.<br />
Trzaskoś M., Dzida M. 1995. Metale ciężkie w glebach na łąkowo-pastwiskowych terenach przyległych<br />
do autostrady. Zesz. Probl.. Post. Nauk Rol. 421a: 361–365.<br />
Ostrowska A., Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin.<br />
IOŚ, Warszawa.<br />
Wierzbicka M. 1995. Lead in the apoplast of Allium cepa L. root tips – ultrastructural studies.<br />
Plant Science 133: 105–119.<br />
Wierzchowska-Renke K. 1998. Metale ciężkie w roślinach rosnących na przydrożach. Chem. Inż.<br />
Ekol., t. 5(1–2): 105–111.<br />
Wybieralski J., Maciejewska M. 1999. Występowanie metali ciężkich na gruntach przylegających<br />
do pasa granicznego w Kołbaskowie, Lubieszynie i Osinowie Dolnym. Chem. Inż. Ekol.,<br />
t. 6(9): 921–929.<br />
Wybieralski J., Maciejewska M. 2001. Badania poziomu zanieczyszczeń metalami ciężkimi gleby<br />
i roślin na terenach przygranicznych w Rosówku koło Szczecina. Chem. Inż. Ekol., t. 8(7):<br />
741–748.<br />
276
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
HEAVY METAL (Pb, Cu, Zn, Fe) CONTENT IN PLANTS HARVESTED NEAR CAR PARKS<br />
AND CHOSEN TOURIST TRAILS ON PIASTOWSKI ROUTE IN WIELKOPOLSKA REGION<br />
Researches were conducted in 2006 (in May and in September) in car parks on Piastowski<br />
Tourist Route in Wielkopolska region (from Żnin to Poznań and from Mogilno to<br />
Swarzędz). Other measurement points were located on meadows, pastures, lawns, orchards<br />
or gardens 500–1500 m far from the track. As experimental plants there were chosen:<br />
Poa pratensis, Trifolium repens and Taraxacum officinale.<br />
There was staded higher concentration of all analysed heavy metals in plants growing<br />
close to car parks than in those taken from areas situated far from parking space. Lead content<br />
in plants growing close to the biggest car park exceeded toxic values. Plants collected<br />
in autumn had higher concentration of lead and zinc. Moreover, higher amounts of Pb, Cu,<br />
Zn, and Fe were mainly determined in Trifolium repens than in other plants.<br />
277
Bioakumulacja<br />
AKUMULACJA METALI CIĘŻKICH W GLEBACH I ROŚLINNOŚCI TRAWIASTEJ PRZY<br />
TRASACH SZYBKIEGO RUCHU*<br />
wprowadzenie. Metale ciężkie są naturalnym składnikiem litosfery i biosfery, przy<br />
czym wskutek rozwoju współczesnych technologii produkujących duże ilości pyłów, odpadów<br />
i ścieków notowany jest wzrost ich zawartości w środowisku przyrodniczym. Zanieczyszczenie<br />
gleb metalami ciężkimi obok ich bezpośredniej szkodliwości dla środowiska<br />
(m.in. skażenie wód gruntowych czy toksyczne oddziaływanie na florę i faunę glebową)<br />
prowadzi także do włączania metali ciężkich w łańcuch troficzny i stwarza niebezpieczeństwo<br />
dla zdrowia człowieka. Wiadomo, że zarówno bioprzyswajalność metali ciężkich, jak<br />
i ich migracja w łańcuchu troficznym są uwarunkowane wieloma czynnikami, w tym m.in.<br />
ich koncentracją i specjacją chemiczną, pH gleby oraz warunkami redoks występującymi<br />
w glebach. Generalnie w środowisku kwaśnym czy w niekorzystnych warunkach redoks<br />
zwiększa się biodostępność wielu metali ciężkich, tak że nawet w środowisku uznanym za<br />
czyste chemicznie (tj. w warunkach naturalnej, fizjologicznej zawartości metali w glebie) rośliny<br />
mogą je gromadzić w nadmiarze. Stąd też uzasadniony jest monitoring gleb i roślin,<br />
zwłaszcza roślin konsumpcyjnych, nie tylko na terenach zdegradowanych, ale także na terenach<br />
uznanych za czyste pod względem chemicznym, np. na terenach rolniczych, które<br />
znajdują się w strefie zagrożenia, m.in. w rejonie oddziaływania lokalnych emitorów zanieczyszczeń.<br />
Skład chemiczny materiałów eksplotacyjnych i paliw ma decydujący wpływ na<br />
zanieczyszczenie gleb przy trasach komunikacyjnych. Zagrożenie od motoryzacji będzie<br />
wzrastać w związku z prognozowanym zwiększeniem się natężenia ruchu, programem budowy<br />
autostrad oraz tranzytowym położeniem Polski w Europie.<br />
MATERIAŁ I METODY. Celem pracy była ocena stopnia zanieczyszczenia metalami<br />
ciężkimi (miedź Cu, cynk Zn, kadm Cd i ołów Pb) gleb i roślinności trawiastej w pobliżu wybranych<br />
ciągów komunikacyjnych Warszawy. Aby zrealizować powyższy cel, oprócz oznaczenia<br />
całkowitych stężeń pierwiastków śladowych w analizowanym materiale badawczym,<br />
przeprowadzono wiele dodatkowych badań, umożliwiających określenie stężeń form biodostępnych<br />
metali ciężkich w próbkach gleb oraz określenie stężeń miedzi (Cu), cynku (Zn),<br />
kadmu (Cd) i ołowiu (Pb) w części naziemnej i korzeniowej roślinności z uwzględnieniem<br />
charakterystyki chemicznej gleb. Próbki gleby pobrano w dwóch ruchliwych punktach Warszawy<br />
(Pole Mokotowskie przy Trasie Łazienkowskiej oraz okolice „Centrum Olimpijskiego”<br />
przy Wisłostradzie). Trzeci punkt poboru usytuowany był przy ruchliwej trasie wylotowej<br />
E-7 z Warszawy do Gdańska (okolice Dziekanowa Leśnego). Z wytypowanych obszarów<br />
badawczych pobierano trzy próbki w określonej odległości od jezdni: 1m, 30 m i 50 metrów<br />
od ciągu komunikacyjnego.<br />
W celu usystematyzowania poszczególnych stanowisk poboru prób wprowadzono następujące<br />
oznaczenia:<br />
• 1.1 – stanowisko <strong>nr</strong> 1 z 1 m odległością od jezdni;<br />
• 1.2 – stanowisko <strong>nr</strong> 1 z 30 m odległością od jezdni;<br />
• 1.3 – stanowisko <strong>nr</strong> 1 z 50 m odległością od jezdni.<br />
Analogiczne oznaczenia dotyczą dwóch pozostałych stanowisk (<strong>nr</strong> 2, <strong>nr</strong> 3). Pobrane<br />
próbki gleb (z wierzchniej warstwy (0–10 cm) wraz z roślinnością suszono w temperaturze<br />
pokojowej. W każdej z 9 pobranych próbek roślinności wydzielono część naziemną i korzeniową.<br />
Do analizy chemicznej gleb obejmującej okreslenie odczyny (pH), kwasowości<br />
* Dr Krystyna Niesiobędzka, dr Elżbieta Krajewska – Instytut Systemów Inżynierii Środowiska,<br />
Politechnika Warszawska oraz Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa w Ciechanowie.<br />
278
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
hydrolitycznej H h,<br />
sumy zasad w kompleksie sorpcyjnym (S), stopnia wysycenia kompleksu<br />
sorpcyjnego oraz zawartości substancji organicznej (X s. org.<br />
), użyto frakcji gleby przesianej<br />
przez sito o średnicy oczek 1mm. Wszystkie oznaczenia prowadzono metodami<br />
powszechnie stosowanymi w gleboznawstwie [Ostrowska 1991]. Stężenia metali ciężkich<br />
i ich form biodostępnych oznaczono metodą spektrometrii atomowej (AAS). W celu wyizolowania<br />
form biodostępnych metali zastosowano metodę pojedynczej ekstrakcji za pomocą<br />
0,05 M EDTA [Ure 1996].<br />
WYNIKI BADAŃ. Analiza chemiczna gleb (tab.1.) wykazała, że pH gleb mieściło się<br />
w zakresie od 4,4 do 7,9, a kwasowość hydrolityczna H h<br />
przyjmowała wartości od 3,75 do<br />
25,5 cmol(+)/kg. Najwyższe wartości tego wskaźnika odnotowano w próbkach pobranych<br />
ze stanowiska <strong>nr</strong> 3, które charakteryzuje odczyn kwaśny. Z kwasowością hydrolityczną skorelowana<br />
była również suma zasadowych kationów wymiennych (S) w kompleksie sorpcyjnym.<br />
Najniższe wartości wskaźnika S odnotowano w próbkach o najwyższych wartościach<br />
kwasowości hydrolitycznej (próbki 3.2, 3.3). Stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego T<br />
osiągał wartości od 21,5 do 50,5 cmol(+)/kg. Zawartość związków organicznych w glebach<br />
mieściła się w zakresie: 2,1–14,0 %.<br />
Tabela 1. Właściwości gleb<br />
Nr próbki<br />
pH<br />
Kwasowość<br />
hydrolityczna<br />
Hh [cmol(+)/kg]<br />
Suma zasad w kompleksie<br />
sorpcyjnym<br />
S [cmol(+)/kg]<br />
Stopień wysycenia<br />
kompleksu<br />
T = Hh + S [cmol(+)/kg]<br />
Zawartość substancji<br />
organicznych [%]<br />
1.1 7,3 7,5 43 50,5 8,2<br />
1.2 6,7 5,25 18 23,3 2,7<br />
1.3 6,5 9,75 35,5 45,3 14,0<br />
2.1 7,9 3,75 46 49,8 6,4<br />
2.2 6,6 10,5 22 32,5 7,6<br />
2.3 6,8 7,5 49 56,5 8,7<br />
3.1 6,9 7,5 14 21,5 4,2<br />
3.2 4,4 25,5 5,5 <strong>31</strong>,0 2,1<br />
3.3 4,5 24 8 32,0 2,7<br />
Wyniki badań dotyczących stężeń miedzi, cynku, kadmu i ołowiu w glebach i roślinności<br />
przedstawiono w tabeli 2 oraz w sposób graficzny na rysunkach 1–4.<br />
Według Kabaty-Pendias [1993] wartości graniczne stężeń cynku, ołowiu, miedzi i kadmu<br />
w suchej masie gleb w powierzchniowych ich poziomach wynoszą odpowiednio: 50–<br />
100 mg·kg -1 s.m, 30–70 mg·kg -1 s.m, 15–40 mg·kg -1 s.m oraz 0,30–1,00 mg·kg -1 s.m. Wartości<br />
średnie stężeń metali w badanych próbkach gleb przekroczyły cytowane wartości nawet<br />
kilkakrotnie, wskazując tym samym na znaczny stopień ich zanieczyszczenia. Średnie stężenia<br />
form biodostępnych cynku, ołowiu, miedzi i kadmu w suchej masie gleb wynosiły odpowiednio:<br />
26,60 mg·kg -1 , 3,85 mg·kg -1 , 1,95 mg·kg -1 i 0,23 mg·kg -1 , które w odniesieniu do<br />
całkowitych stężeń metali stanowiły: 12,7,0%, 3,7 %, 1,8 % i 7,4 %. Udziały procentowych<br />
form biodostępnych wszystkich czterech badanych pierwiastków były zdecydowanie niższe<br />
niż analogiczne dane uzyskane w badaniach gleb pochodzących z okolic Jeziorka Czerniakowskiego<br />
[Niesiobędzka 2005]. Można przypuszczać, że antropogeniczne oddziaływanie<br />
ruchu motoryzacyjnego polega w głównej mierze na wzbogacaniu gleb w zanieczyszczenia<br />
pyłowe, zawierające znikome ilości mobilnych form metali [Krajewska 1997], które z czasem<br />
mogą ulegać transformacjom w zależności od panujących warunków glebowych.<br />
279
Bioakumulacja<br />
Tabela 2. Wartości statystyczne stężeń Cu, Zn, Cd i Pb w glebach i roślinności w mg·kg -1 s.m.<br />
Dane<br />
statystyczne<br />
Stężenie form<br />
biodostępnych<br />
w glebie<br />
Całkowite<br />
stężenie w glebie<br />
Całkowite stężenie<br />
w części<br />
naziemnej traw<br />
Całkowite stężenie<br />
w części<br />
korzeniowej<br />
Miedź Cu<br />
Min 0,76 21,32 12,26 22,68<br />
Średnia 1,95 175,52 28,54 52,35<br />
Max 3,66 703,94 88,53 195,47<br />
Cynk Zn<br />
Min 11,55 40,45 75,57 6,17<br />
Średnia 26,60 454,40 165,65 88,82<br />
Max 49,66 894,11 340,83 219,01<br />
Kadm Cd<br />
Min 0,02 0,98 0,80 1,99<br />
Średnia 0,23 5,30 3,48 4,74<br />
Max 0,60 19,74 6,47 7,53<br />
Ołów Pb<br />
Min 0,74 27,00 2,88 10,88<br />
Średnia 3,85 128,01 9,57 22,69<br />
Max 5,98 <strong>31</strong>0,17 32,33 44,62<br />
1000,0<br />
1000,0<br />
800,0<br />
cu<br />
800,0 800,0<br />
cu cu<br />
Zn<br />
600,0<br />
Zn Zn<br />
600,0 600,0<br />
cd<br />
cd cd<br />
400,0<br />
Pb<br />
400,0 400,0<br />
Pb Pb<br />
200,0<br />
200,0 200,0<br />
0,0<br />
0,0 0,0<br />
1.1 1.2 1.3 2.1 2.2 2.3 3.1 3.2 3.3<br />
1.1 1.1 1.2 1.2 1.3 1.3 2.1 2.1 2.2 2.2 2.3 2.3 3.1 3.1 3.2 3.2 3.3 3.3<br />
Rys. 1. Całkowite stężenia metali ciężkich<br />
w glebach [mg·kg -1 s.m.].<br />
60,0<br />
60,0 60,0<br />
50,0<br />
cu<br />
50,0 50,0<br />
cu cu<br />
Zn<br />
40,0<br />
Zn Zn<br />
40,0 40,0<br />
cd<br />
30,0<br />
cd cd<br />
30,0 30,0<br />
Pb<br />
Pb Pb<br />
20,0<br />
20,0 20,0<br />
10,0<br />
10,0 10,0<br />
0,0<br />
0,0 0,0<br />
1.1 1.2 1.3 2.1 2.2 2.3 3.1 3.2 3.3<br />
1.1 1.1 1.2 1.2 1.3 1.3 2.1 2.1 2.2 2.2 2.3 2.3 3.1 3.1 3.2 3.2 3.3 3.3<br />
Rys. 2. Stężenia form biodostępnych metali<br />
ciężkich w glebach [mg·kg -1 s.m.].<br />
400,0<br />
400,0 400,0<br />
350,0<br />
350,0 350,0<br />
cu<br />
cu cu<br />
300,0<br />
Zn<br />
300,0 300,0<br />
Zn Zn<br />
250,0<br />
cd<br />
250,0 250,0<br />
cd cd<br />
Pb<br />
200,0<br />
Pb Pb<br />
200,0 200,0<br />
150,0<br />
150,0 150,0<br />
100,0<br />
100,0 100,0<br />
50,0<br />
50,0 50,0<br />
0,0<br />
0,0 0,0<br />
1.1 1.2 1.3 2.1 2.2 2.3 3.1 3.2 3.3<br />
1.1 1.1 1.2 1.2 1.3 1.3 2.1 2.1 2.2 2.2 2.3 2.3 3.1 3.1 3.2 3.2 3.3 3.3<br />
Rys. 3. Stężenia metali ciężkich w części<br />
naziemnej roślinności trawiastej<br />
[mg·kg -1 s.m.].<br />
250,0<br />
250,0 250,0<br />
200,0<br />
200,0 200,0<br />
150,0<br />
150,0 150,0<br />
100,0<br />
100,0 100,0<br />
50,0<br />
50,0 50,0<br />
cu<br />
cu cu<br />
Zn<br />
Zn Zn<br />
cd<br />
cd cd<br />
Pb<br />
Pb Pb<br />
0,0<br />
0,0 0,0<br />
1.1 1.2 1.3 2.1 2.2 2.3 3.1 3.2 3.3<br />
1.1 1.1 1.2 1.2 1.3 1.3 2.1 2.1 2.2 2.2 2.3 2.3 3.1 3.1 3.2 3.2 3.3 3.3<br />
Rys. 4. Stężenia metali ciężkich w części<br />
korzeniowej roślinności trawiastej<br />
[mg·kg -1 s.m.].<br />
Naturalna zawartość cynku w roślinach może wahać się od 15 do 150 mg·kg -1 s.m. [Kabata-Pendias<br />
1993, Kabata-Pendias 1979]. W analizowanych próbach roślin stężenia cynku<br />
zmieniały się od 75,57 do 340,83 mg·kg -1 s.m., z wartością średnią 165,65 mg·kg -1 s.m.<br />
Naturalna zawartość ołowiu w roślinach wynosi od 1 do 5 mg·kg -1 s.m. W większości ba-<br />
280
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
danych próbek stężenia tego metalu znacznie przekroczyły podany zakres, wahając się<br />
w przedziale od 2,88 do 32,33 mg·kg -1 s.m. z wartością średnią 9,57 mg·kg -1 s.m. Zarejestrowane<br />
stężenia miedzi we wszystkich próbach roślin również przekroczyły poziom naturalny<br />
(3–15 mg·kg -1 s.m.), wahając się w przedziale 12,26–88,53 mg·kg -1 s.m., z wartością średnią<br />
28,54 mg·kg -1 s.m. Kadm występował w stężeniach od 0,80 mg·kg -1 s.m. do 6,47 mg·kg -1 s.m.,<br />
z wartością średnią 3,48 mg·kg -1 s.m. Stężenia badanych metali ciężkich były zdecydowanie<br />
wyższe w części korzeniowej niż w części naziemnej roślinności, wyjątek stanowiły jedynie<br />
stężenia cynku.<br />
Rys. 5. Udział procentowy form biodostępnych<br />
w całkowitych stężeniach metali<br />
ciężkich w glebach<br />
Rys. 6. Zależność stężenia Cd w roślinności<br />
od jego całkowitego stężenia w glebie<br />
Rys. 7. Zależność stężenia form biodostępnych<br />
Pb od jego całkowitego stężenia<br />
w glebie<br />
Rys. 8. Zależność stężenia form biodostępnych<br />
Zn od jego całkowitego stężenia<br />
w glebie<br />
Rys. 9. Zależność stężenia Zn w roślinności<br />
od stężenia form biodostępnych Zn<br />
w glebie<br />
Rys. 10. Zależność stężenia form biodostępnych<br />
Cu od jego całkowitego stężenia<br />
w glebie<br />
281
Bioakumulacja<br />
Analiza statystyczna wykazała istotne korelacje między stężeniami form biodostępnych<br />
metali a ich całkowitymi stężeniami w glebach oraz ich stężeniami w roślinności trawiastej<br />
(rys. 5–10). Najsilniejszą korelację między stężeniem form biodostępnych a całkowitym stężeniem<br />
metali w glebach zaobserwowano dla miedzi, nieco słabszą dla cynku i ołowiu, stężenie<br />
natomiast form biodostępnych kadmu nie wykazało istotnej współzależności z jego<br />
stężeniem w glebie. Na uwagę jednak w przypadku tego ostatniego pierwiastka zasługuje<br />
znacząca wartość współczynnika korelacji między stężeniem kadmu w roślinności a jego<br />
całkowitym stężeniem w glebie. Stężenie cynku w roślinności było skorelowane ze stężeniem<br />
form biodostępnych tego metalu w glebie.<br />
WNIOSKI. Wyniki przeprowadzonych badań i analiz chemicznych pozwoliły na sformułowanie<br />
następujących wniosków:<br />
1. Całkowite stężenia miedzi, kadmu, cynku i ołowiu w analizowanych próbkach gleb przekraczają<br />
wartości tzw. tła geologicznego i w jednoznaczny sposób wskazują, że badane<br />
obszary są pod silnym działaniem antropopresji.<br />
2. Stężenia pierwiastków śladowych w próbkach gleb i roślinności pochodzących z trzech<br />
stanowisk wykazały istotne zróżnicowanie w zależności od odległości od jezdni, w jakiej<br />
zostały pobrane. Nie zaobserwowano jednak wyraźnej prawidłowości, która by dotyczyła<br />
wszystkich trzech stanowisk. Na stanowisku <strong>nr</strong> 1 najniższy poziom stężeń metali odnotowano<br />
w próbkach pobranych w odległości 30 m od jezdni, próbki natomiast pochodzące<br />
z tej samej odległości od jezdni ze stanowiska <strong>nr</strong> 2 wykazały najwyższe wartości<br />
stężeń tychże metali.<br />
3. Spośród trzech badanych stanowisk najniższe wartości stężeń metali ciężkich wykazały<br />
próbki gleb i roślinności pobrane ze stanowiska <strong>nr</strong> 3 (z trzech różnych odległości<br />
od jezdni). Przyczyną tego stanu rzeczy może być to, że stanowisko <strong>nr</strong> 3 jest zlokalizowane<br />
poza granicami aglomeracji warszawskiej i oddziaływanie zanieczyszczeń wielkomiejskich<br />
jest tam znacznie niższe niż w centrum stolicy (ruch płynny bez znacznych<br />
zatorów drogowych oraz niższa częstotliwość przejazdu samochodów).<br />
4. Uzyskane wyniki badań wskazują na istnienie silnych współzależności między stężeniami<br />
form biodostępnych badanych metali a ich całkowitymi stężeniami w glebach.<br />
5. Spośród badanych pierwiastków śladowych zaobserwowano największy udział procentowy<br />
form biodostępnych w całkowitej zawartości kadmu i cynku, a najmniejszy w całkowitej<br />
zawartości miedzi, co sugeruje, że najbardziej mobilnymi metalami w badanych<br />
warunkach glebowych są kadm i cynk.<br />
piśmiennictwo<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych, Warszawa: 68–99.<br />
Kabata-Pendias A. i Pendias H. 1979. Pierwiastki śladowe w środowisku biologicznym. Wyd.<br />
Geologiczne. Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A. i in. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi<br />
i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG. Puławy.<br />
Krajewska E. 1997. Praca doktorska. PW, Warszawa.<br />
Niesiobędzka K. 2005. Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia tom III. IOŚ, Warszawa.<br />
Ostrowska A., Gawliński S. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin. IOŚ, Warszawa.<br />
Ure A.M. 1996. Single extraction schemes for soil analysis and related applications, Sc. Total Environ.178:<br />
3–10.<br />
282
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ACCUMULATION OF HEAVY METALS IN SOILS AND GRASS NEAR HIGHWAYS<br />
The heavy metal pollution in soil can be brought about by several anthropogenic activities<br />
such as sewage sludge application, mining and smelting operations, application of<br />
commercial fertilizers and development of motorization. The aim of this study was to investigate<br />
the degree of heavy metals contaminations of soils and plant in urban environment<br />
and the relationship between heavy metal concentrations in soils and plant. Data on total<br />
heavy metals concentrations Cu, Zn, Cd, and Pb) and their bioavailabilty forms in soils<br />
were presented. Chemical characteristics of studied soils were given. The soil and grass<br />
samples used in this study were taken from 3 different area of Warsaw near highways. The<br />
concentrations of heavy metals in the soil and plant were determined by AAS. The total<br />
concentrations of heavy metals in collected samples were variable and crossed the natural<br />
level. Some correlation between the bioavailability forms concentrations and the total concentrations<br />
of heavy metals have been found. from except of Cd. Amount of Cd exstracted<br />
by EDTA was correlated with concentrations of this metal in grass. The percentage of the<br />
bioavailability forms in total content of heavy metals in studied conditions followed the sequence:<br />
Zn > Cd > Pb > Cu.<br />
283
Bioakumulacja<br />
Wpływ węgla brunatnego na zawartość metali ciężkich<br />
w roślinach*<br />
WPROWADZENIE. Metale ciężkie, takie jak: miedź, ołów, cynk czy kadm, należą do grupy<br />
zanieczyszczeń o bardzo wysokim stopniu potencjalnego zagrożenia stwarzanego w środowisku<br />
biologicznym. Następstwem biologicznej akumulacji tych metali w poszczególnych<br />
elementach środowiska jest ich przechodzenie do najwyższego ogniwa w łańcuchu troficznym<br />
gleba-roślina-człowiek [Alloway 1995; Kabata-Pendias, Pendias 1999]. Najskuteczniejszym<br />
sposobem ograniczenia biologicznej aktywności tych metali w glebach jest przeprowadzenie<br />
ich w formy trudno dostępne dla roślin. Właściwości takie cechują substancję<br />
organiczną. Może ona tworzyć związki metaloorganiczne, tzw. chelaty, m.in. z metalami<br />
ciężkimi, oddziałując na dostępność metali dla roślin i mikroorganizmów glebowych, jak<br />
również wywierając wpływ na potencjalne przedostawanie się metali do wód gruntowych<br />
i powierzchniowych. Istotnym źródłem uzupełniającym substancję organiczną w glebach<br />
może być węgiel brunatny bądź nawozy wyprodukowane na jego bazie. Węgiel surowy, jak<br />
również w różny sposób modyfikowany, dostarcza materiału o wysokim stopniu humifikacji<br />
i względnie odpornego na mineralizację, którego działanie jest długotrwałe [Bereśniewicz,<br />
Nowosielski 1976; Jurkowska 1964; Kalembasa, Tengler 1992; Maciejewska 1993, 1998].<br />
Podjęty w prezentowanej pracy temat, polegał na określeniu możliwości wykorzystania<br />
węgla brunatnego do ograniczenia pobierania metali ciężkich z zanieczyszczonych gleb<br />
przez różne gatunki roślin.<br />
MATERIAŁ I METODY. Badania przeprowadzono w doświadczeniu wazonowym<br />
w hali wegetacyjnej pola doświadczalnego SGGW w Skierniewicach, w latach 2001–2003.<br />
Doświadczenie założono w wazonach typu Wagnera o pojemności 5 kg, w 4 powtórzeniach<br />
w układzie całkowicie losowym. Doświadczenie obejmowało: dla gleby z I i II strefy Huty<br />
Miedzi Legnica po 6 kombinacji nawożenia (0, 50, 75, 100, 150, 175 g węgla brunatnego<br />
na wazon) oraz 4 kombinacje (0, 50, 100 i 150 g węgla brunatnego na wazon) dla gleby ze<br />
Skierniewic. Glebę z każdego wazonu dokładnie przemieszano z poszczególnymi dawkami<br />
węgla brunatnego, który pochodził z KWB Konin. Badania przeprowadzono na glebie<br />
brunatnej z pyłów ilastych na iłach oraz gliny ciężkiej pylastej przy dwóch poziomach zanieczyszczenia<br />
miedzią, ołowiem, cynkiem i kadmem, wynoszących odpowiednio: I strefa<br />
4985 (Cu), 1236 (Pb), 294,6 (Zn), 2,82 (Cd) mg∙kg -1 oraz II strefa 1008 (Cu), 413,0 (Pb),<br />
194,5 (Zn), 1,51 (Cd) mg∙kg -1 . Pierwsza gleba (I strefa) znajdowała się w bliższej odległości<br />
(ok. 0,1 km) od głównego emitora i wykazywała odczyn obojętny, druga gleba (II strefa)<br />
znajdowała się w dalszej odległości (ok. 1 km) od głównego emitora i wykazywała odczyn<br />
zasadowy (tab.1). Gleba „ze Skierniewic” należała do typu płowego, opadowo-glejowego,<br />
o składzie granulometrycznym piasku gliniastego mocnego. Zgodnie z systemem oceny<br />
chemicznego zanieczyszczenia gleb IUNG w Puławach [Kabata-Pendias i in. 1995] gleba<br />
ta wykazywała małe zanieczyszczenie cynkiem (154,1) i ołowiem (72,7) oraz zwiększone<br />
kadmem (0,41), natomiast zawartość miedzi, 12,9 mg∙kg -1 , była naturalna.<br />
W doświadczeniu w roku 2001 testowana była mieszanka traw o składzie: 40% życica<br />
trwała Maja (Lolium perenne), 35% kostrzewa czerwona Nakielska (Festuca rubra), 15% życica<br />
wielokwiatowa Kroto (Lolium multiflorum), 10% wiechlina łąkowa Balin (Poa pratensis).<br />
Pierwszy pokos zebrano w fazie początku kłoszenia, po 51 dniach wegetacji, drugi pokos<br />
po 48 dniach wegetacji, a trzeci – po 37 dniach wegetacji. W roku 2002 testowano mieszankę<br />
traw o opisanym składzie w dwóch pokosach oraz żyto zwyczajne (Secale cereale).<br />
* Alina Maciejewska – Wydz. Geodezji i Kartografii, Politechnika Warszawska, Agnieszka Pusz<br />
– Wydz. Inżynierii Środowiska Politechnika Warszawska.<br />
284
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Pierwszy pokos mieszanki traw zebrano w fazie początku kłoszenia po 46 dniach wegetacji,<br />
a drugi pokos po 44 dniach wegetacji. Żyto zwyczajne zebrano w fazie końcowej, strzelania<br />
w źdźbło, po 52 dniach wegetacji. W roku 2003 testowano dwie rośliny: seradelę (Ornithopus)<br />
i kostrzewę czerwoną (Festuca rubra). Zbiór seradeli przeprowadzono w pełni kwitnienia,<br />
po 71 dniach wegetacji, a kostrzewy czerwonej w fazie początku kłoszenia, po 62<br />
dniach wegetacji.<br />
Tabela 1. Właściwości fizyczno-chemiczne gleb z I i II strefy Huty Miedzi Legnica oraz gleby ze<br />
Skierniewic przed założeniem doświadczenia<br />
Gleba/<br />
(głębokość pobrania)<br />
Gleba z I strefy<br />
(0–30 cm)<br />
Gleba z II strefy<br />
(0–30 cm)<br />
Gleba ze<br />
Skierniewic<br />
(0–25 cm)<br />
pH w C org.<br />
N og.<br />
H h<br />
Wymienne kationy zasadowe<br />
S T V<br />
Ca Mg K Na<br />
H 2<br />
O 1M KCl [%] [cmol(+)·kg -1 gleby] [%]<br />
7,30 7,05 0,94 0,091 0,44 13,8 0,91 0,46 0,090 15,3 15,7 97,2<br />
7,55 7,30 0,88 0,072 0,39 12,2 1,06 0,38 0,077 13,7 14,1 97,2<br />
7,15 6,30 0,91 0,070 0,94 6,45 0,50 0,55 0,068 7,57 8,51 89,0<br />
W próbkach gleb oznaczono podstawowe właściwości fizyczno-chemiczne oraz zawartość<br />
metali ciężkich (miedzi, ołowiu, cynku i kadmu) następującymi sposobami:<br />
• roztwarzanie próbek glebowych w mieszaninie stężonych kwasów HCl i HNO 3<br />
w stosunku<br />
3:1 (aqua regia) metodą AAS – całkowite zawartości;<br />
• ekstrakcja na gorąco 2M HNO 3<br />
metodą ICP-AES – tzw. prawie całkowite zawartości;<br />
• ekstrakcja roztworem EDTA (0,017 M EDTAH 4<br />
+ 0,01135 M Ca(CH 3<br />
COO) 2<br />
• 2 H 2<br />
O +<br />
0,019 M C 3<br />
H 4<br />
(OH)(COOH) 3<br />
• H 2<br />
O + NH 3<br />
, pH 7,3) metodą ICP-AES – formy potencjalnie<br />
dostępne dla roślin<br />
oraz<br />
• ekstrakcja 1M NH 4<br />
NO 3<br />
metodą ICP-AES – formy aktualnie dostępne dla roślin.<br />
W próbkach roślin oznaczano metodą ICP-AES ogólną zawartość metali ciężkich po<br />
mineralizacji w mieszaninie kwasów HNO 3<br />
i HClO 4<br />
.<br />
OMÓWIENIE WYNIKÓW. Zastosowanie wzrastających dawek węgla brunatnego wpłynęło<br />
nieznacznie na zmniejszenie całkowitych i prawie całkowitych zawartości wszystkich<br />
metali ciężkich (tab. 2). W przypadku ekstrakcji wodą królewską nie badano istotności statystycznej<br />
zmniejszenia zawartości metali w testowanych glebach, a w przypadku ekstrakcji<br />
na gorąco 2M HNO 3<br />
były one nieistotne. Wyniki te potwierdzają brak wpływu węgla brunatnego<br />
na całkowite zawartości metali w glebie. Do oceny rozpuszczalności metali ciężkich<br />
czy fitotoksyczności gleb zastosowano testy glebowe oparte na pojedynczych ekstrakcjach,<br />
za pomocą których oznaczono formy metali rozpuszczalne w dwóch różnych roztworach<br />
ekstrakcyjnych, wyznaczających aktualną i potencjalną przyswajalność metali ciężkich dla<br />
roślin [Karczewska 2002]. Użyty roztwór 1M NH 4<br />
NO 3<br />
ekstrahował najwięcej miedzi z gleb<br />
z Huty Miedzi „Legnica“ oraz cynku z gleby ze Skierniewic, czyli metali, którymi w największym<br />
stopniu były zanieczyszczone badane gleby. Najwyższe udziały form miedzi, ołowiu,<br />
cynku i kadmu ekstrahowanych 1M NH 4<br />
NO 3<br />
zanotowano w glebach o niższych wartościach<br />
pH i niższych pojemnościach sorpcyjnych. Wskazuje to na kluczową rolę odczynu oraz<br />
285
Bioakumulacja<br />
właściwości sorpcyjnych w procesach desorpcji metali ciężkich z zanieczyszczonych gleb.<br />
W każdej z testowanych gleb wzrastające dawki nawozu spowodowały istotne statystycznie<br />
zmniejszenie form aktualnie dostępnych dla roślin wszystkich badanych metali ciężkich, co<br />
wskazuje na wysoką zdolność węgla brunatnego do ograniczenia fitotoksyczności gleb. Do<br />
ekstrakcji pojedynczych zastosowano również roztwór EDTA, który ekstrahował najwięcej<br />
form miedzi z gleb wokół Huty Miedzi „Legnica“ oraz cynku z gleby ze Skierniewic. Ponadto<br />
zauważono istotne statystycznie zmniejszenie liczby form wszystkich metali ciężkich ekstrahowanych<br />
roztworem EDTA wraz ze wzrostem dawki węgla brunatnego.<br />
Tabela 2. Wpływ węgla brunatnego na całkowitą i prawie całkowitą zawartość metali ciężkich<br />
oraz na liczbę form potencjalnie i aktualnie dostępnych dla roślin<br />
Metal<br />
Cu<br />
Pb<br />
Zn<br />
Cd<br />
Całkowita zawartość<br />
Dawka (aqua regia)<br />
węgla<br />
brunatnego<br />
[g∙wazon -1 ]<br />
Prawie całkowita<br />
zawartość<br />
(2M HNO 3<br />
)<br />
[mg∙kg -1 gleby]<br />
Formy potencjalnie<br />
dostępne (EDTA)<br />
Formy aktualnie<br />
dostępne<br />
(1M NH 4<br />
NO 3<br />
)<br />
I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier.<br />
0 4968 999 12,28 6542 1242 13,44 2746 348,4 7,47 89,2 16,83 0,60<br />
50 4834 995 8,62 6444 1220 12,20 2511 321,5 3,98 61,8 8,08 0,48<br />
75 4819 992 – 6398 1199 – 22<strong>31</strong> 278,7 – 53,5 6,75 –<br />
100 48<strong>31</strong> 995 8,22 6351 1183 11,37 2103 254,1 1,85 47,4 5,15 0,38<br />
150 4718 989 7,95 6336 1179 10,88 1974 232,6 1,57 42,0 4,13 0,29<br />
175 4599 976 – 6328 1175 – 1907 227,9 – 37,4 3,10 –<br />
LSD α=0,05 – – – 281 50 2,<strong>31</strong> 87 17,6 0,47 4,2 0,88 0,08<br />
0 1216 389,2 72,4 1182 358,9 67,6 360,0 100,2 21,0 1,09 0,11 –<br />
50 1198 382,5 72,4 1164 349,8 64,3 340,6 92,7 17,5 0,87 – –<br />
75 1193 376,7 – 1151 344,7 – <strong>31</strong>2,7 83,6 – 0,57 – –<br />
100 1194 368,4 72,2 1146 341,4 63,1 304,0 80,9 16,3 0,45 – –<br />
150 1172 371,6 71,6 1141 335,3 63,1 285,5 74,5 15,5 0,34 – –<br />
175 1153 370,2 – 1135 335,3 – 279,2 73,1 – 0,24 – –<br />
LSD α=0,05 – – – 47 25,4 5,8 17,1 6,9 1,7 0,09 – –<br />
0 294,3 190,4 154,5 280,5 203,5 149,6 112,6 65,7 66,7 11,80 9,18 8,27<br />
50 277,8 191,5 156,0 273,2 198,0 146,9 106,5 60,0 62,1 9,95 6,55 4,09<br />
75 278,3 188,4 – 270,6 193,8 – 95,4 55,8 – 5,38 5,51 –<br />
100 243,5 190,2 141,7 266,1 189,6 144,3 92,5 54,8 53,5 4,58 4,58 2,33<br />
150 229,2 184,1 138,4 262,1 187,6 141,9 84,8 50,4 43,7 2,84 3,80 1,18<br />
175 233,6 183,7 – 262,1 185,9 – 83,0 49,4 – 2,01 2,95 –<br />
LSD α=0,05 – – – 23,8 17,5 10,5 5,5 3,1 4,7 0,71 0,65 0,83<br />
0 2,81 1,49 0,41 2,42 1,29 0,38 0,78 0,40 0,15 0,18 – –<br />
50 2,81 1,47 0,40 2,39 1,27 0,37 0,74 0,38 0,13 0,14 – –<br />
75 2,80 1,48 – 2,32 1,26 – 0,74 0,37 – 0,13 – –<br />
100 2,74 1,46 0,39 2,27 1,24 0,35 0,69 0,36 0,12 0,12 – –<br />
150 2,71 1,47 0,39 2,26 1,23 0,35 0,67 0,35 0,12 0,10 – –<br />
175 2,73 1,46 – 2,25 1,22 – 0,63 0,33 – 0,10 – –<br />
LSD α=0,05 – – – 0,26 0,15 0,05 0,13 0,06 0,04 0,03 – –<br />
– nie oznaczono.<br />
286
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Świadczy to o korzystnym wpływie badanego nawozu na ograniczenie nie tylko form<br />
aktualnie dostępnych dla roślin, ale również form stanowiących dla nich potencjalne zagrożenie.<br />
Procentowe udziały form aktualnie i potencjalnie dostępnych dla roślin w całkowitych<br />
i prawie całkowitych zawartościach wykazały większą rozpuszczalność cynku i kadmu<br />
w stosunku do miedzi i ołowiu. Zastosowanie wzrastających dawek węgla brunatnego wpłynęło<br />
na zmniejszenie się w badanych glebach udziałów wszystkich opisywanych metali.<br />
Tabela 3. Zawartość metali ciężkich w roślinach testowanych na glebie z I i II strefy Huty Miedzi<br />
„Legnica” oraz na glebie ze Skierniewic w 2001 r.<br />
Roślina<br />
I pokos<br />
mieszanki<br />
traw<br />
2001<br />
Dawka<br />
węgla<br />
brunatnego<br />
[g∙wazon -1 ]<br />
Zawartość metali ciężkich w roślinach testowanych na glebie z I i II strefy Huty<br />
Miedzi „Legnica” oraz na glebie ze Skierniewic [mg∙kg -1 s.m.]<br />
Miedź Ołów Cynk Kadm<br />
I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier.<br />
0 158,1 56,8 16,6 30,1 15,6 4 223,5 199,8 145 2,69 2,10 0,82<br />
50 98,3 40,0 14,6 22,6 8,6 3,33 189,0 186,0 1<strong>31</strong> 1,72 1,48 0,57<br />
75 74,8 30,1 16,2 7,2 167,1 154,8 1,44 1,24<br />
100 59,1 23,7 14,2 14,4 6,3 2,97 162,0 147,0 121 1,38 1,12 0,48<br />
150 51,5 21,8 12,7 10,2 4,7 2,34 135,0 124,0 101 0,96 0,90 0,36<br />
175 45,6 19,5 10,3 4,3 134,2 123,6 0,95 0,87<br />
LSD α=0,05 8,4 2,7 1,6 2,2 1,2 0,4 9,0 8,2 10,2 0,19 0,22 0,12<br />
0 260,0 88,0 15,3 30,1 12,4 4,51 241,0 242,5 163 3,22 2,35 0,92<br />
50 111,7 39,5 9,58 20,0 8,7 3,06 205,0 209,0 142 2,12 1,67 0,67<br />
II pokos<br />
mieszanki 75 83,0 36,7 17,2 7,2 191,8 194,2 1,77 1,43<br />
traw 100 57,6 32,8 9,25 16,8 6,1 2,8 183,5 189,5 135 1,65 1,39 0,56<br />
2001<br />
150 51,6 24,6 8,83 11,8 5,4 2,12 161,0 161,5 121 1,22 1,02 0,43<br />
175 40,4 21,6 11,8 5,0 160,2 160,1 1,19 1,02<br />
LSD α=0,05 6,0 4,1 1,3 1,4 0,9 0,6 13,1 13,2 9,6 0,25 0,28 0,13<br />
0 0,0 63,9 14,7 0,00 13,3 5,8 0,0 283,5 176 0,00 2,40 1,05<br />
50 123,9 49,1 7,85 30,3 11,6 4,55 292,0 256,8 165 3,45 2,10 0,81<br />
III pokos<br />
mieszanki 75 95,1 37,8 24,0 8,8 250,8 209,5 2,61 1,57<br />
traw 100 75,5 33,0 7,88 20,0 8,3 3,11 226,0 201,0 151 2,18 1,47 0,64<br />
2001<br />
150 56,5 26,8 7,15 14,5 6,2 2,4 174,0 160,0 118 1,<strong>31</strong> 1,07 0,46<br />
175 48,7 26,0 12,9 6,1 162,4 158,8 1,16 1,06<br />
LSD α=0,05 8,0 2,9 1,0 2,1 0,9 0,6 17,3 13,0 8,9 0,33 0,18 0,13<br />
Przeanalizowanie zawartości metali ciężkich w kilku gatunkach roślin testowanych na<br />
glebach z I i II strefy Huty Miedzi Legnica oraz na glebie ze Skierniewic w odniesieniu do dawek<br />
węgla brunatnego, pozwoliły stwierdzić, że zastosowany nawóz wpłynął na zmniejszenie<br />
pobierania metali ciężkich z gleb przez rośliny rosnące na tych glebach (tab. 3, 4 i 5).<br />
Zawartość każdego z metali (miedzi, ołowiu, cynku i kadmu) w testowanych roślinach<br />
malała istotnie statystycznie wraz ze wzrostem dawki węgla brunatnego. Zauważono, że fitoprzyswajalność<br />
metali ciężkich została najbardziej ograniczona w razie zastosowania najwyższych<br />
testowanych dawek (175 g na wazon węgla brunatnego dla gleb z Huty Miedzi „Legnica“<br />
oraz 150 g na wazon węgla brunatnego dla gleby ze Skierniewic). Najbardziej znaczące<br />
obniżenie zawartości metali ciężkich w roślinach uzyskano po zastosowaniu pojedynczej dawki<br />
węgla brunatnego. Najwięcej w badanych roślinach było cynku, a następnie miedzi, ołowiu oraz<br />
kadmu. Największe pobieranie miedzi oraz cynku wykazywała seradela, a ołowiu i kadmu II po-<br />
287
Bioakumulacja<br />
kos mieszanki traw z 2002 r. Najmniej miedzi pobierał III pokos mieszanki traw z 2001 r., ołowiu<br />
– seradela, cynku – I pokos mieszanki traw z roku 2001, a kadmu – kostrzewa czerwona.<br />
Tabela 4. Zawartość metali ciężkich w roślinach testowanych na glebie z I i II strefy Huty Miedzi<br />
„Legnica“ oraz na glebie ze Skierniewic w 2002 r.<br />
Roślina<br />
I pokos<br />
mieszanki<br />
traw 2002<br />
II pokos<br />
mieszanki<br />
traw 2002<br />
Żyto<br />
2002<br />
Dawka węgla<br />
brunatnego<br />
[g∙wazon -1 ]<br />
Zawartość metali ciężkich w roślinach testowanych na glebie z I i II strefy Huty<br />
Miedzi „Legnica” oraz na glebie ze Skierniewic [mg∙kg -1 s.m.]<br />
Miedź Ołów Cynk Kadm<br />
I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier.<br />
0 284,0 96,0 17,2 41,5 19,3 4,34 289,8 270,0 174 3,67 2,69 1,14<br />
50 132,5 56,1 12,2 30,0 14,6 3,09 243,0 230,0 148 2,57 1,89 0,85<br />
75 101,6 40,5 22,9 8,5 215,7 205,7 1,81 1,48<br />
100 92,0 32,0 11,3 21,2 7,2 2,79 206,5 193,8 1<strong>31</strong> 1,43 1,41 0,53<br />
150 54,0 25,2 8,08 13,1 4,4 2,18 176,6 173,8 115 1,12 0,95 0,41<br />
175 51,7 22,6 12,9 4,3 175,7 170,5 1,09 0,93<br />
LSD α=0,05 10,7 4,58 1,4 2,5 1,10 0,4 12,8 14,8 8,4 0,29 0,19 0,16<br />
0 328,0 105,0 16,6 46,6 21,0 4,54 <strong>31</strong>2,0 <strong>31</strong>2,0 183 3,72 3,20 1,24<br />
50 154,8 59,5 10,2 33,0 16,0 3,49 269,5 269,5 158 2,38 2,16 0,81<br />
75 108,6 39,7 22,5 9,3 223,9 223,9 1,80 1,50<br />
100 82,0 29,3 9,38 19,8 8,0 2,92 210,3 210,3 128 1,67 1,34 0,57<br />
150 61,0 23,5 7,73 13,1 4,7 2,32 167,0 167,0 105 1,08 0,86 0,38<br />
175 52,5 20,5 13,3 4,6 165,8 166,3 1,07 0,85<br />
LSD α=0,05 9,8 4,6 1,1 2,7 1,0 0,4 12,8 11,9 10,9 0,23 0,24 0,17<br />
0 246,0 99,8 16,3 45,2 19,7 3,89 300,5 276,8 186 2,63 1,88 0,6<br />
50 178,0 60,0 14,2 27,3 13,5 2,32 263,5 256,0 167 1,66 1,44 0,4<br />
75 118,6 45,1 23,6 9,3 224,3 223,5 1,29 1,18<br />
100 113,0 43,0 10,3 21,8 7,6 1,88 203,0 203,0 138 1,20 1,09 0,3<br />
150 63,0 25,4 8,88 9,4 5,8 0,89 119,0 125,0 84,7 0,79 0,67 0,2<br />
175 62,6 25,2 9,2 5,5 117,6 123,1 0,79 0,65<br />
LSD α=0,05 10,7 4,6 1,7 2,1 1,1 0,4 12,3 12,6 10,8 0,23 0,16 0,09<br />
Ponadto stwierdzono, że pobieranie miedzi oraz ołowiu przez rośliny było dużo większe<br />
na glebie z I strefy Huty Miedzi Legnica niż na pozostałych badanych glebach, co związane<br />
jest bezpośrednio ze stopniem ich zanieczyszczenia. Szeregując zawartość metalu w roślinach<br />
z uwzględnieniem intensywności ograniczenia przemieszczania się metali ciężkich do<br />
roślin pod wpływem stosowanego węgla brunatnego, można stwierdzić, że największą intensywność<br />
ograniczania miedzi i kadmu miała mieszanka traw, a ołowiu i cynku – żyto.<br />
WNIOSKI. Analiza uzyskanych wyników badań pozwoliła na sformułowanie następujących<br />
wniosków:<br />
1. Zastosowanie wzrastających dawek węgla brunatnego spowodowało zmniejszenie zawartości<br />
form metali ciężkich aktualnie i potencjalnie dostępnych dla roślin oraz zmniejszenie<br />
procentowego udziału tych form w całkowitych zawartościach metali.<br />
2. Zastosowanie wzrastających dawek węgla brunatnego wpłynęło istotnie statystycznie na<br />
zmniejszenie zawartości metali ciężkich w roślinach przy nieistotnej statystycznie zmianie<br />
poziomu całkowitych i prawie całkowitych zawartości metali ciężkich w glebach.<br />
288
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
3. Rezultaty przeprowadzonych badań wskazują, że węgiel brunatny może mieć zastosowanie<br />
do ograniczania pobierania metali ciężkich przez rośliny, a zwłaszcza na glebach<br />
silnie zanieczyszczonych metalami ciężkimi.<br />
Tabela 5. Zawartość metali ciężkich w roślinach testowanych na glebie z I i II strefy Huty Miedzi<br />
„Legnica” oraz na glebie ze Skierniewic w 2003 r.<br />
Roślina<br />
Seradella<br />
2003<br />
Dawka<br />
węgla<br />
brunatnego<br />
[g∙wazon -1 ]<br />
Zawartość metali ciężkich w roślinach testowanych na glebie z I i II strefy Huty<br />
Miedzi „Legnica” oraz na glebie ze Skierniewic [mg∙kg -1 s.m.]<br />
Miedź Ołów Cynk Kadm<br />
I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier. I II<br />
strefa strefa Skier.<br />
0 321,0 115,0 17,9 35,35 13,1 2,67 371,5 341,5 227 2,01 1,75 1,48<br />
50 204,0 63,0 11 21,9 10,0 1,75 <strong>31</strong>0,5 302,0 203 1,65 1,40 1,22<br />
75 162,2 51,7 16,8 7,4 268,6 263,5 1,28 1,17<br />
100 139,0 43,0 9,05 12,0 6,5 1,01 250,0 246,0 176 1,27 1,08 0,95<br />
150 104,0 35,0 7,93 9,5 4,9 0,97 170,0 173,0 125 0,85 0,89 0,67<br />
175 100,5 <strong>31</strong>,0 9,4 4,7 169,3 169,8 0,84 0,88<br />
LSD α=0,05 13,8 4,0 1,7 2,1 0,8 0,3 14,1 14,9 12,0 0,16 0,20 0,17<br />
0 <strong>31</strong>1,8 95,0 11,3 37,8 15,7 3,19 253,0 229,0 151 1,81 1,62 0,41<br />
50 250,9 70,0 8,45 28,0 9,4 2,35 223,0 201,8 135 1,52 1,32 0,36<br />
Kostrzewa 75 138,3 47,4 18,5 8,0 195,0 175,2 1,26 0,95<br />
czerwona 100 103,8 40,0 7,68 15,5 8,0 1,83 185,0 160,2 112 1,13 0,87 0,28<br />
2003 150 75,6 29,0 7,45 10,4 5,5 1,76 153,0 149,0 92,7 0,62 0,61 0,17<br />
175 74,1 28,6 10,2 5,3 147,3 144,9 0,60 0,60<br />
LSD α=0,05 9,9 5,6 1,9 0,98 0,3 11,0 9,7 8,3 0,17 0,12 0,04<br />
– nie oznaczono.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Alloway B. J. (red.). 1995. Heavy metals in soils. 2nd ed. Blackie Academic and Professional.<br />
Bereśniewicz A., Nowosielski O. 1976. Możliwości rolniczego wykorzystania węgla brunatnego.<br />
Post. Nauk Rol. 1: 69–84.<br />
Jurkowska H. 1964. Antytoksyczne działanie węgla brunatnego w nawożeniu. Zesz. Nauk. WSR<br />
w Krakowie 20, ser. Rol. 10: 55–90.<br />
Kabata-Pendias A., Piotrowska M., Motowicka-Terelak T., Maliszewska-Kordybak B., Filipiak K.,<br />
Krakowiak A., Pietruch Cz. 1995. Podstawy oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb. Metale<br />
ciężkie, siarka i WWA. Biblioteka Monitoringu Środowiska PIOŚ. Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa.<br />
Kalembasa S., Tengler A. 1992. Wykorzystanie węgla brunatnego w nawożeniu. WSRP Siedlce.<br />
Monografia.<br />
Karczewska A. 2002. Metale ciężkie w glebach zanieczyszczonych emisjami hut miedzi – formy<br />
i rozpuszczalność. Zesz. Naukowe AR 432. Wrocław.<br />
Maciejewska A. 1993. Ekologiczne i gleboznawcze aspekty stosowania nawozu organiczno-mineralnego<br />
wytworzonego z węgla brunatnego, Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 411: <strong>31</strong>1–<strong>31</strong>9.<br />
Maciejewska A. 1998. Węgiel brunatny jako źródło substancji organicznej i jego wpływ na właściwości<br />
gleb. Wyd. Politechniki Warszawskiej, Warszawa.<br />
289
Bioakumulacja<br />
Influence of brown coal on heavy metals content in plants<br />
The paper gives knowledge and application values in efficiency of applying brown coal<br />
to limit uptake of heavy metals from contaminated soils by different plant species. The paper<br />
determines possibility and principles of using brown coal in reclamation of soils contaminated<br />
with heavy metals and rebuilding soils on devastated terrains. On the basis of pot experiment<br />
it was stated that increasing doses of brown coal limited phytotoxicity of soils. Results<br />
of the paper show that tested fertilizer could be applied on soils strongly contaminated with<br />
heavy metals giving long-lasting improvement of reclaimed soils. It makes possible to realize<br />
natural development of degraded and devastated terrains with application of proper<br />
dose of tested fertilizer and selecting suitable plant species.<br />
290
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
WPłYW NAWOŻENIA RÓŻNYMI FORMAMI SIARKI NA ZAWARTOŚĆ MANGANU<br />
W ROŚLINACH*<br />
WPROWADZENIE. Dostępność manganu dla roślin związana jest ze złożonymi procesami<br />
wzajemnego oddziaływania pomiędzy makro- i mikroelementami zachodzącymi w glebie.<br />
Zasadniczy wpływ na przebieg analizowanych procesów wywiera natomiast odczyn<br />
gleby [Grzyś 2004]. W efekcie tych zależności na glebach kwaśnych i bardzo kwaśnych<br />
zawartość manganu w suchej masie roślin uprawnych może niekiedy przekraczać wartości<br />
przyjęte za optymalne [Sykut i in. 1998].<br />
Przyczyny zakwaszenia gleb mogą być związane zarówno z czynnikami naturalnymi,<br />
jak również z działalnością człowieka. Niemniej jednak na glebach użytkowanych rolniczo<br />
największy wpływ na proces zakwaszenia wywiera stosowanie nawozów mineralnych [Filipek<br />
1994]. Stąd też celem podjętych badań było ustalenie wpływu nawożenia różnymi formami<br />
siarki na zawartość manganu w roślinach testowych.<br />
MATERIAŁ I METODY. Badania wykonano na podstawie ścisłych, trzyletnich doświadczeń<br />
wazonowych prowadzonych na materiale glebowym pobranym z warstwy ornej gleby<br />
płowej o składzie granulometrycznym pyłu ilastego.<br />
Doświadczenie założono metodą kompletnej randomizacji. Czynnikiem zmiennym była<br />
wprowadzona do gleby forma siarki. Nawożenie siarką stosowano corocznie zgodnie ze<br />
schematem:<br />
1 – S 0<br />
(bez siarki),<br />
2 – RSM z siarką,<br />
3 – (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
,<br />
4 – K 2<br />
SO 4<br />
,<br />
5 – Na 2<br />
SO 4<br />
,<br />
6 – S elementarna,<br />
7 – CaSO 4<br />
· 2 H 2<br />
O,<br />
8 – H 2<br />
SO 4<br />
.<br />
W pierwszym roku badań rośliną testową była pszenica jara odmiany Ismena i gorczyca<br />
biała odmiany Borowska. W drugim roku uprawiano rzepak jary odmiany Sponsor i jęczmień<br />
jary odmiany Rataj, w trzecim roku natomiast – jęczmień jary odmiany Rataj i kupkówkę<br />
pospolitą odmiany Bepro.<br />
We wszystkich obiektach doświadczalnych w każdym roku badań stosowano nawożenie<br />
NPKMg w ilości zgodnej z wymaganiami pokarmowymi roślin. Przed założeniem<br />
doświadczenia zastosowano także wapnowanie gleby w ilości 1,071 g CaO 100% · kg -1<br />
gleby.<br />
Każdą roślinę doświadczalną uprawiano w trzech powtórzeniach, a ich zbiór przeprowadzono<br />
w fazie pełnej dojrzałości. W przypadku kupkówki pospolitej zebrano dwa pokosy<br />
tej trawy.<br />
Zawartość manganu w roślinach oznaczono metodą ASA przy użyciu aparatu Hitachi<br />
Z 8200, po uprzedniej mineralizacji materiału roślinnego w stężonym kwasie siarkowym<br />
z dodatkiem H 2<br />
O 2<br />
.<br />
* Dr Jolanta Kozłowska-Strawska – Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, Akademia Rolnicza<br />
w Lublinie.<br />
291
Bioakumulacja<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Zastosowane czynniki doświadczalne wywarły wyraźny wpływ<br />
na zmiany w zawartości manganu w suchej masie roślin testowych (tab. 1).<br />
Tabela 1. Wpływ nawożenia różnymi formami siarki na zawartość manganu (Mn) w roślinach<br />
Obiekt<br />
Gorczyca biała<br />
Mn [mg · kg -1 ]<br />
I rok badań II rok badań III rok badań<br />
Pszenica<br />
jara<br />
Rzepak jary<br />
Słoma<br />
Jęczmień<br />
jary<br />
Jęczmień<br />
jary<br />
Kupkówka<br />
pospolita<br />
I pokos<br />
S 0<br />
93,6 98,4 620,0 213,5 767,5 430,0<br />
RSM z siarką 1325,2 1012,4 1330,0 1425,0 995,0 1000,0<br />
(NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
136,4 90,4 511,5 301,5 497,5 630,0<br />
K 2<br />
SO 4<br />
88,8 65,2 291,0 166,5 340,0 482,5<br />
Na 2<br />
SO 4<br />
104,0 67,6 336,0 141,0 297,5 430,0<br />
S elementarna 116,4 72,8 514,5 223,0 437,5 540,0<br />
CaSO 4<br />
· 2H 2<br />
O 88,8 66,8 385,5 184,5 307,5 437,5<br />
H 2<br />
SO 4<br />
120,4 78,0 525,5 252,0 465,0 612,5<br />
Nasiona / Ziarno<br />
II pokos<br />
S 0<br />
brak materiału 42,4 brak materiału 35,5 60,0 445,0<br />
RSM z siarką 360,0 161,6 288,0 135,0 71,5 922,5<br />
(NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
58,8 43,6 124,5 44,0 48,0 612,5<br />
K 2<br />
SO 4<br />
44,4 38,4 121,5 32,0 36,5 405,0<br />
Na 2<br />
SO 4<br />
52,4 36,4 121,5 33,5 39,0 452,5<br />
S elementarna 56,8 40,0 121,5 37,0 42,5 587,5<br />
CaSO 4<br />
· 2H 2<br />
O 43,6 40,0 134,0 32,0 34,0 627,5<br />
H 2<br />
SO 4<br />
55,2 41,6 170,0 39,5 46,5 507,5<br />
Porównując ilość analizowanego mikroelementu w słomie poszczególnych gatunków<br />
roślin, możemy generalnie stwierdzić, że największa zawartość manganu charakteryzowała<br />
rośliny, w uprawie których stosowano siarkę w formie RSM z dodatkiem siarki. W powyższych<br />
obiektach koncentracja manganu wynosiła odpowiednio 1325,2 – 1330,0 mg · kg -1<br />
dla roślin krzyżowych oraz 995,0 – 1425,0 mg · kg -1 dla zbóż i była około 1,3 – 15,5-krotnie<br />
większa w porównaniu z pozostałymi obiektami. Może to częściowo wynikać z tego, że<br />
w rozpatrywanych obiektach rośliny testowe wydały stosunkowo wysokie plony części wegetatywnych<br />
i generatywnych, czemu towarzyszyło zwiększone ich zapotrzebowanie na<br />
inne makro- oraz mikroelementy [Mc Grath i in. 1996].<br />
Wysoką zawartość tego pierwiastka stwierdzono również w słomie gorczycy białej,<br />
w suchej masie roślin nawożonych siarką w postaci (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
oraz H 2<br />
SO 4,<br />
i była ona<br />
1,3 – 1,5-krotnie większa w porównaniu z obiektem kontrolnym oraz 1,1 – 1,5-krotnie<br />
w odniesieniu do pozostałych obiektów doświadczalnych. Potwierdzają to również prace<br />
innych autorów [Bednarek, Lipiński 1998; Łabętowicz i in. 1998] którzy podkreślają,<br />
że do wzrostu zakwaszenia gleb, a tym samym zwiększenia dostępności manganu<br />
dla roślin uprawnych, przyczyniają się głównie nawozy azotowe w formie amonowej.<br />
Wzrost zawartości manganu w suchej masie roślin nawożonych Na 2<br />
SO 4<br />
można również<br />
tłumaczyć tym, że forma NH 4<br />
+<br />
ułatwia transport badanego pierwiastka z korzeni do części<br />
nadziemnych [Rabikowska i in. 2000]. W odróżnieniu od powyższych obiektów najniższą<br />
zawartością analizowanego mikroelementu charakteryzowała się słoma gorczy-<br />
292
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
cy białej z obiektu nawożonego siarką w formie K 2<br />
SO 4<br />
oraz CaSO 4·2H 2<br />
O i była ona na<br />
poziomie 88,8 mg·kg -1 .<br />
Koncentracja manganu w słomie pszenicy jarej wahała się w zakresie 65,2 – 1012,4<br />
mg·kg -1 . Podobnie, jak w przypadku słomy gorczycy białej najniższą zawartość tego mikroelementu<br />
stwierdzono w roślinach nawożonych siarką w postaci K 2<br />
SO 4<br />
i była ona 1,1 – 1,5-<br />
krotnie mniejsza w porównaniu z pozostałymi obiektami. Najwyższa koncentracja manganu<br />
odznaczała natomiast rośliny nawożone RSM z dodatkiem siarki. Dodatkowo w obiekcie<br />
kontrolnym i w suchej masie roślin z obiektu, w którym stosowano K 2<br />
SO 4<br />
stwierdzono 1,2<br />
– 1,5-krotny wzrost ilości tego składnika, w porównaniu z jego ilością w roślinach z pozostałych<br />
obiektów.<br />
Podobnie sytuacja przedstawia się, jeżeli chodzi o słomę rzepaku jarego. Obok obiektu<br />
RSM z siarką, dużą zawartość manganu, rzędu 620,0 mg·kg -1 , stwierdzono również w roślinach,<br />
z obiektu kontrolnego (S 0<br />
). W częściach wegetatywnych rzepaku nawożonego siarką<br />
w postaci (NH 4<br />
) 2<br />
SO 4<br />
, S elementarnej i H 2<br />
SO 4<br />
ilość tego składnika była również 1,3 – 1,8-<br />
krotnie większa niż na pozostałych obiektach. Najmniejszy wpływ na wzrost zawartości<br />
manganu w słomie rzepaku jarego wywarło natomiast stosowanie siarki w formie K 2<br />
SO 4<br />
.<br />
W słomie jęczmienia jarego uprawianego zarówno w II, jak i w III roku trwania eksperymentu<br />
najniższą koncentrację manganu zanotowano w roślinach nawożonych siarczanem<br />
sodu. Wprowadzenie do gleby RSM z dodatkiem siarki powodowało natomiast wyraźny<br />
wzrost ilości tego mikroelementu, do poziomu 1425,0 mg Mn·kg -1 w II roku i 995,0 mg<br />
Mn·kg -1 w III roku prowadzenia badań. Dodatkowo, słomę jęczmienia uprawianego w trzecim<br />
roku badań na obiekcie S 0<br />
charakteryzowała wysoka zawartość Mn – 767,5 mg·kg -1 .<br />
Zawartość manganu w częściach generatywnych analizowanych gatunków roślin była<br />
wyraźnie niższa w porównaniu z ilością stwierdzoną w słomie tych roślin (tab. 1). Potwierdzają<br />
to również badania innych autorów [Sykut i in. 1998], którzy podają, że ilość rozpatrywanego<br />
mikroelementu w dużym stopniu zależy od tego, jaką część rośliny, poddajemy<br />
analizie. Części generatywne (nasiona i ziarno) charakteryzuje zwykle mniejsza koncentracją<br />
manganu w porównaniu z masą wegetatywną (słomą).<br />
Koncentracja manganu w nasionach gorczycy białej wahała się w zakresie<br />
43,6 – 360,0 mg·kg -1 . Wprowadzenie do gleby RSM z dodatkiem siarki pociągało za sobą<br />
6,2 – 8,4-krotny wzrost ilości tego mikroelementu w porównaniu, z pozostałymi obiektami.<br />
Najniższa zawartość manganu charakteryzowała natomiast nasiona gorczycy nawożonej<br />
CaSO 4<br />
· 2H 2<br />
O i K 2<br />
SO 4<br />
.<br />
W ziarnie pszenicy jarej stwierdzona ilość manganu była 1,1 – 2,2-krotnie niższa niż<br />
w nasionach gorczycy białej. Odpowiedni poziom zaopatrzenia w ten mikroelement jest<br />
jednak niezwykle ważny, jeżeli chodzi o ziarno zbóż. Niedostateczne zaopatrzenie roślin<br />
w mangan w czasie wypełniania ziarna może bowiem prowadzić do produkcji materiału<br />
siewnego o gorszej jakości [Podleśna 2002]. Podobnie jak w przypadku gorczycy największy<br />
wzrost zawartości analizowanego mikroelementu w ziarnie pszenicy jarej miał miejsce<br />
na obiekcie, w którym stosowano RSM z siarką. Koncentracja Mn w ziarnie roślin uprawianych<br />
na tym obiekcie była na poziomie 161,6 mg·kg -1 , podczas gdy w ziarnie z pozostałych<br />
obiektów wahała się od 36,4 do 43,6 mg·kg -1 .<br />
Nasiona rzepaku jarego charakteryzowała dużo większa zawartość manganu w porównaniu<br />
do zawartości w ziarnie zbóż. Największą ilość tego mikroelementu – 288,0 mg·kg -1 –<br />
stwierdzono w częściach generatywnych rzepaku jarego, po wprowadzeniu do gleby RSM<br />
z dodatkiem siarki. Zastosowanie K 2<br />
SO 4<br />
, Na 2<br />
SO 4<br />
i S elementarnej wiązało się natomiast<br />
z 1,1 – 2,4-krotnym obniżeniem ilości Mn zawartej w ziarnie rzepaku w stosunku do zawartości<br />
Mn w ziarnie z pozostałych obiektów doświadczalnych.<br />
W ziarnie jęczmienia koncentracja manganu była na poziomie 32,0 – 135,0 mg·kg -1 w II<br />
roku trwania eksperymentu i 34,0 – 71,5 mg·kg -1 w III roku badań. Największa zawartość<br />
293
Bioakumulacja<br />
analizowanego składnika charakteryzowała ziarno jęczmienia z obiektu, w którym stosowano<br />
RSM z dodatkiem siarki. W odróżnieniu od powyższych obiektów najmniejszy wpływ na<br />
zmiany zawartości Mn w częściach generatywnych rozpatrywanej rośliny wywarło stosowanie<br />
K 2<br />
SO 4<br />
i CaSO 4<br />
· 2H 2<br />
O.<br />
Koncentracja manganu w suchej masie kupkówki pospolitej zależała w dużej mierze od<br />
terminu zbioru roślin (pokosu) [Wiśniowska-Kielian, Paździorko 2004]. W I pokosie kupkówki<br />
pospolitej największy wzrost zawartości tego mikroelementu, podobnie jak w pozostałych<br />
gatunkach roślin, stwierdzono po aplikacji RSM z dodatkiem siarki (tab. 1). Najmniejsza<br />
ilość manganu charakteryzowała natomiast rośliny z obiektu kontrolnego (S 0<br />
) i z obiektów,<br />
w których wprowadzano do gleby Na 2<br />
SO 4 · CaSO 4<br />
· 2H 2<br />
O.<br />
W roślinach drugiego pokosu kupkówki pospolitej również największa ilość manganu<br />
odznaczała rośliny nawożone RSM z siarką. Dodatkowo wysoką zawartość Mn, rzędu<br />
612,5 – 627,5 mg·kg -1 , stwierdzono po aplikacji CaSO 4<br />
· 2H 2<br />
O i Na 2<br />
SO 4<br />
. W odróżnieniu<br />
od pierwszego pokosu najmniejszy wpływ na wzrost zawartości manganu wywarło natomiast<br />
wprowadzenie do gleby siarki w formie K 2<br />
SO 4<br />
. W rozpatrywanym obiekcie ilość<br />
tego składnika wynosiła 405,0 mg·kg -1 i była od 1,1 do 2,3-krotnie niższa niż na pozostałych<br />
obiektach.<br />
WNIOSKI. Przeprowadzone badania, a także analiza zebranych danych literaturowych<br />
pozwoliły na sformułowanie następujących wniosków:<br />
1. Zastosowane czynniki doświadczalne wywarły wyraźny wpływ na zmiany w zawartości<br />
manganu w suchej masie roślin testowych.<br />
2. Największe ilości tego pierwiastka stwierdzono w częściach wegetatywnych oraz w ziarnie<br />
i nasionach roślin uprawnych nawożonych siarką w formie RSM z dodatkiem siarki.<br />
3. Wprowadzenie do gleby, w większości obiektów doświadczalnych, siarki w postaci<br />
K 2<br />
SO 4<br />
wiązało się natomiast z wyraźnym obniżeniem zawartości manganu w roślinach<br />
testowych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bednarek W., Lipiński W. 1998. Kationy wymienne w glebie poddanej oddziaływaniu zróżnicowanego<br />
nawożenia mineralnego. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 456: 147–151.<br />
Filipek T. 1994. Natural and antropogenic effects of soil and acidification. Zesz. Probl. Post. Nauk<br />
Rol. 413: 1–7.<br />
Grzyś E. 2004. Rola i znaczenie mikroelementów w żywieniu roślin. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol.<br />
502, 89–99.<br />
Łabętowicz J., Korc M., Szulc W. 1998. Zmiany odporności gleb lekkich na zakwaszenie w zróżnicowanych<br />
warunkach nawozowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 456: 159-164.<br />
McGrath S.P., Zhao F.J., Withers P.J.A. 1996. Development of sulphur deficiency in crops and its<br />
treatment. The Fertilizer Society, London: 3–47.<br />
Podleśna A. 2002. Wpływ mikroelementów na jakość zbóż w Polsce. Wieś Jutra 5 (46), 36-37.<br />
Rabikowska B., Piszcz U., Beliczyńska K. 2000. Wpływ długoletniego nawożenia obornikiem<br />
i azotem na zawartość miedzi, manganu i cynku w niektórych fazach rozwojowych jęczmienia<br />
jarego. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 471: 495–504.<br />
Sykut S., Ruszkowska M., Wojcieska U., Kusio M. 1998. Zawartość manganu w roślinach jako<br />
wskaźnik stopnia zakwaszenia gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 456: 233–236.<br />
Wiśniowska-Kielian B., Paździorko A. 2004. Ocena zawartości mikroelementów w roślinności<br />
użytków zielonych w regionie górskim. Annales UMCS E 59, 3, 1371–1379.<br />
294
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
THE INFLUENCE OF DIFFERENT FORMS OF SULPHUR FERTILIZATION ON THE<br />
MANGANESE CONTENT IN PLANTS<br />
The aim of investigate was stated a range of different forms of sulphur fertilization on<br />
the changes in manganese content in plants.<br />
The research was based on three-year-long pot experiment conducted on soil material<br />
received from arable layer of grey brown podsolic soil of silt loam texture. The experiment<br />
involved one variable factor like sulphur forms on eight levels. In the 1 st year of the research<br />
spring wheat and white mustard were tested, in the 2 nd year spring rape and spring barley<br />
and in 3 rd year – spring barley and cocksfoot grass were cultivated.<br />
Plants fertilization by analysed sulphur forms clearly influenced on changes in manganese<br />
content in plants. The largest amount of this element was stated in vegetative and<br />
generative parts of plants from object where sulphur fertilization was introduced in form of<br />
UAN with sulphur. On the contrary introduced into the soil sulphur in form of K 2<br />
SO 4<br />
clearly<br />
influenced on decrease of manganese content in tested plants.<br />
295
Bioakumulacja<br />
BIOMASA – PRODUKT III STOPNIA OCZYSZCZANIA ŚCIEKÓW<br />
JAKO ŹRÓDŁO ENERGII ODNAWIALNEJ*<br />
WPROWADZENIE. W celu przeciwdziałania negatywnemu oddziaływaniu ścieków na<br />
środowisko przyrodnicze poddaje się je oczyszczaniu w oczyszczalniach ścieków [Witkowski<br />
2005]. W wielu wypadkach oczyszczenie ścieków metodami mechanicznymi (tj. cedzenie,<br />
sedymentacja) jest niewystarczające. Wykorzystuje się wtedy pracę drobnoustrojów, którym<br />
zawdzięczamy naturalne procesy oczyszczania wód (samooczyszczanie wód). Oczyszczanie<br />
ścieków z udziałem mikroorganizmów nazywamy „biologicznym”. Realizacja tych procesów<br />
w „sztucznych” warunkach (komory osadu czynnego, złoża biologiczne) zazwyczaj wiąże się<br />
z wysokimi nakładami finansowymi na ich budowę i późniejszą eksploatację. Idealnym rozwiązaniem<br />
stają się w takim wypadku biologiczne metody „naturalne” [Imhoff 1982].<br />
Dużym zainteresowaniem w Polsce cieszy się technologia oczyszczania ścieków z wykorzystaniem<br />
makrofitów. Glebowo-korzeniowa oczyszczalnia ścieków stanowi zwykle III<br />
stopień oczyszczania.<br />
Do makrofitów, czyli wyższych wodnych roślin naczyniowych, które występują w strefie<br />
brzegowej zbiorników wodnych, zaliczane są rośliny: pływające, zanurzone oraz wynurzone.<br />
W warunkach naturalnych są one składnikiem zespołów szuwarowych. Porastają bagna<br />
i podmokłe łąki. Należą do nich m.in. takie gatunki, jak: trzcina pospolita (Phragmites australis),<br />
pałka wodna (Typha latifolia, Typha angustifolia), sitowie (Juncus sp.), oczeret jeziorny<br />
(Schaenoplectes lacustris), tatarak zwyczajny (Acorus calamus). Do grupy makrofitów<br />
zaliczyć można również wierzby krzewiaste (wikliny), w tym wierzbę wiciową (Salix<br />
viminalis) [Obarska-Pempkowiak 2002].<br />
Systemy hydrofitowe mogą stanowić bardzo efektywny oraz tani sposób rozwiązania<br />
problemu gospodarki ściekowej nie tylko większych jednostek osadniczych, ale również pojedynczych<br />
zagród oraz budynków mieszkalnych [Kuczewski 2005].<br />
Od kilku lat zauważa się wzrost zainteresowania wykorzystaniem drewna wierzbowego<br />
jako nośnika energii pierwotnej. Zainteresowanie to wynika m.in. z konieczności ograniczania<br />
emisji tlenku węgla (IV); zmniejszania się zasobów paliw kopalnych, a także z koniecznością<br />
wykorzystywania odnawialnych źródeł energii.<br />
Drewno pozyskane z plantacji wierzby ma wartość kaloryczną zawartą w przedziale od<br />
18 MJ·kg -1 do 19 MJ·kg -1 suchej masy. Stanowi to równoważnik energetyczny ok. ⅔ wartości<br />
opałowej średniej jakości węgla kamiennego. Wartość opałowa zależy od wilgotności<br />
spalanej biomasy. Ilość wody w pędach wierzby spada wraz z wydłużaniem cyklu wzrostu<br />
i zbioru. Cechą charakterystyczną biomasy wierzbowej jest bardzo niska zawartość popiołu.<br />
Popiół ten może być wykorzystany jako nawóz mineralny i powrócić na plantację jako źródło<br />
wapnia i potasu [Dubas 2005].<br />
OBIEKT BADAŃ. Oczyszczalnia ścieków Krzeszna-Wieżyca jest III-stopniową mechaniczno-biologiczno-roślinną<br />
oczyszczalnią. Składa się na nią oczyszczalnia mechanicznobiologiczna<br />
typu KOS-2 oraz staw trzcinowo-wierzbowy, który stanowi III stopień oczyszczania.<br />
Schemat oczyszczalni przedstawiono na rysunku 1.<br />
Lokalizacja oczyszczalni sprawia, że jest ona głównie eksploatowana w okresie wiosenno-letnim,<br />
ponieważ wtedy oczyszczane są ścieki pochodzące z ośrodków wypoczynkowych.<br />
* Dr Aleksandra Bielicka, dr Irena Bojanowska, mgr Agnieszka Krupa, mgr Piotr Schuetz – Zakład<br />
Inżynierii Środowiska, Wydział Chemii, Uniwersytet Gdański; mgr inż. Jarosław Leszczyński<br />
– Ośrodek Postępu Technicznego WDROŻENIE Sp. z o.o. w Gdańsku.<br />
296
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Rys. 1. Schemat systemu kanalizacji i technologii oczyszczania ścieków Krzeszna-Wieżyca<br />
Pierwszym stopniem jest oczyszczanie mechaniczne, podczas którego na kracie są<br />
usuwane zanieczyszczenia stałe, tzw. skratki. W betonowym zbiorniku retencyjno-uśredniającym,<br />
współpracującym z oczyszczalnią KOS-2, zachodzi proces sedymentacji zawiesin<br />
łatwoopadających. Ścieki w tym zbiorniku są napowietrzane. Przeciwdziała to ich zagniwaniu<br />
oraz zapoczątkowuje proces biologicznego oczyszczania ścieków. Część ścieków<br />
oczyszczonych w KOS-2 jest zawracana do zbiornika retencyjnego.<br />
Drugi stopień stanowi oczyszczanie biologicznie w zblokowanej, kontenerowej oczyszczalni<br />
typu KOS-2, produkcji „Projprzem-Mostostal” z Bydgoszczy. Na podstawie dokumentacji<br />
techniczno-ruchowej przepustowość oczyszczalni KOS-2 wynosi 50 m³·d -1 . Technologia<br />
oczyszczania jest oparta na pracy złoża biologicznego, powstającego na tarczach<br />
obracających się w sposób ciągły, zanurzonych w ściekach wypełniających komorę przepływową<br />
kontenera. Są to tzw. złoża tarczowe.<br />
W celu uzyskania większej efektywności usuwania zanieczyszczeń w trakcie pracy<br />
oczyszczalni jest stosowana ciągła recyrkulacja części oczyszczanych ścieków (do 50%).<br />
W trakcie oczyszczania ścieków część złoża biologicznego jest sukcesywnie usuwana<br />
w postaci osadu wtórnego z osadnika. Osad ten jest kierowany do komór beztlenowej stabilizacji<br />
osadu. Zarówno osadnik wtórny, jak i komory stabilizacji osadu, są zblokowanymi<br />
elementami kontenera oczyszczalni. Proces beztlenowej stabilizacji osadu zachodzi z wydzieleniem<br />
ciepła w komorach. Komory stabilizacji osadu są usytuowane w komorze przepływowej,<br />
poniżej złóż tarczowych.<br />
Oczyszczone ścieki, bez biomasy mikroorganizmów, są odprowadzane z kontenera rurociągiem<br />
ciśnieniowym o długości 1070 m do studzienki, z której grawitacyjnie spływają rurociągiem<br />
o długości <strong>31</strong>6 m do III stopnia oczyszczania.<br />
Trzecim stopniem oczyszczania ścieków jest oczyszczanie w oczyszczalni roślinnej<br />
trzcinowo-wierzbowej – (systemem hydrofitowym) (rys. 2). Oczyszczalnią hydrofitową jest<br />
297
Bioakumulacja<br />
staw podzielony groblami, tworzącymi kanał serpentynowy o długości ok. 1,5 km, otoczony<br />
rowami opaskowymi, ogrodzony i osłonięty pasem drzew i krzewów (rys. 2).<br />
System hydrofitowy wykonany jest w postaci zbiornika ziemnego, sztucznie zasiedlonego<br />
trzciną pospolitą i wierzbą, a także inną roślinnością pochodzącą z samosiewów. Zastosowany<br />
system to staw z powierzchniowym przepływem ścieków. Pojemność stawu wynosi<br />
6700 m³, jego głębokość 0,6–0,8 m, a powierzchnia 1,84 ha. Całkowita powierzchnia terenu<br />
oczyszczalni hydrofitowej wynosi 2,56 ha.<br />
Oczyszczalnia hydrofitowa jest otoczona wałami opaskowymi, utrzymującymi spiętrzony<br />
poziom wody w stawie i odcinającymi powierzchnię stawu od napływu wód powierzchniowych.<br />
Wewnątrz systemu hydrofitowego wykonane są groble, wymuszające<br />
serpentynowy przepływ wody w stawie i uniemożliwiające tworzenie się martwych stref.<br />
Dodatkowo istnieje możliwość kierowania do stawu serpentynowego wody z otaczających<br />
rowów melioracyjnych.<br />
Rys. 2. Schemat systemu hydrofitowego w oczyszczalni Krzeszna-Wieżyca: a – plan;<br />
b – przekrój przez groble wewnętrzne<br />
Ze względów eksploatacyjnych oczyszczalnia hydrofitowa została podzielona na dwie<br />
niezależne części, w sposób umożliwiający oddzielną eksploatację każdej z nich. Obecnie,<br />
298
Oczyszczalnia Krzeszna-Wieżyca stanowi bardzo ważny element ochrony okolicznych<br />
wód powierzchniowych. Serpentynowy staw hydrofitowy w wysokim stopniu ususystem<br />
hydrofitowy – ewapotranspiracyjny. Obserwuje się brak odpływu ścieków<br />
oczyszczonych do odbiornika, ponieważ woda zawarta w ściekach odparowuje.<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
MATERIAŁY I METODY BADAŃ. Przedmiotem badań była jakość ścieków na wszystkich<br />
stopniach oczyszczania w oczyszczalni w Krzesznej Wieżycy oraz sezonowe przyrosty części<br />
ze względu na małą ilość dopływających ścieków, jest wykorzystywana tylko pierwsza sekcja<br />
nadziemnych oczyszczalni. wierzby Na wylotach wiciowej wykonano rosnącej na budowle terenie hydrofitowej odpływowe części w postaci oczyszczalni. przyczółka wlotowego<br />
Pomiary z zastawką efektywności piętrzącą, pracy rurociągu oczyszczalni oraz w przyczółka Krzesznej-Wieżycy wylotowego. były prowadzone w układzie<br />
Według założeń projektowych odbiornikiem oczyszczonych ścieków jest rów melioracyjny<br />
sezonowym: dopływający wiosna do Kanału – jesień Rąty. – zima. Intensywność Badano ścieki procesów w różnych ewapotranspiracji punktach oczyszczalni w systemie<br />
hydrofitowym kontenerowej powoduje, i oczyszczalni że od hydrofitowej. wielu lat obiekt Wyznaczenie ten jest eksploatowany efektywności pracy jako system oczyszczalni hydrofitowy<br />
– ewapotranspiracyjny. Obserwuje się brak odpływu ścieków oczyszczonych do odbiornika,<br />
oparto na ponieważ podstawie woda wybranych zawarta w parametrów ściekach odparowuje. ścieków: ChZT Cr , zawiesiny ogólnej, azotu<br />
Kiejdahla MATERIAŁY (azotu I organicznego METODY BADAŃ. i amonowego) Przedmiotem i fosforu badań ogólnego. była jakość ścieków na wszystkich<br />
stopniach oczyszczania w oczyszczalni Krzeszna-Wieżyca oraz sezonowe przyrosty<br />
części<br />
W celu<br />
nadziemnych<br />
wykonania oceny<br />
wierzby<br />
możliwości<br />
wiciowej<br />
wykorzystania<br />
rosnącej na terenie<br />
biomasy<br />
hydrofitowej<br />
wierzbowej<br />
części<br />
rosnącej<br />
oczyszczalni.<br />
na terenie<br />
oczyszczalni Pomiary efektywności hydrofitowej pracy jako alternatywnego oczyszczalni Krzesznej-Wieżyca źródła energii przeprowadzono były prowadzone pomiary w układzie<br />
sezonowym: wiosna – jesień – zima. Badano ścieki w różnych punktach oczyszczal-<br />
jej<br />
ni<br />
wartości<br />
kontenerowej<br />
opałowej.<br />
i oczyszczalni hydrofitowej. Wyznaczenie efektywności pracy oczyszczalni<br />
oparto WYNIKI na podstawie BADAŃ I wybranych DYSKUSJA. parametrów: Badania jakości ChZT Cr<br />
ścieków, oczyszczanych zawiesiny ogólnej, w oczyszczalni zawartości<br />
azotu Kiejdahla (azotu organicznego i amonowego) i fosforu ogólnego.<br />
Krzeszna-Wieżyca<br />
W celu wykonania<br />
wykazały<br />
oceny<br />
wysoką<br />
możliwości<br />
skuteczność<br />
wykorzystania<br />
w zakresie<br />
biomasy<br />
usuwania<br />
wierzbowej<br />
związków<br />
rosnącej<br />
azotu oraz<br />
na<br />
terenie fosforu. oczyszczalni Największą hydrofitowej efektywnością jako wyróżniała alternatywnego się oczyszczalnia źródła energii hydrofitowa. przeprowadzono Usuwanie pomiary<br />
jej wartości opałowej.<br />
azotu ogólnego (Kiejdahla) zachodziło w 90%, a fosforu ogólnego w 94%.<br />
W WYNIKI oczyszczalni BADAŃ KOS-2 I DYSKUSJA. Krzeszna Badania Wieżyca jakości pracującej ścieków jako oczyszczanych I i II stopień w oczyszczania oczyszczalni<br />
Krzeszna-Wieżyca wykazały wysoką skuteczność w zakresie usuwania związków azotu<br />
ścieków, usuwane są substancje biogeniczne w niewielkim stopniu. Zgodnie z danymi<br />
oraz fosforu. Największą efektywnością wyróżniała się oczyszczalnia hydrofitowa. Usuwanie<br />
producenta azotu ogólnego oczyszczalnia (Kiejdahla) KOS-2 zachodziło ma w umożliwiać 90%, a fosforu następującą ogólnego redukcję w 94%. zawartych<br />
W oczyszczalni KOS-2 Krzeszna-Wieżyca pracującej jako I i II stopień oczyszczania<br />
ścieków, usuwane są substancje biogeniczne w niewielkim stopniu. Zgodnie z danymi<br />
zanieczyszczeń: azot Kjeldahla < 20%, fosfor og. od 10 do 30%, zawiesina og. ok. 90%.<br />
producenta Przeprowadzone oczyszczalnia badania potwierdziły KOS-2 ma te umożliwiać założenia i następującą tak: azot Kjeldahla redukcję - 28%, zawartych fosfor ogólny zanieczyszczeń:<br />
azot Kjeldahla < 20%, fosfor og. od 10 do 30%, zawiesina og. ok. 90%. Przeprowadzone<br />
badania potwierdziły te założenia – redukcja zanieczyszczeń wyniosła: azot<br />
25%, zawiesina ogólna 86%.<br />
Kjeldahla Całkowitą – 28%, efektywność fosfor ogólny oczyszczalni – 25%, hydrofitowej, zawiesina ogólna wyrażoną – 86%. redukcją wartości wybranych<br />
Całkowitą efektywność oczyszczalni hydrofitowej, wyrażoną redukcją wartości wybranych<br />
parametrów fizykochemicznych, przedstawiono na rysunku<br />
parametrów fizykochemicznych, przedstawiono na rysunku 3.<br />
3.<br />
redukcja [%]<br />
100<br />
90<br />
80<br />
70<br />
60<br />
0<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
90,2<br />
94,3<br />
87,4<br />
43,7<br />
chZT N-Ogólny P-Ogólny zawiesina og.<br />
Rys. 3. Efektywność pracy oczyszczalni hydrofitowej<br />
299
Bioakumulacja<br />
wa substancje powodujące eutrofizację wód, wbudowując je w biomasę wierzby i inną<br />
roślinność.<br />
Obiekt ten zaprojektowano w celu umożliwienia dla większego przepływu ścieków<br />
(maksymalnie do 150 m 3·d -1 ). Aktualnie przepływ wynosi ok. 40 m 3·d -1 , co czyni go przewymiarowanym.<br />
Ten stan niekorzystnie wpływa na jakość ścieków oczyszczonych. Ścieki<br />
podczyszczone wpływające na oczyszczalnię hydrofitową nie przepływają przez cały<br />
obiekt, głównie w okresie letnim. To powoduje nadmierną kumulację zanieczyszczeń na<br />
początku stawu trzcinowo-wierzbowego.<br />
Najkorzystniejszym rozwiązaniem ze względu na pracę tej oczyszczalni byłoby podłączenie<br />
do sieci kanalizacyjnej kolejnych obiektów wypoczynkowych lub gospodarskich oraz<br />
uruchomienie rozprowadzania ścieków na staw hydrofitowy w kilku punktach. Spowoduje<br />
to wprawdzie zwiększenie kosztów kolejnych połączeń sieci kanalizacyjnej (rurociągi oraz<br />
pompownie ścieków), ale efekty ekologiczne mogą być znaczne.<br />
Wartość opałowa najmłodszych przyrostów wierzby Salix viminalis przed okresem<br />
wegetacji i z okresu jesiennego wynosiła odpowiednio:17,0–17,9 MJ·kg -1 s.m., 17,0–17,5<br />
MJ·kg -1 s.m. Średnia wartość opałowa drewna wierzby z badanej oczyszczalni wynosiła<br />
17,3 MJ·kg -1 s.m. i jest porównywalna z jakością wierzby pochodzącej z plantacji energetycznej.<br />
PODSUMOWANIE I WNIOSKI. Oczyszczanie ścieków za pomocą roślin hydrofitowych<br />
należy do naturalnych metod oczyszczania ścieków. Wraz ze ściekami do stawu roślinnego<br />
dopływają substancje biogenne. Stymulują one wzrost roślinności, m.in. wierzby wiciowej.<br />
Jednocześnie obserwuje się redukcję zawartości związków azotu i fosforu w oczyszczanych<br />
ściekach. Zaletami systemu hydrofitowego jest wysoka skuteczność oczyszczania, niskie<br />
koszty budowy i eksploatacji oraz bardzo estetyczny wygląd otoczenia.<br />
Oczyszczalnia hydrofitowa Krzeszna-Wieżyca jest oczyszczalnią mechaniczno-biologiczno-roślinną,<br />
oczyszczającą ścieki napływające z gospodarstw domowych, pensjonatów<br />
i ośrodków turystycznych.<br />
Wyniki badań efektywności pracy oczyszczalni ścieków socjalno-bytowych z udziałem<br />
oczyszczalni wierzbowej wskazują, że wierzba Salix viminalis skutecznie usuwa z oczyszczanych<br />
ścieków związki azotu i fosforu. Obserwuje się intensywny przyrost biomasy.<br />
Potwierdzono wysoką wartość opałową próbek wierzby. Badania wykazały, że wierzba<br />
uprawiana w oczyszczalni hydrofitowej stanowi źródło odnawialnej energii o wartościach<br />
opałowych (17,3 MJ·kg -1 s.m.) porównywalnych z wierzbą energetyczną uprawianą na plantacjach<br />
energetycznych.<br />
Praca finansowana z DS/8270-4-0093-7.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Dubas J.W, Tomczyk A. 2005. Zakładanie, pielęgnacja i ochrona plantacji wierzb energetycznych.<br />
Wydawnictwo SGGW. Warszawa.<br />
Imhoff K. i K. 1982. Kanalizacja miast i oczyszczanie ścieków, Wydawnictwo Arkady, Warszawa.<br />
Kuczewski K., Pawęska K. 2005. Oczyszczalnie roślinno-glebowe jako alternatywne rozwiązanie<br />
problemu oczyszczania ścieków na terenach wiejskich. Gaz, Woda i Technika Sanitarna.<br />
9: 17–19.<br />
Obarska-Pempkowiak H. 2002. Oczyszczalnie hydrofitowe. Wydawnictwo PG. Gdańsk.<br />
Witkowski A., Hei<strong>nr</strong>ich Z. 2005. Urządzenia do oczyszczania ścieków: projektowanie, przykłady<br />
obliczeń. Wydawnictwo Seidel-Przywecki, Warszawa.<br />
300
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
PLANT BIOMASS AS A PRODUCT OF WASTEWATER TREATMENT AND RENEVABLE<br />
ENERGY SOURCE<br />
Problems of contaminants removal from domestic sewage in hydrophytic (constructed<br />
wetlands) systems were described. The constructed wetlands, as the 3 rd degree of sewage<br />
effluent treatment, were used for the removal of organic substances, nitrogen and phosphorus<br />
from primary treated wastewater.<br />
The hydrophytic sewage treatment plant placed in the Krzeszna-Wieżyca were examined.<br />
The plant was found to be efficient in removal nitrogen and phosphorus from wastewater.<br />
The nitrogen removal was observed to be 90.2% and phosphorus – 94.3%. The calorific<br />
value of willow from the constructed wetlands was 17.3 MJ·kg -1 d.m. Our results confirmed,<br />
that the biomass obtained from the hydrophytic sewage treatment plant can be used as an<br />
alternative energy source.<br />
301
Bioakumulacja<br />
Zawartość metali ciężkich w kostrzewie łąkowej uprawianej<br />
na glebie z dodatkiem popiołu i kadmu*<br />
Wprowadzenie. Popioły paleniskowe pochodzące ze spalania węgla kamiennego<br />
są cennym surowcem w wielu gałęziach gospodarki. W razie wykorzystania popiołów paleniskowych<br />
w rolnictwie, w rekultywacji terenów poprzemysłowych, konieczne jest określenie<br />
zawartych w tych popiołach ilości metali ciężkich. Pierwiastki toksyczne w większości<br />
są związane w słabo rozpuszczalnych połączeniach, takich jak glinokrzemiany<br />
[Bojarska, Bzowski 2002]. Głównym mankamentem niektórych popiołów może być duża<br />
zawartość metali ciężkich [Quant 2000]. Stąd wynika konieczność przestrzegania właściwych<br />
norm oraz dawek przy użyciu popiołów w zabiegach agromelioracyjnych na glebach<br />
ornych, do nawożenia roślin rolniczych i w rekultywacji terenów poprzemysłowych.<br />
Popioły paleniskowe, ze względu na swoje właściwości fizykochemiczne, mogą pełnić<br />
funkcję zeolitów, dzięki którym mogą wiązać metale ciężkie znajdujące się w glebie [Derkowski<br />
2001]. Ponadto popioły paleniskowe po wprowadzeniu do gleby przyczyniają się<br />
do unieruchamiania metali ciężkich w podłożu, a tym samym ograniczają transport tych<br />
pierwiastków do części nadziemnych roślin wytypowanych do biologicznej rekultywacji<br />
[Antonkiewicz 2007].<br />
Celem przeprowadzonych badań było określenie wpływu dodania do gleby popiołu<br />
paleniskowego oraz zróżnicowanych ilości kadmu na wielkości plonu roślin i ocenę zawartości<br />
metali ciężkich w roślinach.<br />
Materiał i metody badań. Badania nad oddziaływaniem popiołów paleniskowych<br />
ze zróżnicowanymi dawkami kadmu na plon i pobieranie metali ciężkich przez kostrzewę<br />
łąkową (Festuca pratensis Huds.) przeprowadzono w warunkach doświadczenia wazonowego.<br />
Do badań pobrano glebę z gminy Bukowno w województwie małopolskim, w której<br />
znajdują się Zakłady Górniczo-Hutnicze „Bolesław”, przerabiające rudy cynku i ołowiu. Gleba<br />
o składzie granulometrycznym piasku luźnego zawierała 95% piasku, 2% pyłu oraz 3%<br />
części spławianych (tab. 1).<br />
Tabela 1. Właściwości fizykochemiczne gleby i popiołu zastosowanych w doświadczeniu<br />
Parametr Jednostka Gleba<br />
Skali IUNG***<br />
[Kabata-Pendias<br />
i in. 1993]<br />
Dopuszczalna<br />
[Rozporządzenie<br />
MŚ 2002]<br />
Popiół<br />
pH (KCl)<br />
– 7,06 – – 9,85<br />
pH (H2O)<br />
– 7,33 – – 10,06<br />
Skład granulometryczny<br />
– pl* – – gpp**<br />
Zawartość: mg · kg -1 s.m.<br />
Cr 5,48 0 150 33,85<br />
Zn 251,25 II 300 93,75<br />
Pb 45,10 I 100 18,65<br />
Cu 6,00 0 150 74,50<br />
Cd 2,75 III 4 0,28<br />
Ni 3,38 0 100 39,98<br />
*pl – piasek luźny, **gpp – glina piaszczysta pylasta; ***0 – zawartość naturalna, I – zawartość podwyższona,<br />
II – gleba słabo zanieczyszczona, III – gleba średnio zanieczyszczona; – nie dotyczy.<br />
* Dr inż. Jacek Antonkiewicz – Katedra Chemii Rolnej, Akademia Rolnicza w Krakowie.<br />
302
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Odczyn gleby był alkaliczny. Glebę, na której założono doświadczenie charakteryzowała<br />
naturalna zawartość Cr, Cu i Ni, zwiększona zawartość Pb, małe zanieczyszczenie Zn<br />
i średnie zanieczyszczenie Cd (tab. 1). W doświadczeniu użyto popiołu paleniskowego pochodzącego<br />
ze spalania węgla kamiennego, tj. mieszaniny popiołowo-żużlowej z mokrego<br />
odprowadzania odpadów paleniskowych o numerze katalogowym 100180 [Ustawa o odpadach<br />
2001]. Zawartość metali ciężkich w popiołach w porównaniu do zawartości gleby nie<br />
była na tyle duża, aby trzeba było podnosić alarm o potencjalnym zagrożeniu ze strony popiołów<br />
paleniskowych.<br />
Doświadczenie przeprowadzono w czterech powtórzeniach, w wazonach polietylenowych<br />
o pojemności 3,5 kg, napełnionych glebą mineralną i popiołem paleniskowym. Do gleby<br />
wymieszanej z popiołem dodano kadm, zwiększając jego ilość od 3,00 do 15,00 mg ·<br />
kg -1 s.m. Popiół dodano do gleby w ilości 23,33 g na wazon. Dawka popiołu odpowiadała<br />
20 t · ha -1 .<br />
W schemacie doświadczenia uwzględniono również obiekt kontrolny, obejmujący wyłącznie<br />
glebę mineralną i obiekt z samym popiołem paleniskowym (tab. 2).<br />
Tabela 2. Zawartości metali ciężkich w kostrzewie łąkowej<br />
Obiekt<br />
Dawka<br />
Cd<br />
Zawartość [mg · kg -1 s.m.]<br />
Cr Zn Pb Cu Cd Ni<br />
I kontrola 0 0,36 861,03 3,00 6,44 3,77 1,14<br />
II<br />
0 0,40 711,00 2,78 8,10 3,20 1,01<br />
III 3,00 0,37 658,15 2,87 8,03 4,96 0,98<br />
IV gleba + 4,00 0,38 684,54 2,73 7,83 6,64 0,96<br />
V 23,33 g 5,00 0,36 687,52 2,86 7,48 7,49 0,97<br />
VI popiołu 7,50 0,40 689,76 2,61 7,52 9,27 0,97<br />
VII 10,0 0,54 685,44 2,72 7,49 17,46 1,27<br />
VIII 15,0 0,66 718,02 2,80 7,93 19,04 1,33<br />
IX popiół 0,28 0,75 60,75 1,22 8,21 0,14 0,41<br />
NRI–LSD (α=0,01)<br />
0,08 72,12 0,55 2,21 0,94 0,14<br />
V% <strong>31</strong>,16 35,26 20,46 6,99 79,95 26,00<br />
We wszystkich wazonach zastosowano stałe nawożenie NPK w ilości: 0,3 g N, 0,08 g P,<br />
0,2 g K · kg -1 s.m. gleby, w formie NH 4<br />
NO 3<br />
, KH 2<br />
PO 4<br />
, KCl. Nawozy mineralne zastosowano<br />
na dwa tygodnie przed wysianiem roślin w formie roztworów i dokładnie wymieszano z podłożem.<br />
Okres wegetacji kostrzewy łąkowej wynosił 60 dni. W czasie wegetacji rośliny podlewano<br />
wodą redestylowaną, utrzymując wilgotność gleby na poziomie 60% maksymalnej pojemności<br />
wodnej. Części nadziemne kostrzewy zebrano z każdego wazonu (powtórzenia),<br />
następnie po wysuszeniu w suszarce w temp. 75 o C określono wielkość plonu suchej masy<br />
i wyrażono ją w g s.m. na wazon. W materiale roślinnym po mineralizacji na sucho, z każdego<br />
powtórzenia, oznaczono: Cr, Zn, Pb, Cu, Cd, Ni, metodą ICP-AES (inductively coupled<br />
plasma – atomowa spektrofotometria emisyjna oparta na palniku indukcyjnie wzbudzonej<br />
plazmy).<br />
Do obliczeń statystycznych zastosowano arkusz kalkulacyjny Microsoft Excel 7.0. Istotność<br />
różnic między porównywanymi średnimi plonów kostrzewy i zawartości pierwiastków<br />
określano metodą Duncana. Analizę wariancji i test Duncana wykonywano na poziomie<br />
303
Bioakumulacja<br />
istotności α = 0,01. Obliczono współczynniki zmienności wskazujące zmienność zawartości<br />
badanych pierwiastków w plonie roślin.<br />
12<br />
10<br />
g s.m./wazon - g d.m./pot<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
I<br />
II<br />
III<br />
IV<br />
I – Gleba, II – 23,33 g P + 0 mg Cd, III – 23,33 g P + 3 mg Cd,<br />
IV – 23,33 g P + 4 mg Cd, V – 23,33 g P + 5 mg Cd, VI – 23,33 g P + 7,5 mg Cd,<br />
VII – 23,33 g P + 10 mg Cd, VIII – 23,33 g P + 15 mg Cd, IX – wyłącznie popiół.<br />
I Rys. – Gleba 1. Plon - Soil, kostrzewy łąkowej [P II – 23,33 popiół] g P + 0 mg Cd, III – 23,33 g P + 3 mg C<br />
IV – 23,33 g P + 4 mg Cd, V – 23,33 g P + 5 mg Cd, VI – 23,33 g P + 7,5 m<br />
VII – 23,33 g P + 10 mg Cd, VIII – 23,33 g P + 15 mg Cd, IX – Wyłącznie popiół,<br />
V<br />
Wyniki badań. Plon kostrzewy łąkowej był zróżnicowany i wahał się zależności od<br />
obiektu, od<br />
Rys.<br />
3,06<br />
1.<br />
do<br />
Plon<br />
11,30<br />
kostrzewy<br />
g s.m. na<br />
łąkowej:<br />
wazon<br />
P<br />
(rys.<br />
– popiół,<br />
1). Współczynnik<br />
NIR – .................,<br />
zmienności<br />
LSD<br />
dla plonu<br />
wynosił 42,59%. Dodatek popiołu do gleby w ilości 23,33 g na wazon (obiekt II) nie wpłynął<br />
istotnie na podwyższenie plonu kostrzewy, aczkolwiek zarejestrowano niewielki wzrost<br />
w porównaniu do kontroli. Zastosowanie popiołu do gleby oraz zwiększających się dawek<br />
kadmu w ilości od 3,0 do 7,5 mg · kg -1 s.m. gleby (obiekty III-VI) nie wpłynęły istotnie na obniżenie<br />
plonu testowanej rośliny. Kolejne dawki kadmu natomiast, wynoszące od 10,00 do<br />
15,00 mg · kg -1 s.m., zaaplikowane do gleby wymieszanej z popiołem wpłynęły istotnie na<br />
obniżenie plonu kostrzewy w porównaniu do plonu kostrzewy uzyskanego z obiektu kontrolnego.<br />
Obniżenie suchej masy części nadziemnych kostrzewy przy najwyższej dawce<br />
kadmu (obiekt VIII) wynosiło 68,15% w stosunku do kontroli. Zastosowany wyłącznie popiół<br />
paleniskowy (obiekt IX) również wpłynął istotnie na obniżenie plonu kostrzewy. Obniżenie<br />
plonu testowanej rośliny w obiekcie, w którym zastosowano wyłącznie popiół, wynosiło<br />
69,11% w porównaniu do kontroli. Stwierdzono, że zastosowany wyłącznie popiół pale-<br />
VI<br />
Obiekty - Objects<br />
VII<br />
Obiekty - Objects<br />
VIII<br />
IX<br />
NIR-LSDα=0,01<br />
α = 0,01<br />
304
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
niskowy wpłynął porównywalnie na obniżenie plonu kostrzewy w porównaniu do obiektu,<br />
w którym zastosowano do gleby popiół z 15 mg kadmu na kg s.m. gleby.<br />
Tabela 3. Doświadczenie wazonowe <strong>nr</strong> I – Chełm. 2006 r.: gleba wymieszana z popiołem i Cd,<br />
plon kostrzewy łąkowej [g/wazon], I rok prowadzenia doświadczenia<br />
Nr Obiektu Nazwa Poziom Cd Nr Obiektu<br />
Części<br />
nadziemne<br />
Wzrost<br />
I gleba O I 9,91 100,00<br />
II gleba + popioł O II 11,30 114,11<br />
III gleba + popioł I III 11,07 111,71<br />
IV gleba + popioł II IV 10,54 106,36<br />
V gleba + popioł III V 9,47 95,63<br />
VI gleba + popioł IV VI 8,49 85,69<br />
VII gleba + popioł V VII 4,64 46,87<br />
VIII gleba + popioł VI VIII 3,16 <strong>31</strong>,85<br />
IX<br />
wyłącznie<br />
popiół<br />
0 IX 3,06 30,89<br />
NRI (001) NIR-LSD α=0,01 1,62<br />
min. 3,06 30,89<br />
max. 11,30 114,11<br />
Średnia 7,96 80,35<br />
Odch. 3,39 34,22<br />
V% 42,59 42,59<br />
Zawartość metali ciężkich w kostrzewie łąkowej była zróżnicowana i w zależności od<br />
obiektu wahała się od 0,36 do 0,75 mg Cr; od 60,75 do 861,03 mg Zn; od 1,22 do 3,00 mg<br />
Pb; od 6,44 do 8,21 mg Cu; od 0,14 do 19,04 mg Cd oraz od 0,41 do 1,33 mg Ni na kg<br />
s.m. (tab. 2). Największe zróżnicowanie pod względem zawartości charakteryzowało kadm,<br />
a najmniejsze miedź.<br />
Stwierdzono, że dodatek do gleby popiołu w ilości 23,33 g na wazon (obiekt II) nie wpłynął<br />
istotnie na wzrost zawartości chromu w kostrzewie. Ponadto wymieszanie popiołu paleniskowego<br />
z glebą i zastosowanie kadmu w ilości 3–7,5 mg · kg -1 s.m. gleby również nie wpłynęło<br />
na wzrost zawartości tego pierwiastka w kostrzewie łąkowej. Zastosowanie natomiast kadmu<br />
w ilości 10–15 mg · kg -1 s.m. gleby spowodowało istotny wzrost zawartości chromu w kostrzewie<br />
w stosunku do obiektu kontrolnego. Wzrost zawartości chromu w częściach nadziemnych<br />
kostrzewy, przy najwyższej dawce kadmu (15 mg · kg -1 ), wynosił 82,41% w porównaniu do<br />
kontroli. Zastosowanie wyłącznie popiołu (obiekt IX) również istotnie oddziaływało na wzrost<br />
zawartości chromu (105,75% w stosunku do kontroli) w testowanej roślinie.<br />
Wzrost zawartości chromu w kostrzewie uzyskanej na glebie wymieszanej z popiołem<br />
i dodatkiem wzrastających dawek kadmu tłumaczy się ponad sześciokrotnie wyższą zawartością<br />
chromu w popiele aniżeli glebie (tab. 1).<br />
W przypadku cynku i ołowiu stwierdzono, że dodatek do gleby popiołu w ilości 23,33 g<br />
na wazon wpłynął na zmniejszenie zawartości tych pierwiastków w testowanej roślinie. Wymieszanie<br />
popiołu paleniskowego z glebą i zastosowanie kadmu w dawkach wzrastających<br />
(3–15 mg · kg -1 ) również spowodowało istotne zmniejszenie zawartości cynku, zmniejszenie<br />
zaś zawartości ołowiu było bardzo niewielkie w stosunku do zawartości tego pierwiastka<br />
w roślinie z obiektu kontrolnego. Zastosowani wyłącznie popiołu (obiekt IX) spowodowało<br />
305
Bioakumulacja<br />
istotne zmniejszenie zawartości cynku i ołowiu w testowanej roślinie. Zmniejszenie zawartości<br />
tych metali w kostrzewie uzyskanej z obiektu, w którym zastosowano wyłącznie popiół,<br />
wynosiło 92,94% Zn oraz 59,27% Pb w porównaniu do kontroli.<br />
W prowadzonych badaniach stwierdzono, że dodatek do gleby popiołu w ilości 23,33 g<br />
na wazon (obiekt II) i wymieszanie z glebą popiołu wraz z kadmem w dawkach 3–15 mg ·<br />
kg -1 s.m. (obiekty III-VIII) oraz zastosowanie wyłącznie popiołu (obiekt IX) nie wpłynęło istotnie<br />
na zwiększenie zawartości miedzi w kostrzewie, aczkolwiek zarejestrowano niewielki<br />
wzrost w porównaniu do kontroli. Większą zawartość miedzi w kostrzewie łąkowej uprawianej<br />
na wymienionych obiektach tłumaczy się ponad 12-krotną większą zawartością tego<br />
pierwiastka w popiele (tab. 1). Stwierdzono, że dodatek do gleby popiołu w ilości 23,33 g na<br />
wazon wpłynął w niewielkim stopniu na zmniejszenie zawartości kadmu i niklu w kostrzewie<br />
łąkowej. Wymieszanie popiołu paleniskowego z glebą i zastosowanie kadmu w ilości<br />
3–15 mg · kg -1 s.m. gleby wpłynęło istotnie na zwiększenie zawartości kadmu w testowanej<br />
roślinie, uzależnione od dawki tego metalu. Zwiększenie zawartości kadmu w częściach<br />
nadziemnych kostrzewy przy najwyższej dawce (15 mg Cd · kg -1 s.m. gleby) było ponad<br />
pięciokrotnie większe w porównaniu do kontroli. Zwiększenie zawartości niklu natomiast zarejestrowano<br />
w obiektach, w których wymieszano popiół paleniskowy z glebą i zastosowano<br />
kadm w ilości 10–15 mg · kg -1 s.m. Zawartości niklu w częściach nadziemnych kostrzewy<br />
przy takiej dawce kadmu (15 mg · kg -1 ) zwiększyła się o 16,27% w porównaniu do obiektu<br />
kontrolnego. Zastosowanie wyłącznie popiołu (obiekt IX) spowodowało istotne zmniejszenie<br />
zawartości kadmu i niklu w badanej roślinie. Zmniejszenie zawartości tych metali w kostrzewie<br />
uzyskanej z obiektu, w którym zastosowano wyłącznie popiół wynosiło 96,22% Cd;<br />
63,81% Ni w porównaniu do obiektu kontrolnego.<br />
Pobranie metali ciężkich przez kostrzewę łąkową jest wypadkową wielkości plonu i zawartości<br />
w nich pierwiastków (tab. 4). Spośród analizowanych metali ciężkich w największych<br />
ilościach pobrany został cynk, a w najmniejszych chrom. Dodanie do gleby popiołu<br />
w ilości 23,33 g na wazon (obiekt II) spowodowało wzrost pobrania chromu, ołowiu, miedzi<br />
i niklu odpowiednio o 25,79; 4,92; 43,58 i 3,34%, ograniczając jednocześnie pobranie cynku<br />
i kadmu (o 5,91% Zn i 1,61% Cd w porównaniu pobrania z obiektu kontrolnego).<br />
Tabela 4. Pobranie metali ciężkich przez kostrzewę łąkową<br />
Obiekt<br />
Dawka<br />
Cd<br />
Pobranie [µg · wazon -1 ]<br />
Cr Zn Pb Cu Cd Ni<br />
I kontrola 2,75 3,61 8537,69 29,76 63,79 37,38 11,24<br />
II<br />
2,75 4,54 8033,18 <strong>31</strong>,23 91,59 36,13 11,42<br />
III 3,00 4,07 7278,99 <strong>31</strong>,78 89,77 54,97 10,90<br />
IV gleba + 4,00 3,96 7207,89 28,78 82,37 70,05 10,17<br />
V 23,33 g 5,00 3,43 6248,07 27,16 70,78 70,93 9,19<br />
VI popiołu 7,50 3,41 5847,55 22,19 63,80 78,78 8,19<br />
VII 10,0 2,47 <strong>31</strong>74,53 12,42 34,90 80,94 5,87<br />
VIII 15,0 2,08 2269,33 8,84 25,55 60,15 4,18<br />
IX popiół 0,28 2,29 187,30 3,74 25,13 0,44 1,26<br />
NRI–LSD (α=0,01)<br />
0,80 3229,54 6,34 24,45 15,81 1,77<br />
V% 25,81 53,16 49,05 43,30 47,68 44,22<br />
W obiektach III–VIII, w których do gleby wprowadzono popiół paleniskowy i wzrastające<br />
dawki kadmu, w ilości 3–15 mg · kg -1 s.m. gleby, zarejestrowano znaczny wzrost pobrania<br />
kadmu i było to uzależnione od dawki tego metalu. Stwierdzono też, że w obiektach tych<br />
nastąpiło stopniowe obniżenie pobrania cynku i niklu w miarę zwiększania dawek kadmu.<br />
306
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Podobną prawidłowość jak w przypadku kadmu stwierdzono również u miedzi, z wyjątkiem<br />
obiektów VII i VIII, w których zaaplikowana dawka kadmu w ilości 10–15 mg · kg -1 spowodowała<br />
obniżenie pobrania miedzi odpowiednio o 45,29% (obiekt VII) i 59,94% (obiekt VIII)<br />
w porównaniu do kontroli. W przypadku ołowiu dawka kadmu 3 mg · kg -1 zastosowana do<br />
gleby wymieszanej z popiołem wpłynęła na wzrost pobrania tego pierwiastka. Kolejne dawki<br />
kadmu (4–15 mg · kg -1 ) natomiast ograniczyły pobranie ołowiu. Podobną prawidłowość<br />
stwierdzono jeżeli chodzi o pobranie chromu przez kostrzewę łąkową z wyjątkiem obiektu<br />
IV, w którym dawka kadmu 4 mg · kg -1 spowodowała zwiększenie ilości pobranego chromu.<br />
W obiekcie IX, w którym zastosowano wyłącznie popiół paleniskowy, nastąpiło największe<br />
zmniejszenie pobrania cynku, ołowiu, miedzi, kadmu i niklu, odpowiednio 97,81; 87,45; 60,6;<br />
98,83; 88,77% w porównaniu do obiektu kontrolnego. Wyjątkiem był natomiast chrom, który<br />
w najmniejszym stopniu został pobrany w obiekcie VIII, tj. w 42,28% w stosunku do kontroli.<br />
Ponadnormatywne zawartości metali ciężkich w roślinach mogą stanowić zagrożenie<br />
dla człowieka i zwierząt. Proponowane progowe zawartości metali śladowych zróżnicowane<br />
są zależnie od przeznaczenia roślin na cele konsumpcyjne, paszowe i przemysłowe.<br />
Należy jednak podkreślić, że są to ogólne, ramowe przedziały zawartości, ponieważ trudno<br />
jest określić jednoznacznie dopuszczalne granice maksymalnych zawartości metali składowych<br />
pod kątem wymagań żywieniowych i paszowych. Prawidłowy wybór dopuszczalnych<br />
zawartości powinien wynikać z obliczeń bilansu paszowego dla określonych grup zwierząt<br />
[Kabata-Pendias i in. 1993; Gorlach 1991]. Oceniając kostrzewę łąkową uprawianą na popiołach<br />
z dodatkiem Cd, Cu stwierdzono, że spełnia ona wymogi pod względem zawartości<br />
ołowiu, miedzi i niklu stawiane paszom dobrej jakości. W analizowanym materiale roślinnym<br />
nie stwierdzono także przekroczenia dopuszczalnej zawartości chromu, ponieważ dopuszczalna<br />
zawartość tego pierwiastka w materiale roślinnym przeznaczonym na pasze wynosi<br />
20 mg · kg -1 s.m. [Preś, Kinal 1996]. Zawartość natomiast kadmu i cynku w kostrzewie uprawianej<br />
na badanych obiektach wyklucza jej wykorzystanie do celów paszowych.<br />
Dyskusja. Wyniki badań odpadów paleniskowych pod kątem zawartości w nich<br />
składników użytecznych rolniczo wskazują, że są one doskonałym podłożem do wznowienia<br />
procesów glebotwórczych i wegetacji roślinności [Góral, Rola 2002]. Dlatego też mogą<br />
one być wykorzystywane w rolnictwie i leśnictwie oraz do rekultywacji terenów zdegradowanych<br />
i poprzemysłowych. Istniejące jednak w literaturze [Paprocki 1974; Maciak i in. 1974]<br />
kontrowersyjne sygnały, co do toksyczności popiołów, wskazują na potrzebę badań w tym<br />
zakresie w układzie popiół-gleba-roślina [Starski 1977]. Niezbędne jest również prowadzenie<br />
badań i monitorowanie zawartości w popiołach oraz możliwością akumulacji w glebie<br />
i roślinach pierwiastków śladowych.<br />
Celem analizowanych w tej pracy badań była ocena plonowania kostrzewy łąkowej<br />
i zdolności pobierania metali ciężkich z gleby, do której zastosowano popiół paleniskowy<br />
i wzrastające dawki kadmu.<br />
W pracy wykazano, że dodatek popiołu paleniskowego do gleby wpłynął na zwiększenie<br />
plonu, natomiast zastosowanie wyłącznie popiołu na jego zmniejszenie. Znajduje to<br />
również potwierdzenie w badaniach Kotera i in. [1982], którzy stwierdzili, że zastosowane<br />
popioły no ogół korzystnie wpłynęły na plonowanie roślin, wielkość plonu uzależniona była<br />
jednak od ilości zastosowanego popiołu, a w miarę wzrostu dawki popiołu systematycznie<br />
malał plon roślin. Również w badaniach Nowaka i Ciećki [1983] oraz Góry [1987] stosowanie<br />
zwiększających się dawek popiołu zmniejszało plon badanych roślin.<br />
Rośliny pobierają z gleby pierwiastki śladowe na ogół proporcjonalnie do wzrostu stężenia<br />
tych składników, ale proces ten jest regulowany wieloma czynnikami, wśród których<br />
decydującymi są odczyn gleby oraz specyficzne właściwości gleby i pierwiastków [Curyło<br />
1996]. Większość metali ciężkich najwyższą przyswajalność dla roślin wykazuje w kwaś-<br />
307
Bioakumulacja<br />
nym odczynie gleb, neutralizacja środowiska glebowego natomiast przyczynia się do ich<br />
unieruchamiania [Gorlach, Gambuś 1992]. Dostępność metali w środowisku wpływa istotnie<br />
na ich pobranie przez rośliny [Gorlach, Gambuś 1989]. Pierwiastki toksyczne występujące<br />
w popiołach w większości są związane w słabo rozpuszczalnych połączeniach, takich<br />
jak glinokrzemiany [Meller i in. 2001]. Generalnie metale ciężkie nie wchodzą do łańcucha<br />
troficznego za względu na ich słabą rozpuszczalność i bariery metaboliczne charakterystyczne<br />
dla roślin [Antonkiewicz, Rapacz 2006]. Badania Curyły i Jasiewicz [1998] wykazały,<br />
że zastosowane nawożenie organiczno-mineralne w postaci rekultera zawierającego<br />
w swoim składzie m.in. popiół paleniskowy, zmniejszało pobieranie metali ciężkich przez<br />
rośliny. Można więc sądzić, że ograniczenie pobierania badanych pierwiastków było efektem<br />
zmniejszenia ich przyswajalności przez obniżenie rozpuszczalności w wyniku odkwaszającego<br />
działania popiołu paleniskowego [Dechnik, Wiater 2002]. Badaniach własne potwierdziły,<br />
że ograniczenie pobierania pierwiastków śladowych przez rośliny było efektem<br />
zmniejszenia rozpuszczalności metali w wyniku zastosowania popiołu o wysokim odczynie,<br />
pH (H2O)<br />
= 10,06 (tab. 1).<br />
W badaniach Góry [1987] nad składem chemicznym roślin, bez względu na wielkość<br />
dawki popiołów, wykazano, że nie uległa zmianie zawartość kadmu, niklu i kobaltu, tendencję<br />
spadkową wykazywał natomiast chrom i cynk, a zawartość miedzi i ołowiu ulegała wahaniom.<br />
W badaniach własnych stwierdzono natomiast, że zastosowanie wyłącznie popiołu<br />
paleniskowego (obiekt IX) ograniczyło pobieranie Zn, Pb, Cd, Ni przez kostrzewę łąkową,<br />
a tym samym nie wpłynęło na przekroczenie dopuszczalnej zawartości metali ciężkich w zebranym<br />
plonie.<br />
Zaprezentowane wyniki badań wskazują, że popioły paleniskowe zastosowane do gleby<br />
wraz ze wzrastającymi dawkami kadmu wpłynęły na zmniejszenie zawartości Zn, Pb i Ni,<br />
a zwiększyły zawartości Cr, Cu i Cd w kostrzewie łąkowej. Ponadto warto podkreślić, że<br />
uzyskany plon części nadziemnych kostrzewy z obiektów, w których jako podłoże zastosowano<br />
wyłącznie popiół, cechowała zawartość metali ciężkich poniżej wartości progowych.<br />
Ilość pierwiastków odprowadzanych przez rośliny zależy od wielkości plonu i zawartości<br />
danego pierwiastka. Przeprowadzone analizy dowodzą, że ilość pierwiastków odprowadzonych<br />
z plonem kostrzewy łąkowej uzależniona była od dawki popiołu paleniskowego i poziomu<br />
kadmu. Największe pobranie metali ciężkich odnotowano w obiekcie II, w którym do<br />
gleby dodano popiół paleniskowy w ilości 23,33 g na wazon. Najmniejsze natomiast wynoszenie<br />
wszystkich badanych metali ciężkich stwierdzono w obiekcie, w którym zastosowano<br />
wyłącznie popiół paleniskowy. W prowadzonych badaniach stwierdzono, że zastosowane<br />
popioły paleniskowe powodowały wyraźne zmniejszenie pobrania metali ciężkich przez kostrzewę<br />
w porównaniu do kontroli. Ze względu na formy występowania w popiołach metali<br />
ciężkich oraz ich rozpuszczalność ilość pobrania niektórych z nich przez rośliny może być<br />
nieznaczna. Jak bowiem wykazują badania Tenerowicza [1988], wśród mikroelementów<br />
występujących w popiołach najłatwiej rozpuszczalne są te, które występują głównie na powierzchni<br />
cząstek popiołu. Zalicza się do nich selen, fluor, molibden i arsen. W bardzo niewielkim<br />
stopniu natomiast, wymywaniu ulegają kadm, kobalt, ołów i cynk.<br />
Wnioski. Na podstawie uzyskanych wyników badań i ich analizy sformułowano następujące<br />
wnioski:<br />
1. Wprowadzenie do gleby popiołu w ilości 23,33 g na wazon, odpowiadającej 20 t · ha -1<br />
nie wpłynęło istotnie na zwiększenie plonu kostrzewy, aczkolwiek zarejestrowano niewielki<br />
wzrost. Przy zastosowaniu wyłącznie popiołu paleniskowego odnotowano istotny<br />
spadek plonu kostrzewy łąkowej.<br />
2. Wprowadzenie do gleby popiołu oraz wzrastających dawek kadmu w ilości 3–7,5 mg · kg -1<br />
s.m. gleby nie wpłynęło istotnie na zmniejszenie plonu testowanej rośliny. Zaaplikowa-<br />
308
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nie natomiast kolejnych dawek kadmu (10–15 mg · kg -1 ) spowodowało istotne zmniejszenie<br />
plonu kostrzewy.<br />
3. Pod wpływem zaaplikowania wzrastających dawek kadmu do gleby wymieszanej z popiołem<br />
zrejestrowano zmniejszenie zawartości Zn, Pb i Ni, a zwiększenie zawartości Cr, Cu i Cd.<br />
4. Szacując zawartość chromu, ołowiu, miedzi i niklu w kostrzewie według liczb granicznych<br />
IUNG stwierdzono, że odpowiadała ono normom stawianym paszom dobrej jakości.<br />
Biorąc natomiast pod uwagę zawartość cynku i kadmu, stwierdzono przekroczenia<br />
dopuszczalnej zawartości tych pierwiastków.<br />
5. Zarejestrowano, że w obiekcie IX, w którym zastosowano wyłącznie popiół paleniskowy,<br />
nastąpiło największe obniżenie pobrania wszystkich analizowanych pierwiastków.<br />
Stwierdzono także, że pod wpływem wzrastających dawek Cd pobranie większości<br />
pierwiastków przez kostrzewę łąkową obniżało się.<br />
Piśmiennictwo<br />
Antonkiewicz J. 2007. The effect of furnace ash on yielding and heavy metal concentrations in<br />
selected grass species. Polish J. of Environ. Stud. Vol. 16, No. 2A: 276–281.<br />
Antonkiewicz J., Rapacz M. 2006. Ocena aktywności fotosyntetycznej roślin uprawianych na<br />
osadach ściekowych i popiołach paleniskowych. Zesz. Probl. PNR. 509: 187–196.<br />
Bojarska K., Bzowski Z. 2002. Formy cynku w popiołach z węgla kamiennego. Zesz. Nauk. Komitetu<br />
“Człowiek i Środowisko” PAN, „Cynk w środowisku – problemy ekologiczne i metodyczne”,<br />
33: 229–236.<br />
Curyło T. 1996. Wpływ odczynu gleby na pobieranie cynku, miedzi i niklu przez rośliny owsa.<br />
Zesz. Probl. PNR. 434: 49–54.<br />
Curyło T., Jasiewicz Cz. 1998. Wpływ różnych nawozów organiczno-mineralnych na pobieranie<br />
metali ciężkich przez warzywa. Rocz. AR Pozn. 304, Ogrod. 27: 39–49.<br />
Dechnik I., Wiater J. 2002. Kształtowanie wartości wskaźników zakwaszenia gleb nawożonych<br />
uciążliwymi odpadami organicznymi. Zesz. Probl. PNR. 482: 121–127.<br />
Derkowski A. 2001. Różnorodne metody syntezy zeolitów z popiołów lotnych jako próba utylizacji<br />
odpadów paleniskowych. Przegląd Geologiczny 49, 4: 337.<br />
Gorlach E. 1991. Zawartość pierwiastków śladowych w roślinach pastewnych jako miernik ich<br />
wartości. Zesz. Nauk. AR w Krakowie, 262, Sesja Nauk. z. 34: 13–22.<br />
Gorlach E., Gambuś F. 1989. Wpływ interakcji pomiędzy metalami ciężkimi (Cd, Cu, Ni, Pb i Zn)<br />
w glebie na ich pobieranie przez życicę wielokwiatową (Lolium multiflorum). Acta Agraria Et<br />
Silv., ser. Agr. 28: 61–72.<br />
Gorlach E., Gambuś F. 1992. A comparison of sensitivity to the toxic action of heavy metals in various<br />
plant species. Polish J. Soil Sci., 25/2: 207–213.<br />
Góra E. 1987. Wpływ popiołów elektrownianych na plonowanie i skład chemiczny roślin na glebie<br />
ciężkiej. Zesz. Nauk. AR Kraków, <strong>nr</strong> 219, Roln. 27, 39–55.<br />
Góral S., Rola S. 2002. Trawy na popiołach elektrociepłowni nawożonych osadami ściekowymi.<br />
Inżynieria Ekologiczna, 3, 146–150.<br />
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. 1993. Ocena stopnia<br />
zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa.<br />
Puławy, P. (53), IUNG: 20.<br />
Koter M., Nowak G., Czapla J. 1982. Plonowanie kukurydzy i gryki oraz ich skład chemiczny na<br />
glebie odkwaszonej popiołami z węgla kamiennego. Zesz. Nauk. ART-Olsztyn, Ser. Rolnictwo<br />
32: 191–199.<br />
Maciak F., Liwski S., Biernacka E. 1974. Właściwości fizykochemiczne i biochemiczne utworów<br />
ze składowisk popiołu po węglu brunatnym i kamiennym. Roczn. Glebozn. 25, 3: 191–205.<br />
309
Bioakumulacja<br />
Meller E., Niedźwiecki E., Wojcieszczuk T. 2001. Oddziaływanie popiołów ze spalania węgla kamiennego<br />
na środowisko w świetle badań własnych i literatury. Mat. VIII Międzynar. Konf.<br />
„Popioły z energetyki”. Międzyzdroje, 24–26 października 2001: 215–225.<br />
Nowak G.A, Ciećko Z. 1983. Działanie popiołu z węgla kamiennego i kory drzewnej na plonowanie<br />
roślin i właściwości gleby. Zesz. Nauk. ART Olsztyn 36: 59–68.<br />
Paprocki A. 1974. Problem popiołów lotnych w aspekcie ich szkodliwości. Przegląd Budowlany 9.<br />
Preś J., Kinal S. 1996. Aktualne spojrzenie na sprawę zaopatrzenia zwierząt w mikroelementy.<br />
Zesz. Probl. PNR. 434: 1043–1061.<br />
Quant B. 2000. Przeciwdziałanie negatywnemu oddziaływaniu składowisk odpadów paleniskowych<br />
na otoczenie z wykorzystaniem osadów ściekowych. Ekologia i Technika VIII, 4: 95–99.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby<br />
oraz standardów jakości ziemi. (Dz U z 2002 r., <strong>nr</strong> 165, poz. 1359).<br />
Starski B. 1977. Wyniki badań nad możliwością zastosowania popiołów po węglu brunatnym i kamiennym<br />
w rolnictwie i leśnictwie. Post. Nauk Roln. 165, 4, 1<strong>31</strong>–150.<br />
Tenerowicz B. 1988. Radioaktywność popiołów lotnych i żużli i wyrobów na ich bazie. Mat. Semin.<br />
nt. :Właściwości ekologiczne i użytkowe popiołów lotnych”. Katowice 22-23 marca 1988: 1–6.<br />
Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. o odpadach (Dz U z 2001 r., <strong>nr</strong> 62., poz. 628).<br />
Heavy metals content in Festuca pratensis Huds. grown on the soil<br />
treated with ash coal and cadmium<br />
An effect of ashes on crops and element uptake by meadow fescue was examined with<br />
pot experiments. The experiments were carried out by using soil composed of loose sand<br />
and ash-slag mixture originated from hard coal combustion. The experiments were conducted<br />
in four replications in polyethylene pots filled with mineral soil and furnace ash. In<br />
the experiment the ash was applied at 23.33 g · pot -1 corresponding to 20 t · ha -1 and increasing<br />
cadmium doses. The experiment scheme included also a control containing a mineral<br />
soil and ash only. The meadow fescue vegetation period was fixed ay 60 days. The<br />
element content in plant material after dry mineralization was determined by using the ICP-<br />
AES method (inductively coupled plasma). It was found that the furnace ash applied only<br />
led to considerably reduced crop of meadow fescue. Due to increasing cadmium doses mixed<br />
with ash an decreasing content of Zn, Pb, Ni, and increasing Cr, Cu, Cd content was<br />
observed. When estimating the content of chromium, lead, cooper and nickel in fescue with<br />
reference to the IUNG values, it was found that it meets the good quality feed standarts.<br />
A regards zinc and cadmium contents it was found that the allowable abundance of those<br />
elements was exceeded.<br />
<strong>31</strong>0
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ZAWARTOŚĆ Pb, Zn, Cd, Fe i Mn W OPADZIE ATMOSFERYCZNYM,<br />
W WYBRANYCH MIEJSCOWOŚCIACH WOJEWÓDZTWA ŚLĄSKIEGO*<br />
WPROWADZENIE. Gwałtowne zjawiska atmosferyczne obserwowane na całej kuli<br />
ziemskiej, a szczególnie coraz częściej pojawiające się intensywne opady deszczu w postaci<br />
nawałnic czy liczne huragany, to tylko niektóre zjawiska związane z zanieczyszczeniem<br />
powietrza [Roth 2000]. Substancje stałe, ciekłe i gazowe wprowadzane do atmosfery<br />
na skutek działalności człowieka przyczyniają się do jej zanieczyszczenia [Rietmeijer, Janeczek<br />
1997; Jabłońska 2003; Pięta i in. 2005]. Skutkuje to negatywnym wpływem na litosferę,<br />
hydrosferę i biosferę oraz warunki życia organizmów żywych [Zarzycki 1997; Maciak<br />
2003; Rahmonov i in. 2005; Pastuszka 2001]. Antropogeniczne zanieczyszczenia atmosfery<br />
mają wpływ na powstawanie kwaśnych opadów atmosferycznych [Hedin i in. 1994; Hedin,<br />
Likens 1996; Likens i in. 1996], powodujących szereg reakcji chemicznych w środowisku<br />
i biogeochemiczną migrację niektórych metali ciężkich [O’Neill 1997]. Mokry opad<br />
atmosferyczny coraz częściej jest wskaźnikiem umożliwiającym ocenę stopnia i zasięgu zanieczyszczenia<br />
atmosfery [Leśniok 1996].<br />
Celem niniejszej pracy jest opis zawartości wybranych pierwiastków: ołowiu (Pb), cynku<br />
Zn), kadmu (Cd), żelaza (Fe) i manganu (Mn) w mokrym opadzie atmosferycznym. Występowanie<br />
takich zanieczyszczeń w deszczu powoduje ich przedostawanie się do wód i gleb,<br />
a tym samym ich dalszy biogeochemiczny obieg w środowisku.<br />
MATERIAŁ I METODY BADAŃ. Próby opadów atmosferycznych do badań pobierano<br />
w cyklach miesięcznych, w latach 2005 – 2006, w kilku miastach woj. śląskiego (Katowice,<br />
Chorzów, Ogrodzieniec i Bielsko Biała). Opad mokry był pobierany wraz z opadem pyłów atmosferycznych<br />
w kolektorach ustawionych na wysokości 2,5 m nad powierzchnią ziemi. Zebrane<br />
próby poddawano sączeniu przez sterylne filtry MILIPORE, o średnicach por ϕ = 0,45<br />
μm. Pomiary pH pehametrem ELEKTRON CP-211 oraz pomiary przewodnictwa za pomocą<br />
konduktometru ELMETRON CC-<strong>31</strong>7 wykonywano przed i po sączeniu. Wszystkie zebrane<br />
próby mokrego opadu atmosferycznego poddano analizie metodą absorpcyjnej spektrometrii<br />
atomowej (AAS), spektrometrem typu SOLAAR M6 produkcji angielskiej firmy Unicam<br />
Atomic Absorption. Parametry zastosowane w badaniu zawartości Zn, Pb, Fe, Mn i Cd opisaną<br />
metodą zestawiono w tabeli 1.<br />
Tabela. 1. Parametry stosowane do badań wybranych pierwiastków metodą AAS<br />
Charakterystyczne długości fali i typ płomienia dla badanych pierwiastków metodą AAS<br />
Pierwiastek Długość fali nm Typ płomienia<br />
Zn 2<strong>31</strong>,9 powietrze / C 2<br />
H 2<br />
Fe 248,3 powietrze / C 2<br />
H 2<br />
Pb 217,0 powietrze / C 2<br />
H 2<br />
Cd 228,8 powietrze / C 2<br />
H 2<br />
Mn 279,5 powietrze / C 2<br />
H 2<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. W efekcie przeprowadzonych analiz stwierdzono zawartość ołowiu,<br />
cynku, kadmu, żelaza i manganu w mokrym opadzie atmosferycznym (tab. 2).<br />
* Dr Mariola Jabłońska, mgr Marta Pięta, mgr inż. Ewa Jainta – Katedra Geochemii, Mineralogii<br />
i Petrografii, Wydział Nauk o Ziemi, Uniwersytet Śląski w Sosnowcu.<br />
<strong>31</strong>1
Bioakumulacja<br />
Tabela 2. Zawartość minimalna, maksymalna i średnia wybranych pierwiastków w mokrym opadzie<br />
atmosferycznym z Katowic, Chorzowa, Bielska Białej i Ogrodzieńca [mg·dm -3 ]<br />
Pierwiastek<br />
Katowice Chorzów Bielsko Biała Ogrodzieniec<br />
lato zima lato zima lato zima lato zima<br />
Pb X min<br />
p.g.o. p.g.o. p.g.o. p.g.o. p.g.o. p.g.o. p.g.o. p.g.o.<br />
Pb X max<br />
0,5392 0,1086 0,0375 p.g.o. p.g.o. p.g.o. p.g.o. 0,0<strong>31</strong>7<br />
Pb X śr<br />
0,1495 0,0567 0,0252 p.g.o. p.g.o. p.g.o. p.g.o. 0,0079<br />
Zn X min<br />
0,1170 0,0545 0,2334 0,4215 0,1069 0,0816 0,6152 0,6050<br />
Zn X max.<br />
2,5200 0,4054 8,8219 8,7681 0,1463 0,5765 0,9262 1,9413<br />
Zn X śr<br />
0,7242 0,1695 1,7853 2,6323 0,1266 0,3004 0,7221 1,0072<br />
jedynie w miesiącach letnich, podczas gdy w Ogrodzieńcu ołów stwierdzono w kilku próbach<br />
Cd X min<br />
0,0013 p.g.o. p.g.o. 0,0018 p.g.o. p.g.o. p.g.o. p.g.o.<br />
z Cd okresu X max<br />
zimowego. 0,0034 Stężenie 0,0011 ołowiu 0,0098na poziomie 0,0028 tła p.g.o. wynosi 0,0002 30 – 50 µgdm 0,0028 3 [Leśniok 0,04401996].<br />
Cd X śr<br />
0,0026 0,0006 0,0069 0,0021 p.g.o. p.g.o. 0,0014 0,0172<br />
Średnie stężenie ołowiu w deszczach z Katowic było przekraczane przez cały rok.<br />
Fe X min<br />
0,0381 0,0211 p.g.o. 0,0388 0,0489 0,0074 0,0257 0,0461<br />
Fe Cynk X max<br />
(Zn) 0,2582 obserwowano 0,2353 we 0,0737 wszystkich 0,1874 próbach 0,0682 mokrego 1,1683 opadu 0,1047 atmosferycznego<br />
0,2057<br />
Fe X śr<br />
0,1384 0,1115 0,0441 0,0685 0,0568 0,<strong>31</strong>98 0,0652 0,1409<br />
pobranych w określonych lokalizacjach (rys. 1). Stężenie tego pierwiastka na poziomie tła<br />
Mn X min<br />
0,0088 0,0128 0,0141 0,0170 p.g.o. p.g.o. 0,0034 p.g.o.<br />
wynosi Mn X max<br />
750,0706 – 80 µg·dm 0,0392 3 [Leśniok 0,2484 1996]. 0,0508 Największe 0,0032 zawartości p.g.o. cynku 0,0068stwierdzono 0,0152 w<br />
Mn X śr<br />
0,0247 0,0262 0,0740 0,0339 0,0011 p.g.o. 0,0048 0,0093<br />
Chorzowie, przy czym średnia zawartość tego pierwiastka przeważa w sezonie zimowym<br />
X min<br />
– stężenie minimalne, X max<br />
– stężenie maksymalne, X śr<br />
– stężenie średnie,<br />
p.g.o. (X śr :– 2,6323 poniżej mg·dm -3 granicy oznaczalności. ). Najmniejsze stężenia cynku występują w próbkach z Bielska Białej. W<br />
Katowicach większe zawartości cynku występują w sezonie letnim (X śr : 0,7242 mg·dm -3 ),<br />
Największe stężenia ołowiu (Pb) obserwowano w opadzie mokrym w Katowicach, przy<br />
czym<br />
natomiast<br />
stężenia te osiągały większe wartości w sezonie letnim (X śr<br />
= 0,1495 mg·dm -3 ).<br />
w Ogrodzieńcu W Bielsku Białej większe natomiast stężenie przez tego cały pierwiastka okres poboru obserwuje prób występowało się w sezonie stężenie zimowym ołowiu (X śr :<br />
poniżej granicy oznaczalności metody. W Chorzowie obserwowano występowanie ołowiu jedynie<br />
1,0072 w miesiącach mg·dm -3 ). letnich, We wszystkich podczas gdy miejscach w Ogrodzieńcu poboru ołów mokrego stwierdzono opadu w atmosferycznego<br />
kilku próbach<br />
z zawartość okresu zimowego. cynku przekraczała Stężenie ołowiu stężenie na na poziomie poziomie tła tła. wynosi 30 – 50 µgdm 3 [Leśniok 1996].<br />
Średnie stężenie ołowiu w deszczach na terenie Katowic było przekraczane przez cały rok.<br />
Rys. 1. Zawartość cynku w mokrym opadzie atmosferycznym. X min.<br />
– stężenie minimalne, X max.<br />
Rys. 1. – Zawartość stężenie maksymalne, cynku w mokrym X śr.<br />
– stężenie opadzie średnie. atmosferycznym. X min. – stężenie minimalne,<br />
X max. – stężenie maksymalne, X śr. – stężenie średnie.<br />
<strong>31</strong>2<br />
Zawartość kadmu (Cd) w mokrym opadzie atmosferycznym stwierdzono w Katowicach,<br />
Chorzowie oraz Ogrodzieńcu. W Bielsku Białej kadm nie był potwierdzony metodą AAS.
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
występują w przewadze w sezonie zimowym (rys. 2). W Katowicach przez cały rok stężenie<br />
Cynk (Zn) obserwowano we wszystkich próbach mokrego opadu atmosferycznego pobranych<br />
żelaza w określonych utrzymuje lokalizacjach się na podobnym (rys. 1). poziomie. Stężenie tego pierwiastka na poziomie tła wynosi<br />
75 – 80 µg·dm 3 [Leśniok 1996]. Największe zawartości cynku stwierdzono w Chorzowie,<br />
przy czym średnia zawartość tego pierwiastka przeważa w sezonie zimowym (X śr<br />
: 2,6323<br />
mg·dm -3 ). Najmniejsze stężenia cynku występują w próbkach z Bielska Białej. W Katowicach<br />
większe zawartości cynku występują w sezonie letnim (X śr<br />
: 0,7242 mg·dm -3 ), natomiast<br />
w występują Ogrodzieńcu w przewadze większe stężenie w sezonie tego zimowym pierwiastka (rys. obserwuje 2). W Katowicach się w sezonie przez zimowym cały rok stężenie (X śr<br />
:<br />
1,0072 mg·dm -3 ). We wszystkich miejscach poboru mokrego opadu atmosferycznego zawartość<br />
żelaza utrzymuje<br />
cynku przekraczała<br />
się na podobnym<br />
stężenie<br />
poziomie.<br />
na poziomie tła.<br />
Rys. 2. Zawartość żelaza w mokrym opadzie atmosferycznym; X min – stężenie minimalne,<br />
X max – stężenie maksymalne, X śr – stężenie średnie.<br />
Najwyższe średnie stężenie manganu (Mn) stwierdzono w opadzie z Chorzowa, przy<br />
czym przewaga tego pierwiastka obserwowana jest w sezonie letnim. W Katowicach przez<br />
Rys. 2. Zawartość żelaza w mokrym opadzie atmosferycznym; X min<br />
– stężenie minimalne, X max<br />
Rys. 2. cały – Zawartość stężenie rok średnia maksymalne, żelaza zawartość w mokrym X manganu<br />
śr<br />
– stężenie opadzie waha średnie. atmosferycznym; się w granicach X śr 0,0247 – 0,0262 mg·dm -3<br />
min – stężenie minimalne,<br />
X max – stężenie maksymalne, X śr – stężenie średnie.<br />
Najwyższe średnie stężenie manganu (Mn) stwierdzono w opadzie z Chorzowa, przy<br />
czym przewaga tego pierwiastka obserwowana jest w sezonie letnim. W Katowicach przez<br />
cały rok średnia zawartość manganu waha się w granicach X śr 0,0247 – 0,0262 mg·dm -3<br />
Rys. 3. Średnia wartość pH w mokrym opadzie atmosferycznym w próbkach z Katowic, Bielska<br />
Rys. Białej 3. i Ogrodzieńca; Średnia wartość X min<br />
– pH stężenie w mokrym minimalne, opadzie X max<br />
atmosferycznym – stężenie maksymalne, w próbkach X śr<br />
– stężenie<br />
średnie Białej i Ogrodzieńca; X min – stężenie minimalne, X max – stężenie maksymalne, X śr –<br />
z Katowic,<br />
Bielska<br />
stężenie średnie<br />
<strong>31</strong>3<br />
Rys. 3. Średnia wartość pH w mokrym opadzie atmosferycznym w próbkach z Katowic,<br />
4
Bioakumulacja<br />
Zawartość kadmu (Cd) w mokrym opadzie atmosferycznym stwierdzono w Katowicach,<br />
Chorzowie oraz Ogrodzieńcu. W Bielsku Białej kadm nie był potwierdzony metodą AAS.<br />
Największe stężenie tego pierwiastka obserwowano w Ogrodzieńcu w sezonie zimowym<br />
(X śr<br />
: 0,0172 mg·dm -3 ). Stężenie kadmu na poziomie tła wynosi 0,6 – 0,7 µg·dm -3 [Leśniok<br />
1996]. W Katowicach, Chorzowie i Ogrodzieńcu stężenie to było przekroczone.<br />
Żelazo Średnie (Fe) obserwowano wartości pH w mokrym największym opadzie stężeniu atmosferycznym (X śr<br />
: 0,<strong>31</strong>98 mg·dm analizowanym -3 ) w Bielsku w Katowicach, Białej<br />
w sezonie zimowym. W pozostałych miejscach poboru prób średnie stężenia tego pierwiastka<br />
występują w przewadze w sezonie zimowym (rys. 2). W Katowicach przez cały rok<br />
Bielsku Białej oraz w Ogrodzieńcu znajdują się w przedziale między 4 i 5 co pozwala<br />
stężenie zaklasyfikować żelaza utrzymuje do się tzw. na „kwaśnych podobnym deszczy”, poziomie. zwłaszcza w sezonie zimowym, ponieważ<br />
Najwyższe średnie stężenie manganu (Mn) stwierdzono w opadzie z Chorzowa, przy<br />
średnia wartość pH< 4,5 [Skinder 1995].<br />
czym przewaga tego pierwiastka obserwowana jest w sezonie letnim. W Katowicach przez<br />
cały rok We średnia wszystkich zawartość pobranych manganu próbkach waha się mokrego w granicach opadu X śr<br />
atmosferycznego 0,0247 – 0,0262 mg·dm przeprowadzono<br />
-3<br />
Średnie wartości pH w mokrym opadzie atmosferycznym analizowanym w Katowicach,<br />
badania przewodnictwa elektrycznego właściwego C<br />
Bielsku Białej oraz w Ogrodzieńcu znajdują się w przedziale między 25 . Najniższe średnie wartości<br />
4 i 5 co pozwala zaklasyfikować<br />
przewodnictwa je do tzw. „kwaśnych C 25 stwierdzono deszczy”, w Ogrodzieńcu zwłaszcza w w sezonie zimowym, letnim (rys. ponieważ 4). W średnia Katowicach<br />
wartość pH< 4,5 [Skinder 1995].<br />
odnotowano wyższe wartości przewodnictwa C<br />
We wszystkich pobranych próbkach mokrego 25 w lecie, natomiast w Bielsku Białej średnie<br />
opadu atmosferycznego przeprowadzono<br />
wartości badania przewodnictwa Celektrycznego 25 utrzymywały właściwego się przez cały C 25<br />
. Najniższe rok na jednakowym średnie wartości<br />
przewodnictwa C 25<br />
poziomie.<br />
stwierdzono w Ogrodzieńcu w sezonie letnim (rys. 4). W Katowicach<br />
odnotowano<br />
Przewodnictwo<br />
wyższe<br />
C 25 uznaje<br />
wartości<br />
się<br />
przewodnictwa<br />
za znacznie<br />
C<br />
podwyższone<br />
25<br />
w lecie, natomiast<br />
jeśli jego<br />
w Bielsku<br />
wartość<br />
Białej<br />
przekracza<br />
średnie 30 wartości µS·cm -1 przewodnictwa [Leśniok 1996]. C 25<br />
utrzymywały Średnie wartości się przez przewodnictwa cały rok na jednakowym C 25 we poziomie.<br />
Przewodnictwo C 25<br />
wszystkich<br />
uznaje się za znacznie podwyższone jeśli jego wartość przekracza<br />
30 µS·cm analizowanych -1 [Leśniok 1996]. próbkach Średnie przekraczały wartości tę przewodnictwa wartość, co świadczy C 25<br />
we o wszystkich mocnym antropogenicznym<br />
analizowanych<br />
próbkach zanieczyszczeniu przekraczały mokrego tę wartość, opadu atmosferycznego.<br />
co świadczy o mocnym antropogenicznym zanieczyszczeniu<br />
mokrego opadu atmosferycznego.<br />
Rys. 4. Średnia wartość przewodnictwa w mokrym opadzie atmosferycznym w próbkach<br />
Rys. z Katowic, 4. Średnia Bielska wartość Białej przewodnictwa i Ogrodzieńca w mokrym opadzie atmosferycznym w próbkach<br />
z Katowic, Bielska Białej i Ogrodzieńca<br />
Otrzymane średnioroczne wartości stężenia ołowiu, cynku, kadmu, żelaza i manganu porównano<br />
Otrzymane z wynikami średnioroczne uzyskanymi w wartości innych jednostkach stężenia ołowiu, badawczych cynku, (tab. kadmu, 3). Wybrane żelaza do badań i manganu<br />
miejsca w woj. śląskim należą do obszarów silnie zanieczyszczonych, co uwidacznia się w postaci<br />
znacznie porównano wyższych z wynikami stężeń uzyskanymi ołowiu, cynku, w innych żelaza i jednostkach manganu. Kadm badawczych również (tab. wykazuje 3). Wybrane dość do<br />
wysokie badań stężenia, miejsca chociaż w woj. zawartość śląskim tego należą pierwiastka do obszarów w Jordanie silnie zanieczyszczonych, znacznie przekracza co wartości uwidacznia<br />
w miejscowościach woj. śląskiego. Wysokie stężenia ołowiu obserwuje się w Katowicach i Chosię<br />
w postaci znacznie wyższych stężeń ołowiu, cynku, żelaza i manganu. Kadm również<br />
<strong>31</strong>4 wykazuje dość wysokie stężenia, chociaż zawartość tego pierwiastka w Jordanie znacznie<br />
przekracza wartości w miejscowościach woj. śląskiego. Wysokie stężenia ołowiu obserwuje<br />
się w Katowicach i Chorzowie. Bielsko Biała odznacza się najczystszym mokrym opadem
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
rzowie. Bielsko Biała odznacza się najczystszym mokrym opadem atmosferycznym w woj. śląski,<br />
chociaż cynk i żelazo wykazuje znacznie wyższe stężenia, aniżeli w innych rejonach świata.<br />
Tabela 3. Stężenia ołowiu, cynku, kadmu, żelaza i manganu w badanych próbkach oraz w mokrych<br />
opadach atmosferycznych w świecie [µg/dm 3 ]<br />
Katowice<br />
(d.w.)<br />
Chorzów<br />
(d.w.)<br />
Bielsko-<br />
Biała<br />
(d.w.)<br />
Ogrodzieniec<br />
(d.w.)<br />
Jordan 1<br />
(<br />
Eshidiya<br />
area )<br />
Meksyk<br />
Północny<br />
3<br />
(Rancho<br />
Jordan 2 Viejo)<br />
Europa<br />
Zachodnia<br />
4 Ateny 5<br />
Pb 103,10 12,60 p.o. 3,95 51,00 2,57 1,13 2,80 0,88<br />
Zn 446,85 2208,80 213,50 864,65 32,00 - - 21,80 33,46<br />
Cd 1,60 4,50 p.o. 9,30 42,00 0,42 0,21 0,11 0,20<br />
Fe 124,95 56,30 188,30 103,05 21,50 - - - 4,38<br />
Mn 25,45 53,95 0,55 7,05 - 2,11 7,32 - -<br />
1<br />
Al-Khashman [2005], 2 Al-Momani [2003], 3 Garcia i in. [2006], 4 Deboudt i in. [2004],<br />
5<br />
Kanellopoulou [2001].<br />
WNIOSKI. Pierwiastkiem wykazującym najwyższe stężenie w mokrym opadzie atmosferycznym,<br />
we wszystkich badanych miejscach jest cynk, którego średnie stężenie<br />
przekracza wartość tła 80 µg/ dm 3 . Stężenie ołowiu przekraczające wartość tła, powyżej<br />
50µg/ dm 3 odnotowano jedynie w Katowicach. W pozostałych analizowanych miastach<br />
pierwiastek ten utrzymuje się w granicach dopuszczalnych stężeń. Stężenie kadmu<br />
w Katowicach, Chorzowie i Ogrodzieńcu również było wyższe, aniżeli stężenie obserwowane<br />
na poziomie tła. Również wysokim stężeniem cechuje się żelazo, którego obecność<br />
we wszystkich próbkach znacznie przekracza wartości notowane w innych rejonach<br />
świata. Zawartość manganu w mokrym opadzie atmosferycznym jest szczególnie wysoka<br />
w Katowicach i Chorzowie. Wartość pH analizowanych próbek, charakteryzująca „kwaśne<br />
deszcze” oraz wysokie przewodnictwo elektryczne właściwe, wskazują na silne antropogeniczne<br />
wpływy, powodujące zanieczyszczenie atmosfery. Największe stężenia ołowiu,<br />
cynku, kadmu, żelaza i manganu obserwuje się w Katowicach i Chorzowie. Pierwiastki te<br />
występując w mokrym opadzie atmosferycznym przedostają się do gleby i wody na omawianym<br />
obszarze przyczyniając się do jego zanieczyszczenia.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Al-Khashman O.A. 2005. Study of chemical composition in wet atmospheric precipitation<br />
in Eshidiya area, Jordan. Atmospheric Environment. 39: 6175–6183.<br />
Al-Momani I.F. 2003. Trace elements in atmospheric precipitation at Northern Jordan measured<br />
by ICP-MS: acidity and possible sources. Atmospheric Environment. 37: 4507–4515.<br />
Deboudt K., Flament P., Bertho M.L. 2004. Cd, Cu, Pb and Zn concentrations in atmospheric wet deposition<br />
at a coastal station in Western Europe. Water, Air, and Soil Pollution 151: 335–359.<br />
Garcia R., del Torres Ma C., Padilla H., Belmont R., Azpra E., Arcega-Cabrera F., Báez A. 2006.<br />
Measurement of chemical elements in rain from Rancho Viejo, a rural wooded area in the<br />
State of Mexico, Mexico. Atmospheric Environment. 40: 6088–6100.<br />
Hedin L.O., Granat L., Likens G.E., Bulshand T., Galloway J., Butler T., Rodhe H. 1994. Steep declines<br />
in atmospheric base cations in regions of Europe and North America. Nature. 367: 351–354.<br />
Hedin L.O., Likens G.E. 1996. Atmospheric Dust and Acid Rain. Scientific American. December:<br />
88–92.<br />
<strong>31</strong>5
Bioakumulacja<br />
Jabłońska M. 2003. Skład fazowy pyłów atmosferycznych w wybranych miejscowościach Górnośląskiego<br />
Okręgu Przemysłowego. Wydawnictwo Uniwersytetu Śląskiego, Prace Naukowe<br />
<strong>nr</strong> 2151, Katowice.<br />
Kanellopoulou E.A. 2001. Determination of heavy metals in wet deposition of Athens. Global<br />
Nest: The International Journal. 3 (1): 45–50.<br />
Leśniok M. 1996. Zanieczyszczenie wód opadowych w obrębie Wyżyny Śląsko-Krakowskiej.<br />
Prace Naukowe <strong>nr</strong> 1591. Wydawnictwo Uniwersytetu Śląskiego, Katowice.<br />
Likens G.E., Driscoli C.T., Busco D.C. 1996. Long-Term Effects of Acid Rain: Response and Recovery<br />
of a Forest Ecosystem. Science. 272: 244–246.<br />
Maciak F. 2003. Ochrona i rekultywacja Środowiska. Wydawnictwo SGGW, Warszawa.<br />
O’Neill P. 1997. Chemia Środowiska. Wydawnictwo PWN, Warszawa-Wrocław.<br />
Pastuszka J.S. 2001. Narażenie na aerozole ziarniste, włókniste i biologiczne (bakterie i grzyby<br />
mikroskopijne) populacji generalnej Górnośląskiego Okręgu Przemysłowego. Prace Naukowe<br />
Instytutu Inżynierii Środowiska Politechniki Wrocławskiej, Monografia 40, Wrocław.<br />
Pieta M., Jabłońska M., Janeczek J. 2005. Aeromineralogical studies of air dust pollutants in the<br />
periphery of the Upper Silesia Industrial Region. Polskie Towarzystwo Mineralogiczne – Prace<br />
Specjalne. 25: 172–175.<br />
Rahmonov O., Rahmonov M., Szczypek S. 2005. Czy zanieczyszczenia atmosferyczne mają<br />
wpływ na przyspieszenie procesu zarastania Pustyni Błędowskiej? Regionalne Problemy<br />
Ekologiczne, Wyższa Szkoła Ekologii, Sosnowiec: 71–78.<br />
Rietmeijer F.J.M., Janeczek J. 1997. An analytical elektron microscope study of air borne industrial<br />
particles in Sosnowiec, Poland. Atmospheric Environment. <strong>31</strong>, 13: 1941–1951.<br />
Roth G. 2000. Pogoda i klimat. Świat Książki, Warszawa.<br />
Skinder N.W. 1995. Chemia a ochrona środowiska. Wydawnictwa Szkolne i Pedagogiczne. Warszawa.<br />
Zarzycki R. 1997. Aerosfera – źródła i rodzaje zanieczyszczeń, sposoby jej ochrony. W: A. Kurnatowska<br />
(red.) Ekologia, jej związki z różnymi dziedzinami wiedzy. Wydawnictwo Naukowe<br />
PWN, Warszawa-Łódź.<br />
THE CONTENTS OF Pb, Zn, Cd, Fe AND Mn IN ATMOSPHERIC PRECIPITATION,<br />
IN SELECTED TOWNS OF THE SILESIAN VOIVODESHIP<br />
This work presents contents of selected elements (Pb, Zn, Cd, Fe i Mn) in wet atmospheric<br />
precipitation. Precipitation was sampled monthly in 2005-2006 in the Katowice, Chorzów,<br />
Ogrodzieniec and Bielsko-Biała towns together with fallen dust in collectors standing 2,5m<br />
above the ground surface. Collected samples were filtered, their pH and conductivity values<br />
were measured, and next they were analyzed with atomic absorption spectrometry (AAS).<br />
The results of the average pH values being below 4,5 indicate acidic character of the<br />
sampled precipitation. High electric conductivity C 25<br />
was over 30 µS/cm showing strong influence<br />
of anthropogenic pollution. Among the elements analyzed, zinc showed the highest<br />
concentrations in wet precipitation (above 80 µ ·dm -3 ) in all sampling months. Lead contents<br />
above background value (50 µg ·dm -3 ) were found only in the Katowice samples. Cadmium<br />
concentrations slightly above the background level (0.6 – 0.7 µg ·dm -3 ) were found in Katowice,<br />
Chorzów and Ogrodzieniec. Iron is characterized with high contents, above 100 µg<br />
·dm -3 , being significantly higher than those found all over the world. Described here concentrations<br />
of elements in wet atmospheric precipitation can be transported to water and soil,<br />
and become included into the bio-geochemical cycle in the environment.<br />
<strong>31</strong>6
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Obieg magnezu w środowisku na tle stężenia w zasobach wody<br />
w obszarach wiejskich*<br />
WPROWADZENIE. Magnez jest pierwiastkiem niezbędnym do prawidłowego rozwoju<br />
roślin i zwierząt. W produkcji rolniczej jego niedostatek można uzupełniać nawożeniem substancjami<br />
zawierającymi ten składnik. Zabieg ten ma jednak małe znaczenie w obiegu tego<br />
składnika. W skorupie ziemskiej magnez występuje obficie i stanowi 2,1% jej masy. Udział<br />
atomowy magnezu wynosi 2%, tyle samo co wapnia. Ten bliski jedności stosunek atomów<br />
magnezu do wapnia można wykorzystać jako wskaźnik do śledzenia jego obecności w środowisku,<br />
zwłaszcza w zasobach wody. Proporcja kationów magnezu do kationów wapnia<br />
w glebie jest na ogół mniejsza niż 0,1, zatem kilkakrotnie mniejsza od proporcji stężenia<br />
tych jonów w wodach naturalnych. W masie roślin wynosi ona przeciętnie 0,5 i jest podobna<br />
jak w zasobach wody [Strebel i in. 1986].<br />
Celem opracowania było opisanie obiegu magnezu w obszarach wiejskich na podstawie<br />
stężenia tego pierwiastka w różnych rodzajach wody. Wykorzystano wyniki badań prowadzanych<br />
w Zakładzie Chemii Gleby i Wody Instytutu Melioracji i Użytków Zielonych w latach<br />
1992−2006. Analizowano próbki wody z wodociągów wiejskich oraz wody ze studni<br />
gospodarskich, wody gruntowej spod zagród oraz spod łąk i pastwisk na glebach mineralnych<br />
i organicznych, a także wody z cieków w pobliżu wymienionych miejsc pobierania próbek.<br />
Oprócz stężenia magnezu oznaczano także pH, przewodnictwo elektryczne (EC) oraz<br />
stężenie chlorków, sodu, potasu, wapnia i rozpuszczalnego węgla organicznego. W sumie<br />
wykorzystano wyniki analizy ok. 6 tysięcy próbek.<br />
Stężenie magnezu w wodzie. Średnie magnezu w wodzie wahało się w granicach<br />
od 0,54 do 1,32 mola Mg·dm -3 (= 13 do 32 mg Mg·dm -3 ), a wapnia od 1,66 do 2,43<br />
mola Ca·dm -3 (= 74 do 99 mg Ca·dm -3 ), co jest zgodne z analizami innych autorów [Strebel<br />
i in. 1986]. Najmniejsze stężenie magnezu stwierdzono w wodzie gruntowej spod użytków<br />
zielonych, większe w ciekach oraz w wodzie ze studni i wodzie wodociągowej, a największe,<br />
spod zagrody. Woda z wodociągów i ze studni pochodzi częściowo z głębszych<br />
warstw wody podziemnej, zawsze bogatszej w magnez, a woda gruntowa spod zagrody<br />
została wzbogacona w ten pierwiastek wraz z jej zanieczyszczeniem przez odchody zwierzęce<br />
składowane w obejściu [Sapek,Sapek, 2007]. Stężenie wapnia nie wykazało takiej<br />
zależności.<br />
Stenie magnezu nie miao rozkadu normalnego, tylko rozkad logarytmiczno<br />
-normalny (rys. 1), co wymagao stosowania statystyki nieparametrycznej, obliczano, wi<br />
korelacj Spearmana.<br />
Warto logarytmiczna normalnoci<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-2<br />
-4<br />
-6<br />
Wykres logarytmicznej normalnoci stenia Mg<br />
w próbkach wody gruntowej<br />
-8<br />
-20 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220<br />
mg Mg.dm -3<br />
Wykres logarytmicznej normalnoci stenia Mg<br />
w próbkach wody z cieków<br />
-10<br />
-20 0 20 40 60 80 100 120 140<br />
mg Mg.dm -3<br />
Rys. 1. Logarytmiczna normalność stężenia magnezu w próbkach wody gruntowej i cieków<br />
* Prof. dr hab. Andrzej Sapek − Instytut Melioracji i Użytków Zielonych w Falentach.<br />
Warto logarytmiczna normalnoci<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-2<br />
-4<br />
-6<br />
-8<br />
Rys. 1. Logarytmiczna normalno stenia magnezu w próbkach wody gruntowej i cieków<br />
Proporcj molowego stenia [Ca]:[Mg] przyjto jako wskanik, którego zwikszani<br />
wartoci wskazywao na zuboanie wody w magnez. W wodzie wodocigowej i wodzie z<br />
studni by on podobny i wynosi ponad 2,0. Wskanik ten w wodzie gruntowej <strong>31</strong>7 spod k<br />
wynosi a 3,7, lecz by wyranie mniejszy w wodzie spod pastwisk, by moe w wyniku
Bioakumulacja<br />
Stężenie magnezu nie miało rozkładu normalnego, tylko rozkład logarytmiczno-normalny<br />
(rys. 1), co wymagało stosowania statystyki nieparametrycznej, obliczano więc korelację<br />
Spearmana.<br />
Proporcję molowego stężenia Ca:Mg przyjęto jako wskaźnik, którego zwiększanie wartości<br />
wskazywało na zubożanie wody w magnez. W wodzie wodociągowej i wodzie ze studni był on<br />
podobny i wynosił ponad 2,0. Wartość tego wskaźnika w wodzie gruntowej spod łąk wynosiła<br />
aż 3,7, lecz była wyraźnie mniejsza w wodzie spod pastwisk, być może w wyniku wymywania<br />
magnezu z odchodów bydła pozostawianych na pastwisku. Podobnie duża była wartość wskaźnika<br />
w wodzie gruntowej spod łąk na glebach torfowych. Oddziaływanie odchodów zwierzęcych<br />
składowanych w gospodarstwie rolnym (nawozów naturalnych) na zwiększenie stężenia magnezu<br />
w wodzie gruntowej potwierdza mniejszy wskaźnik Ca:Mg w próbkach pobieranych w pobliżu<br />
miejsc składowania nawozów − 1,39, gdy w wodzie z punktów odniesienia wynosił on już<br />
− 1,9. Również mała była wartość tego wskaźnika w wodzie gruntowej, do której przenikały wycieki<br />
z silosu na kiszonkę − 2,1. Woda cieków była na ogół bogatsza w magnez niż woda gruntowa<br />
i wartość omawianego wskaźnika wynosiła w tym przypadku 2,2 (tab. 1).<br />
Tabela 1. Stężenie magnezu i innych składników solnych oraz proporcje stężenia sodu Na : Mg<br />
i wapnia Ca : Mg do stężenia magnezu w próbkach wody różnego pochodzenia<br />
Składnik<br />
Cieki<br />
Woda gruntowa i miejsce jej pochodzenia<br />
Studnie<br />
gospodarskie<br />
Wodociąg Zagroda Łąka Pastwisko<br />
Gleba<br />
torfowa<br />
n 2108 628 383 1112 649 641 746<br />
Cl 0,88 1,12 0,36 6,77 0,83 1,27 0,56<br />
Na 0,66 1,43 0,46 2,78 0,54 0,71 0,28<br />
K 0,60 0,77 0,10 9,18 0,38 0,74 0,16<br />
Mg 0,82 0,95 1,04 1,32 0,54 0,58 0,78<br />
Ca 1,81 2,26 2,12 1,83 2,00 1,66 2,43<br />
Na : Mg 0,80 1,50 0,44 2,11 0,99 1,24 0,36<br />
Ca : Mg 2,21 2,38 2,03 1,39 3,68 2,88 3,13<br />
Również molowy wskaźnik proporcji stężenia Na:Mg był mniejszy w wodzie wodociągowej<br />
i wodzie gruntowej spod gleb torfowych, a większy nawet kilkakrotnie, w zanieczyszczonej<br />
wodzie ze studni oraz wodzie gruntowej spod zagrody i pastwiska (tab. 1).<br />
Stężenie magnezu w zależności od właściwości wody. Stężenie magnezu<br />
wykazywało istotną korelację ze stężeniem wapnia, której współczynnik był wysoce<br />
istotny dla wszystkich rodzajów badanych wód, mimo dużej liczebności próbek (tab. 2, rys.<br />
2). Zależność ta była bardziej istotna w niezanieczyszczonych wodach gruntowych spod<br />
łąk niż w zanieczyszczonych pod zagrodą wiejską. Stężenie magnezu było często skorelowane<br />
także z przewodnictwem elektrycznym (EC) i z pH (tab. 2). Stężenie magnezu było<br />
silniej skorelowane z pH niż stężenie wapnia, pomimo że jony wapnia mają większy potencjał<br />
zasadowy niż jony magnezu, a stężenie magnezu było zawsze mniejsze niż wapnia, co<br />
przedstawiają wykresy rozrzutu stężeń pH w wodzie gruntowej spod 24 pastwisk (rys. 3). Ta<br />
niezrozumiała większa zależność odczynu od stężenia magnezu niż wapnia we wszystkich<br />
badanych wodach, oprócz wodociągowej, znajduje swoiste uzupełnienie w korelacji między<br />
stężeniem tych obydwóch pierwiastków a przewodnictwem elektrycznym, która częściej<br />
wykazuje większą istotność w przypadku stężenia magnezu niż stężenia wapnia (tab. 2).<br />
Być może, że wapń zawarty w jego wodorowęglanie jest mniej aktywny niż jony magnezu.<br />
<strong>31</strong>8
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
(rys. 4).<br />
Tabela 2. Nieparametryczne korelacje Spearmana między stężeniem magnezu a stężeniem<br />
wapnia oraz pH i przewodnictwem elektrycznym (EC)<br />
Rodzaj wody<br />
i pochodzenie<br />
Liczba próbek<br />
Współczynnik korelacji Spearmana<br />
Mg*Ca pH*Mg pH*Ca EC*Mg EC*Ca<br />
Wodociągowa 401 0,28 0,07 -0,01 -0,07 0,46<br />
Cieki<br />
Grobla H. 179 0,64 0,48 0,17 0,48 0,17<br />
Kuwasy 738 0,40 0,15 -0,15 0,42 0,61<br />
Falenty 294 0,66 0,24 0,24 0,83 0,90<br />
Woda gruntowa na obiektach gleb mineralnych<br />
Zagroda 1112 0,55 0,29 0,05 0,70 0,23<br />
Kontrola 184 0,76 0,30 0,24 0,69 0,60<br />
Łąki 649 0,62 0,53 0,45 0,55 0,16<br />
Pastwiska 642 0,64 0,58 0,37 0,60 0,10<br />
Falenty 683 0,40 0,15 -0,15 0,46 0,38<br />
Woda gruntowa na obiektach gleb torfowych<br />
Grobla t # 3<strong>31</strong> 0,53 0,22 0,16 0,59 0,84<br />
Gugny t # 242 0,71 0,37 0,29 0,74 0,76<br />
Gugny s # 109 0,78 0,55 0,53 0,82 0,88<br />
Kuwasy t # 748 0,60 0,24 0,22 0,68 0,73<br />
Kuwasy s # 545 0,42 0,32 0,12 0,50 0,64<br />
t # − woda gruntowa z warstwy torfu; s # − woda gruntowa ze spągu.<br />
mg Mg.dm -3<br />
Wy kres rozrzutu stenia Ca wzgldem Mg w wodzie<br />
gruntowej spod k w Falentach (n=676)<br />
[Mg] = 2.0+ 0.10* [Ca]<br />
Korelacja: r = 0.66<br />
28<br />
24<br />
20<br />
16<br />
12<br />
8<br />
4<br />
0<br />
-4<br />
-30 0 30 60 90 120 150 180 210<br />
mg Ca.dm -3<br />
Wy kres rozrzutu stenia Ca wzgldem stenia Mg w<br />
wodzie gruntowej spod zagrody (n=1112)<br />
[Mg] = 13 + 0.24*[Ca]<br />
Korelacja: r = 0.43<br />
220<br />
200<br />
180<br />
160<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
-20<br />
-30 0 30 60 90 120 150 180 210 240 270<br />
mg Ca.dm -3<br />
Rys. 2. Zależność stężenia stężenia wapnia w wodzie gruntowej niezanieczyszczonej<br />
spod łąk i w zanieczyszczonej spod zagród wiejskich<br />
Rys. 2. Zaleno stenia magnezu od stenia wapnia w niezanieczyszczonej wodzie<br />
gruntowej spod k i w zanieczyszczonej spod zagród wiejskich<br />
Stężenie magnezu we wszystkich badanych wodach było wysoce istotnie skorelowane<br />
rozrzutu ze stężeniem pH wzgldem pozostałych stenia Mg w wodzie solnych Wy składników kres rozrzutu pH wody, wzgldem tj. stenia chlorków, Ca w wodzie sodu i potasu. Za-<br />
Wy kres<br />
gruntowej spod pastwiska (n=641)<br />
gruntowej spod pastwisk (n=641)<br />
leżność ta była największa i najbardziej charakterystyczna ze stężeniem sodu ze źródeł<br />
[Mg] = -57 + 11*pH r = 0.56<br />
[Ca] = -82 + 22*pH r = 0.35<br />
80 bytowych (rys. 4).<br />
240<br />
70 Regresje wielorakie. Rozpatrywano 210 najczęściej występujące zależności między<br />
60 stężeniem magnezu i pH wody oraz stężeniem 180 w niej chlorków, sodu i wapnia, a także stężeniem<br />
rozpuszczalnego węgla organicznego 150 (RWO) lub inną miarą tego stężenia, jaką jest<br />
50<br />
40 absorbancja próbki przy λ = 280 nm. W równaniach dotyczących badanych wód najwięk-<br />
mg Mg.dm -3<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
-10<br />
5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 9.0<br />
mg Ca.dm -3<br />
120<br />
90<br />
60<br />
30<br />
0<br />
mg Mg.dm -3<br />
5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 9.0<br />
<strong>31</strong>9
cja: r = 0.66<br />
24<br />
Korelacja: r = 0.66 0.43<br />
28 220<br />
200<br />
24<br />
180 16<br />
20 160<br />
140 12<br />
Bioakumulacja<br />
16<br />
120 8<br />
12 100<br />
80 4<br />
8<br />
mg Ca.dm -3<br />
mg Mg.dm mg Mg.dm -3<br />
-3<br />
szą wagę miało<br />
60 0 stężenie wapnia, następnie sodu i pH, zależności<br />
60 20<br />
te były również wysoce<br />
40 4<br />
400<br />
istotne w nieparametrycznej -4<br />
20<br />
korelacji Spearmana. Te ostatnie -20<br />
0<br />
zależności były nieistotne lub<br />
-30 0 30 60 90 120 150 180 210<br />
-30 0 30 60 90 120 150 180 210 240 270<br />
0<br />
0<br />
słabo istotne dla zależności między stężeniem magnezu a stężeniem RWO lub absorbancją<br />
próbki. Wystąpienie istotnej zależności -3<br />
-20<br />
mg Ca.dm<br />
-20 -4<br />
mg Ca.dm<br />
z tymi dwoma ostatnimi parametrami -3<br />
90 120 150 180 210<br />
-30 0 30 30 60 6090 90 120 150 120 180 150210 180 240 210 270<br />
-30 0 30 60 90 120 150 180<br />
w równaniach<br />
Rys. wielorakich 2. Zaleno wskazuje stenia na mg<br />
210 240 270<br />
duże Ca.dm<br />
magnezu -3 -3<br />
mg Ca.dm<br />
powinowactwo od stenia magnezu wapnia w wodzie w niezanieczyszczonej do rozpuszczonych<br />
-3<br />
wodzie<br />
substancji gruntowej organicznych spod k i zależności od zmieniającego spod zagród się wiejskich stężenia wapnia, chlorków lub<br />
nia magnezu<br />
sodu<br />
od Rys.<br />
(tab.<br />
stenia 2.<br />
4).<br />
Zaleno wapnia stenia w niezanieczyszczonej magnezu od stenia wodzie wapnia w niezanieczyszczonej wodzie<br />
nieczyszczonej gruntowej spod zagród spod wiejskich k i w zanieczyszczonej spod zagród wiejskich<br />
enia Mg w wodzie<br />
(n=641)<br />
0.56<br />
7.5 8.0 8.5 9.0<br />
mg<br />
mg<br />
Mg.dm<br />
Ca.dm -3<br />
mg Mg.dm -3 -3<br />
Wy kres rozrzutu pH wzgldem stenia Mg w wodzie<br />
gruntowej spod pastwiska (n=641)<br />
Wy kres rozrzutu pH wzgldem stenia Ca Mg w wodzie<br />
[Mg] = -57 + 11*pH r = 0.56<br />
80<br />
gruntowej spod pastwiska (n=641)<br />
[Ca] [Mg] = -82 -57 + 22*pH 11*pH r r = 0.35 0.56<br />
70<br />
240 80<br />
60<br />
210 70<br />
50<br />
180 60<br />
40<br />
150 50<br />
30<br />
120 40<br />
20<br />
90<br />
30<br />
10<br />
20<br />
60<br />
0<br />
10<br />
30<br />
-10<br />
0<br />
0<br />
5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 9.0<br />
-10<br />
pH<br />
5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 9.0<br />
Rys. Rys. 3. 3. Zależność Zaleno stężenia stenia pH<br />
magnezu magnezu i wapnia i wapnia od pH od w wodzie pH w wodzie gruntowej pH gruntowej pod pastwiskami pod pastwiskami<br />
Wy kres rozrzutu steenia Na wzgldem stenia Mg w Wy kres rozrzutu stenia Na wzgldem stenia Mg w<br />
a magnezu i wapnia Rys. od 3. Zaleno pH w wodzie stenia gruntowej magnezu pod i pastwiskami wapnia od pH w wodzie gruntowej pod pastwiskami<br />
em stenia Mg w<br />
24)<br />
= 0.54<br />
100 120 140 160<br />
wodzie ze studni (n=624)<br />
Wy kres rozrzutu steenia stenia Na wzgldem stenia Mg w<br />
[Mg] = 15 + 0.24*[Na] r = 0.54<br />
100<br />
wodzie ze cieków studni (=628) (n=624)<br />
90<br />
[Mg] = 15 13 + 0.24*[Na] 0.40*[Na] r = 0.69 0.54<br />
100 140<br />
80<br />
90<br />
120 70<br />
80<br />
60<br />
100 70<br />
50<br />
60 80 40<br />
50<br />
60 30<br />
40<br />
20<br />
30 40<br />
10<br />
20<br />
200<br />
-10<br />
10<br />
0<br />
-20 0 20 40 60 80 100 120 140 160<br />
mg Mg.dm mg Mg.dm -3<br />
-3<br />
-10 -20<br />
mg Na.dm -3<br />
-20 0 20 40 60 80 100 120 140 160<br />
3<br />
Rys. 4. Zaleno mg stenia Na.dm magnezu od stenia sodu w wodzie ze studni wiejskich i cieków<br />
-3<br />
mg Na.dm -3<br />
a magnezu od Rys. stenia Rys. 4. 4. Zależność Zaleno sodu w stężenia wodzie stenia ze magnezu studni magnezu od wiejskich stężenia od stenia i sodu cieków sodu w wodzie w wodzie ze studni ze wiejskich studni wiejskich i cieków i cieków<br />
mg Ca.dm mg Ca.dm -3 -3<br />
Obieg magnezu. Obieg magnezu w obszarach wiejskich jest związany z produkcją<br />
rolną. Magnez z gleby, lub doń dodany, jest pobierany przez rośliny, których plon jest skarmiany<br />
w gospodarstwie przez inwentarz żywy lub sprzedawany do miast. Magnez sprzedany<br />
wraz z płodami rolnym jest tracony z gleby. Zawarty w resztkach roślinnych i odchodach<br />
zwierzęcych pozostaje we wtórnym obiegu w gospodarstwie. Kolejną stratą magnezu<br />
jest jego wymywanie do wody gruntowej. Ruszkowska i Warchałowa [1988], na podstawie<br />
badań lizymetrycznych, oceniają przeciętne wymycie magnezu z gleby na 2 do 4 kg<br />
Mg·ha -1·rok -1 , a przeciętne stężenie w odcieku na 0,29 mola Ca·dm -3 i 0,086 mola Mg·dm -3 .<br />
Przeto wskaźnik molowego stężenia Ca:Mg wyniósł 3,4, czyli wartość podobną jak w badanych<br />
niezanieczyszczonych wodach, co potwierdza przypuszczenie, że punktowe zanieczyszczenie<br />
wody gruntowej w zagrodzie i pod pastwiskiem oraz wody w studniach jest<br />
mg Mg.dm mg Mg.dm -3 -3<br />
200<br />
220 180<br />
200 160<br />
180 140<br />
160 120<br />
140 100<br />
120 80<br />
100 60<br />
80 40<br />
Wy kres rozrzutu pH wzgldem stenia Ca w wodzie<br />
gruntowej spod pastwisk (n=641)<br />
Wy kres rozrzutu pH wzgldem stenia Ca w wodzie<br />
[Ca] = -82 + 22*pH r = 0.35<br />
240<br />
gruntowej spod pastwisk (n=641)<br />
[Ca] = -82 + 22*pH r = 0.35<br />
210<br />
240<br />
180<br />
210<br />
150<br />
180<br />
120<br />
150<br />
90<br />
120<br />
60<br />
90<br />
30<br />
60<br />
0<br />
30<br />
0<br />
5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 9.0<br />
pH<br />
5.0 5.5 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 9.0<br />
wodzie cieków (=628)<br />
Wy kres rozrzutu stenia Na wzgldem stenia Mg w<br />
[Mg] = 13 + 0.40*[Na] r = 0.69<br />
wodzie cieków (=628)<br />
140<br />
[Mg] = 13 + 0.40*[Na] r = 0.69<br />
120<br />
140<br />
mg Mg.dm mg Mg.dm -3 -3<br />
100<br />
120<br />
80<br />
100<br />
60<br />
80<br />
40<br />
60<br />
20<br />
40<br />
0<br />
20<br />
Korelacja: r = 0.43<br />
-20<br />
0<br />
-20 0 20 40 60 80 100 120 140 160<br />
-20<br />
mg Na.dm -3<br />
-20 0 20 40 60 80 100 120 140 160<br />
320
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
połączone z wzbogacaniem jej w magnez. Magnez ma słabsze właściwości zasadowe niż<br />
wapń, a mimo to wzrost jego stężenia ma silniejszy, dodatni wpływ na pH wody niż proporcjonalnie<br />
większy wzrost stężenia wapnia. Podobnie, przewodnictwo elektryczne jest bardziej<br />
skorelowane ze stężeniem magnezu niż wapnia, mimo że to ostatnie jest około dwa<br />
razy większe. Korelacje wielorakie wykazały najczęstszą zależność stężenia magnezu od<br />
stężenia wapnia i obecności substancji organicznych w wodzie, a nie obserwowano takiej<br />
zależności dla stężenia wapnia.<br />
Tabela 4. Równania regresji wielorakiej stężenia magnezu i stężeń pozostałych oznaczanych<br />
wskaźników w badanych wodach<br />
Pochodzenie próbek<br />
Liczba<br />
próbek<br />
Równanie regresji wielorakiej<br />
R 2<br />
Skoryg.<br />
Cieki, wszystkie 2106 [Mg] = 7,2 - 0,02[Cl] + 0,11[Na] + 0,72Ca + 2,7*A280 0,62<br />
BPN*, cieki 179 [Mg] = -20,5 +3,7*pH + 0,16[Ca] + 2,1*A280 0,55<br />
Torfy, cieki 738 [Mg] = -28 + 5,1pH + 0,55[Na] + 0,09[Ca] 0,33<br />
Studnie 628 [Mg] = 10,6 + 0,18[Cl] + [0,11[Ca] - 5,6*A280 0,34<br />
Zagroda, woda gruntowa 1112 [Mg] = 11,7 + 0,034[Cl] + 0,18[[Ca] + 1,13*A280 0,53<br />
Kontrola, woda gruntowa 184 [Mg] = -1,02 + 0,27[Ca] + 0,20*RWO 0,65<br />
Łąki, woda gruntowa 649 [Mg] = -40,7 + 6,5*pH + 0,26[Na] + 0,07[Ca] 0,46<br />
Pastwiska, woda gruntowa 642 [Mg] = -1,02 + 0,81[Ca] + 0,13RWO 0,65<br />
Falenty, woda gruntowa 683 [Mg] = -10 + 0,21*pH + 0,17[Na] + 0,37[Ca] 0,23<br />
Kuwasy t # , woda gruntowa 748<br />
[Mg] = -11,8 + 0,15*pH + 0,17[Na] + 0,48[Ca] +<br />
0,10*RWO<br />
0,37<br />
Kuwasy s # , woda gruntowa 545 [Mg] = -21,0 + 3,9*pH + 0,35[Na] + 0,44[Ca] 0,35<br />
t # − woda gruntowa z warstwy torfu; s # − woda gruntowa ze spągu; BPN – Biebrzański Park Narodowy<br />
Podsumowanie. Wykazano, że w badanych wodach stężenie magnezu ulega stosunkowo<br />
większym wahaniom niż stężenie wapnia. Zmianom stężenia magnezu towarzyszą<br />
zmiany pH i przewodnictwa elektrycznego większe niż w wypadku zmian stężenia<br />
wapnia. Zwiększanie stężenia magnezu w wodach z obszarów wiejskich najlepiej widać<br />
w wodach narażonych na zanieczyszczanie pochodzące z produkcji zwierzęcej, w takich<br />
miejscach jak zagroda czy pastwisko. Wzbogacenia wody w magnez nie można traktować<br />
jako jej zanieczyszczenia, z uwagi na jego niedostatek w diecie zwierząt i ludzi.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Ruszkowska M., Warcholowa M. 1988. Results of investigations on nutrient balance in a lysimetric<br />
experiments [1977-1985], Pulawy, Institute of Soil Science and Cultivation of Plants: 30.<br />
Sapek A., Sapek B. 2007.Zmiany jakości wody i gleby w zagrodzie i jej otoczeniu w zależności od<br />
sposobu składowania nawozów naturalnych. Zeszyty Edukacyjne 11/2007:5−114.<br />
Strebel O., Boettcher J., Koelle W. 1986. Stoffbilanzen im Grundwasser eines Einzugsgebietes<br />
als Hilfsmittel bei Klärung und Prognose von Grundwasserqualitäts-problem Z.dt.geol.Ges.<br />
136: 533−541.<br />
Pracę wykonano w ramach tematu: 2 PO6S 017 26.<br />
321
Bioakumulacja<br />
Magnesium cycling in the environment on the background of its<br />
concentration in water from rural areas<br />
The presented researches were made on the basis of more than 6000 samples of tap<br />
water, well water, surface- and groundwater taken in rural area of Poland during 1993−2006.<br />
The magnesium concentrations in investigated waters displayed greater fluctuations than<br />
the concentrations of calcium. The changes in magnesium concentrations were accompanied<br />
by pH increasing, that was not so visible during changes of calcium concentrations.<br />
The increasing of magnesium concentrations were greatest in the water polluted by animal<br />
waste, particularly groundwater under farmstead or pasture. The water e<strong>nr</strong>ichment i magnesium<br />
could be not treated as the pollution, since the rural area environment in Poland is<br />
impoverished in this element.<br />
322
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
DYNAMIKA ZMIAN ZAWARTOŚCI FOSFORU W ZBIORNIKACH RETENCYJNYCH*<br />
WPROWADZENIE. Związki fosforu przedostają się do wód powierzchniowych wraz ze<br />
ściekami. Jak obliczono, ok. 2/3 związków fosforu obecnych w wodach powierzchniowych<br />
pochodzi ze ścieków odprowadzanych z gospodarstw domowych, a tylko 10% ze ścieków<br />
odprowadzanych z zakładów przemysłowych. Bardziej szczegółowe badania wykazały, że<br />
od 50 do 70% związków fosforowych zawartych w wodach powierzchniowych pochodzi ze<br />
związków myjących i piorących, czyli detergentów [Bobrowski 2002].<br />
Powodem eutrofizacji wód najczęściej jest wzrost stężenia substancji biogennych, niezbędnych<br />
do rozwoju organizmów roślinnych, a więc nieorganicznych związków węgla,<br />
azotu i fosforu, a w nieco mniejszym stopniu związków potasu i sodu. Proces eutrofizacji<br />
będzie przebiegał tym szybciej, im wyższe będzie stężenie związków biogennych w wodzie.<br />
W szczególności o szybkości i natężeniu eutrofizacji decyduje przede wszystkim stężenie<br />
związków fosforu, a w następnej kolejności stężenie związków azotu.<br />
Wśród przyczyn eutrofizacji na baczniejszą uwagę zasługuje również nadmierna presja<br />
turystyczno-rekreacyjna. Negatywny wpływ nadmiernej eksploatacji turystycznej i rekreacyjnej<br />
polega na odprowadzaniu do wód (zwłaszcza w ośrodkach o niedostatecznej infrastrukturze<br />
sanitarnej) odchodów i odpadków. Jeden człowiek „produkuje” dziennie, w postaci<br />
wydalin, detergentów i odpadów kuchennych, do 40 g N i 10 g P [Cebula 2000].<br />
Przedmiot i metody badań. Badania zawartości fosforu ogólnego i fosforanów<br />
prowadzono w wodach dwóch wybranych zbiorników zaporowych, położonych na terenie<br />
woj. podlaskiego.<br />
Pierwszy zbiornik wodny – Dojlidy – jest częścią kompleksu Stawów Dojlidzkich. Położony<br />
jest w dzielnicy mieszkaniowo-przemysłowej Dojlidy, na południowo-wschodnim<br />
obrzeżu Białegostoku, przy ulicy Plażowej [Mioduszewski 1997]. Zbiornik retencyjno-rekreacyjny<br />
Dojlidy jest administrowany przez Miejski Ośrodek Sportu i Rekreacji i wykorzystywany<br />
głównie jako kąpielisko miejskie oraz ośrodek sportu i rekreacji. Pośrednio zbiornik<br />
wykorzystywany jest ekstensywnie do hodowli ryb typu karpiowatego.<br />
Zbiornik Dojlidy powstał z istniejących stawów rybnych, wskutek spiętrzenia zaporą<br />
rzeki Białej. Ma on ok. 34 ha (0,34 km 2 ) powierzchni. Jego długość to 1170 m, szerokość<br />
370 m, a średnia głębokość wynosi ok. 2 m. Lustro wody leży na wysokości 136,5 metra<br />
nad poziomem morza − jest to maksymalna wysokość piętrzenia wody [Kwiatkowski 1993;<br />
Rola 2002].<br />
Drugi − zbiornik Zarzeczany położony jest na terenie gminy Gródek, należącej do strefy<br />
Zielonych Płuc Polski. Celem budowy zbiornika było gromadzenie wody do nawodnień rolnych<br />
i gospodarki stawowej, wykorzystanie wody do ochrony przeciwpożarowej pobliskich<br />
obszarów leśnych, transformacji fali powodziowej oraz wykorzystania akwenu i terenów<br />
przyległych do rekreacji, sportu i wędkarstwa. Zbiornik Zarzeczany powstał w 2000r. przez<br />
spiętrzenie wody na cieku Gledniówka. Powierzchnia zbiornika jest niewielka i wynosi 8,75<br />
ha, powierzchnia lustra wody – 6,60 ha, zaś maksymalna głębokość wody nie przekracza<br />
3,30 m [Przedsiębiorstwo... 2003].<br />
Podczas badań wybrano dwa punkty poboru na zbiorniku Dojlidy oraz dwa na zbiorniku<br />
Zarzeczany, usytuowane w obrębie dopływu i odpływu cieków powierzchniowych. Wybór<br />
i rozmieszczenie punktów pomiarowo-kontrolnych na obu zbiornikach podyktowany był<br />
możliwością uchwycenia zmian zachodzących w obiektach badawczych. Zakres pracy obejmował<br />
analizę fizykochemiczną, dotyczącą takich oznaczeń, jak: przewodność elektrolitycz-<br />
* Anna Siemieniuk, Joanna Szczykowska – Katedra Technologii w Instytucie Inżynierii i Ochrony<br />
Środowiska, Politechnika Białostocka.<br />
323
Bioakumulacja<br />
na właściwa, odczyn, tlen rozpuszczony, temperatura, barwa, mętność, ChZT Cr<br />
, ChZT Mn<br />
,<br />
fosfor ogólny, fosforany, barwa i mętność. Badania próbek wody pobieranych z warstwy powierzchniowej<br />
strefy brzegowej przeprowadzano co miesiąc, od wiosny 2004 r. do jesieni<br />
2006 r. Badania wykonano zgodnie z obowiązującą metodyką, ocenę zaś przeprowadzono<br />
porównując otrzymane wyniki z wartościami granicznymi określonymi w stosownym rozporządzeniu<br />
[Rozporządzenie... 2004]. W opracowaniu statystycznym obliczono wartości<br />
średnie, minimalne, maksymalne oraz medianę i odchylenie standardowe na podstawie<br />
wszystkich uzyskanych wyników badań, wykorzystując w tym celu program Statistica 6.<br />
Otrzymane wyniki zestawiono w tabeli 1 i 2.<br />
wyniki badań. Związki fosforu są stałym składnikiem wód powierzchniowych, ich<br />
stężenia zależą od poziomu zanieczyszczenia wód, w związku z tym są zmienne w ciągu<br />
roku [Kowal, Świderska 1997]. Duże stężenia fosforu ogólnego i fosforanów w zbiorniku<br />
Dojlidy zaobserwowano w maju, czerwcu oraz listopadzie, co pozwoliło zaklasyfikować<br />
wodę do IV i V klasy jakości wód [Rozporządzenie... 2004]. Podwyższone stężenie fosforu<br />
przy jednoczesnym występowaniu azotanów i dwutlenku węgla powoduje masowy rozwój<br />
glonów, tzw. zakwity, które występują z dużą intensywnością w wodach stojących [Kowal,<br />
Świderska, 1997]. Wzrost stężenia fosforu zimą mógł być spowodowany rozkładem związków<br />
organicznych roślinnych lub zwierzęcych. Latem zbiornik spełnia funkcje rekreacyjną,<br />
a jego obciążenie może być spowodowane dopływem ładunku związków fosforu i azotu<br />
pochodzących od kąpiących się. Jedna osoba odbywająca kąpiel w wodach zbiornika<br />
może wprowadzić 0,05 g fosforu całkowitego i 1 g azotu całkowitego [Giercuszkiewicz-Bajtlik<br />
1990]. Wczesną wiosną natomiast mogło to być spowodowane spływami z pól i ogródków<br />
działkowych, gdzie stosowane były nawozy fosforowe.<br />
Tabela 1. Obliczenia statystyczne wyników badań na zalewie Dojlidy<br />
Parametr Jednostka Średnia Mediana<br />
Odchylenie<br />
standardowe<br />
Minimum Maximum<br />
Przewodność µS·cm -1 <strong>31</strong>8,8 376 115,9 140 429<br />
Odczyn pH 8,1 8,1 0,4 7,6 8,6<br />
Tlen rozpuszczony mg O 2·dm -3 9,0 9,3 0,92 7,5 9,8<br />
Temperatura wody 0<br />
C 13,4 12,9 7,2 4,5 23,0<br />
ChZT-Mn mg O 2·dm -3 6,6 8,2 3,2 1,4 9,0<br />
ChZT-Cr mg O 2·dm -3 64,5 56,5 32,5 37,0 100<br />
Fosfor ogólny mg P·dm -3 2,3 2,2 1,1 0,34 3,98<br />
Fosforany mg PO 4·dm -3 1,1 1,1 0,9 0,18 2,05<br />
Barwa rzeczywista mg Pt·dm -3 59,5 50,3 33,7 25,4 119,0<br />
Mętność mg SiO 2·dm -3 25,6 20,3 18,4 8,9 55,0<br />
Podwyższone wartości zanieczyszczenia wód akwenu Dojlidzkiego zaobserwowano<br />
w przypadku ChZT-Mn i ChZT-Cr w okresie wiosennym i zimowym, co świadczy o obecności<br />
w wodzie dużych ładunków substancji organicznych. Przyczyny zwiększenia zawartości<br />
tych pierwiastków mogą być naturalne lub antropogeniczne.<br />
Wraz ze wzrostem zawartości substancji organicznych w wodzie wzrasta też barwa<br />
oraz mętność. Znaczne zmniejszenie ChZT-Mn i ChZT-Cr w czerwcu mogło być spowodowane<br />
gwałtownym samooczyszczaniem się zbiornika.<br />
Barwa wody zbiornika Dojlidy w okresie letnim, podczas poborów czerwcowych kwalifikowała<br />
jego wody do V klasy jakości wód powierzchniowych, ponieważ uzyskane wyniki<br />
324
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
badań przekroczyły wartość 50 mg Pt·dm -3 , co mogło być konsekwencją masowego rozwoju<br />
fitoplanktonu i roślinności wodnej, powodujących zabarwienie wody.<br />
Mętność wody osiągnęła wartość maksymalną w czerwcu, a minimalną w grudniu. Najczęściej<br />
jest ona uwarunkowana obecnością w wodzie różnych nierozpuszczalnych związków<br />
nieorganicznych i organicznych. Masowy rozwój glonów w znacznym stopniu ma wpływ<br />
na wyraźne zmętnienie wody. Na mętność wody wpływa również rekreacyjne użytkowanie<br />
zbiornika. Zwłaszcza w okresie letnim następuje naruszenie i mieszanie się podłoża, co powoduje<br />
uruchomienie substancji stałych zdeponowanych na dnie zbiornika [Kowal, Świderska-Bróz<br />
1997].<br />
Tabela 2. Obliczenia statystyczne wyników badań w zbiorniku wodnym Zarzeczany<br />
Parametr Jednostka Średnia Mediana<br />
Odchylenie<br />
standardowe<br />
Minimum Maximum<br />
Przewodność µS·cm -1 271,7 321,5 97,7 120 346,5<br />
Odczyn pH 8,3 8,0 0,8 7,8 9,8<br />
Tlen rozpuszczony mg O 2·dm -3 9,0 9,2 1,7 6,6 11,4<br />
Temperatura wody 0<br />
C 14,8 13,1 8,2 6,1 27,0<br />
ChZT-Mn mg O 2·dm -3 10,7 11,3 5,3 4,9 17,8<br />
ChZT-Cr mg O 2·dm -3 98,8 117,5 62,6 29,0 150<br />
Fosfor ogólny mg P·dm -3 1,3 1,4 0,6 0,21 2,59<br />
Fosforany mg PO 4·dm -3 0,6 0,7 0,4 0,11 1,25<br />
Barwa rzeczywista mg Pt·dm -3 58,7 56,5 26,9 28,0 99,0<br />
Mętność mg SiO 2·dm -3 36,9 34,0 7,7 30,0 49,0<br />
Otrzymane wyniki badań charakteryzowała duża zmienność oraz wahania w całym<br />
okresie prowadzenie monitoringu zbiornika wodnego Dojlidy. Wodę można zaklasyfikować<br />
od I do V klasy jakości wód, zgodnie z obowiązującymi normami [Rozporządzenie...<br />
2004]. Znaczący wpływ na zanieczyszczenie wody miało stężenie fosforu ogólnego i fosforanów,<br />
a także ChZT, które umożliwiło zaklasyfikowanie zbiornika do wód pozaklasowych<br />
pod względem tych parametrów. Niewątpliwie duży wpływ na wyniki badań miały panujące<br />
warunki atmosferyczne oraz pory roku, w których próby były pobierane. Rekreacyjne wykorzystanie<br />
zbiornika oraz lokalizacja w pobliżu miasta też nie są bez znaczenia.<br />
Na dobrą jakość wód zbiornika Zarzeczany wskazuje przewodność elektrolityczna, której<br />
wartości podczas wszystkich poborów mieściły się w I klasie jakości wód. Może to świadczyć<br />
o małym zanieczyszczeniu wód badanego zbiornika związkami mineralnymi. Niestety<br />
przeprowadzone badania wykazały, że głównymi parametrami obniżającymi jakość wód<br />
zbiornika są: fosfor ogólny, fosforany, ChZT-Mn, ChZT-Cr, odczyn oraz barwa. Te wskaźniki<br />
umożliwiają zaklasyfikowanie wody od III do V klasy jakości wód [Rozporządzenie... 2004].<br />
Ilość fosforu ogólnego i fosforanów w wodzie była bardzo zróżnicowana i zmieniała się<br />
wraz ze zmianą pór roku. Związki fosforu ulegają przemianom i przechodzą w fosforany,<br />
co stanowi ostatnie stadium mineralizacji. Szczególnie intensywnie przebiega przemiana<br />
fosforanów w wodach powierzchniowych, w których mikroorganizmy asymilują fosforany,<br />
a następnie – obumierając – opadają na dno, gdzie następuje mineralizacja. Z tych względów<br />
obserwuje się okresowość występowania fosforanów jesienią, zimą i wiosną, a zanik<br />
w okresie letnim [Hermanowicz i in. 1999]. Uzyskane wyniki badań potwierdzają dane literaturowe.<br />
Obecne w środowisku wodnym jony fosforanowe oraz rozpuszczalne organiczne<br />
związki fosforu mogły być wykorzystywane przez glony [Kowal, Świderska-Bróż 1997], co<br />
mogło spowodować zanik tego pierwiastka w czerwcu w I punkcie poboru. Wzrost stężenia<br />
fosforanów natomiast, nastąpił w listopadzie i grudniu. Jego bezpośrednią przyczyną mo-<br />
325
Bioakumulacja<br />
gło być obumieranie mikroorganizmów i uwalnianie fosforanów do wody. Znaczący wzrost<br />
tego wskaźnika nastąpił również w maju, co prawdopodobnie spowodowane było spływami<br />
powierzchniowymi z terenów, gdzie stosowano nawozy fosforowe. Rekreacyjne wykorzystanie<br />
zbiornika w okresie letnim mogło mieć również wpływ na wahania stężenia fosforanów<br />
w wodzie.<br />
Wyraźne wahania wartości zanotowano w przypadku ChZT-Mn i ChZT-Cr. Znaczący spadek<br />
wartości tych wskaźników zaobserwowano w czerwcu oraz w grudniu, co może świadczyć<br />
o gwałtownym samooczyszczaniu się zbiornika. Wzrost ChZT-Cr, jaki nastąpił w maju<br />
oraz w listopadzie, mogły spowodować zanieczyszczenia substancjami organicznymi.<br />
Odczyn wody w większości próbek mieścił się w przedziale od 6,5 do 8,5, co charakteryzuje<br />
wody czyste. Jedynie w maju i czerwcu był on podwyższony i klasyfikował wodę do<br />
V klasy jakości wód. Zasadowy odczyn wody mógł być spowodowany przez wzmożony proces<br />
fotosyntezy. Wzrost stężenia jonów OH – mógł być efektem intensywnego rozwoju glonów<br />
zużywających dwutlenek węgla.<br />
Na podstawie uzyskanych wyników badań można stwierdzić, że zbiornik małej retencji<br />
w Zarzeczanach charakteryzowała duża zmienność jakości wody w całym okresie badawczym.<br />
Duży wpływ miały na to niewątpliwe panujące warunki pogodowe, temperatura wody<br />
i powietrza oraz pory roku, w których dokonywano poborów prób. Otrzymane wyniki pozwalają<br />
na zaklasyfikowanie wody akwenu Zarzeczany od I do V klasy jakości wód, zgodnie<br />
z obowiązującym rozporządzeniem. Wskaźnikami, które miały znaczący wpływ na obniżenie<br />
jakości wody w zbiorniku okazały się: fosforany, ChZT-Mn, ChZT-Cr oraz barwa. Wartości<br />
tych parametrów były tak wysokie, że spowodowały zaklasyfikowanie wody od III do V<br />
klasy jakości wód. Stan wody w zalewie był jednak na tyle dobry, że pozwolono, by był użytkowany<br />
rekreacyjnie. Na polepszenie jakości wody w zbiorniku ma wpływ okresowe spuszczanie<br />
wody ze zbiornika i usuwanie nagromadzonych namułów.<br />
Uzyskane wyniki badań zbiornika wodnego Dojlidy oraz zbiornika małej retencji Zarzeczany<br />
charakteryzowała duża zmienność i były uzależnione od poru roku oraz panujących<br />
warunków atmosferycznych. W obu zbiornikach wodnych zanotowano znaczące stężenia<br />
zawartości fosforu ogólnego oraz fosforanów, co mogło być spowodowane spływami<br />
powierzchniowymi z terenów rolniczych nawożonych nawozami fosforowymi. Można przypuszczać,<br />
że oba zbiorniki mają zdolność do samooczyszczania się, o czym świadczy gwałtowny<br />
spadek wartości takich parametrów jak ChZT-Mn, ChZT-Cr w okresie letnim. Niewątpliwie<br />
rekreacyjne wykorzystanie zbiorników spowodowało wzrost większości badanych<br />
parametrów w okresie letnim.<br />
Naturalne cechy zbiorników i zanieczyszczenia dopływające z ich zlewni bezpośredniej<br />
wpływają łącznie na dosyć niską jakość wód, zaś obecność źródeł punktowych w zlewni<br />
bezpośredniej determinuje stan czystości wody bez względu na warunki naturalne zbiornika<br />
i zlewni. Oznacza to więc potrzebę ich ochrony.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bobrowski M.M. 2002. Podstawy biologii sanitarnej. Wydawnictwo Ekonomia i Środowisko, Białystok.<br />
Cebula J. 2000. Wybrane zagadnienia ochrony środowiska. Wydawnictwo Politechnika Śląska,<br />
Gliwice.<br />
Giercuszkiewicz-Bajtlik M. 1990. Prognozowanie zmian jakości wód stojących. Instytut Ochrony<br />
Środowiska, Warszawa.<br />
Hermanowicz W., Dojlido J., Dońska W., Kosiorowski B. 1999. Fizykochemiczne badanie wody<br />
i ścieków. Arkady, Warszawa.<br />
326
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Kowal A.L., Świderska-Bróż M. 1997. Oczyszczanie wody. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa<br />
– Wrocław.<br />
Kwiatkowski W. 1993. Kompleksowa ocena warunków ekofizjograficznych głównych ciągów ekologicznych<br />
miasta Białystok, obejmująca tereny dolin rzek Białej, Bażantarni i Dolistówki<br />
wraz z ich strefami krawędziowymi. Opracowanie wykonane na zlecenie Zarządu Miasta<br />
Białystok z dnia 19 kwietnia 1993 roku, <strong>nr</strong> MBPP/Og/K/21/93, Białystok.<br />
Mioduszewski W. 1997. Mała retencja a ochrona zasobów wodnych. Gospodarka Wodna 3:<br />
66−70.<br />
Przedsiębiorstwo Projektowo-Wdrożeniowe. „Czyste powietrze”. 2003. „Program ochrony środowiska<br />
Powiatu Białostockiego”, Wrocław.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania<br />
stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz<br />
sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód (DzU <strong>nr</strong> 32, poz 284).<br />
Rola S. 2002. Instrukcja utrzymania i eksploatacji zbiornika retencyjno-rekreacyjnego Dojlidy m.<br />
Białystok, Białystok.<br />
Badania prowadzono w ramach realizacji pracy własnej W/IIŚ/27/07.<br />
DYNAMICS OF CHANGING PHOSPHORUS CONTENT IN THE STORAGE RESERVOIRS<br />
Water bodies and storage reservoirs are factors that influence on increase in attractiveness<br />
of the terrain, they are situated on, in respect of tourist, recreational and environmental<br />
aspects. Research on total phosphorus and phosphate content in waters of chosen storage<br />
reservoirs situated on Podlasie, was made from spring 2004 to autumn 2006. It was determined<br />
substantial differences in total phosphorus and phosphate concentrations in the waters<br />
both chosen reservoirs, depending on time of samples taking each of the years. Greater<br />
seasonal difference was noticed in 2006. During the summer quality of water in reservoirs<br />
becomes worse mainly cause of as well as increasing amount of total phosphorus and little<br />
inorganic nitrogen forms concentration. It causes increase in fertility of the reservoirs and<br />
so called- water blooms effectively that make impossible temporal using of watering- places.<br />
Moreover, probably, uncontrolled using excessive amounts of plant bait during individual<br />
fishing, that causes organic matter burden of reservoirs increase, also has got adverse quality<br />
water effect in those reservoirs.<br />
327
Bioakumulacja<br />
NIEORGANICZNE FORMY AZOTU W EKOSYSTEMACH WYBRANYCH ZBIORNIKÓW<br />
ZAPOROWYCH PODLASIA*<br />
WPROWADZENIE. Naturalną cechą zasobów wodnych jest ich zróżnicowanie zarówno<br />
w czasie, jak i przestrzeni. W okresach suchych pojawiają się deficyty wody, a wiosną<br />
lub po nawalnych opadach deszczu nawiedzają Polskę kataklizmy powodzi. Wykonywane<br />
od lat regionalne plany gospodarki wodnej, tzw. bilanse wodno-gospodarcze, próbowały<br />
określić potrzeby wszystkich użytkowników oraz możliwości ich zaspokajania, m.in. drogą<br />
stosownej zabudowy hydrotechnicznej. Na terenie województwa podlaskiego istnieje ponad<br />
dwadzieścia sztucznych zbiorników zaporowych, utworzonych na skutek wspierania<br />
i implementacji programu rozwoju małej retencji w celu zaspokojenia różnych potrzeb, do<br />
których można zaliczyć: magazynowanie wody, zwiększenie równowagi przyrodniczej środowiska<br />
oraz stworzenie warunków do rekreacji (kąpieliska, ośrodki wędkarskie). Budowa<br />
zbiornika wodnego powoduje podniesienie i ustabilizowanie wód gruntowych na korzystnym<br />
poziomie, a tym samym poprawę stosunków wilgotnościowych na terenach w zasięgu<br />
spiętrzonej wody. Specyfika zbiorników zaporowych, polegająca na zatrzymywaniu związków<br />
pokarmowych, czyni z nich ekosystemy szczególnie podatne na procesy eutrofizacji.<br />
Wskazuje się również na rolę małych zbiorników jako swoistych „biofiltrów” umożliwiających<br />
zatrzymywanie najpowszechniejszych zanieczyszczeń, zwłaszcza w zlewniach typowo rolniczych<br />
[Mioduszewski 2003; Lampert, Sommer 1996].<br />
Celem pracy była weryfikacja danych dotyczących zawartości nieorganicznych form<br />
azotu w wybranych zbiornikach retencyjnych znajdujących się na terenie województwa podlaskiego,<br />
przeprowadzona od wiosny 2004 r. do jesieni 2006 r.<br />
TEREN I METODYKA BADAŃ. Zbiornik Dojlidy powstał w 1962 r. na skutek spiętrzenia<br />
zaporą rzeki Białej w miejscu stawów rybackich: Plażowego i Cygańskiego. Zbiornik ma ok.<br />
34 ha (3,4 km 2 ) powierzchni. Jego największa długość wynosi 1170 m, szerokość 370 m, a<br />
średnia głębokość ok. 2 m. Lustro wody leży na wysokości 136,5 m nad poziomem morza –<br />
jest to maksymalna wysokość piętrzenia wody. Najbliższe otoczenie stawów stanowią pola,<br />
łąki oraz niewielkie kompleksy leśne: od południa dominuje krajobraz rolniczy, natomiast<br />
od wschodu, w odległości ok. 5 km rozciąga się Puszcza Knyszyńska. Wzdłuż zachodniej<br />
granicy stawów biegnie średnio ruchliwa ulica Plażowa, a dalej rozciąga się luźna zabudowa<br />
Białegostoku. Z południowego wschodu ku północnemu zachodowi teren przecina dolina<br />
rzeki Białej. Zalew Dojlidy wykorzystywany jest sezonowo (od maja do września) jako<br />
kąpielisko miejskie oraz ośrodek sportu i rekreacji z wypożyczalnią sprzętu pływającego.<br />
Pośrednio zbiornik wykorzystywany jest ekstensywnie do hodowli ryb typu karpiowatego.<br />
Magazynowana woda stanowi także rezerwę przeciwpożarową dzielnicy Dojlidy. Oprócz<br />
wymienionych funkcji zbiornik wraz z przyległymi stawami rybnymi wzbogaca walory krajobrazowe<br />
terenu, stanowi miejsca lęgowe ptactwa wodnego, a otwarte lustro wody wpływa<br />
dodatnio na warunki ekologiczne przyległych dzielnic Białegostoku [Kwiatkowski 1993].<br />
Istotnym zagrożeniem jakości wód zbiornika jest bardzo niewielki stopień wyposażenia terenu<br />
w sieć kanalizacyjną.<br />
Wybudowany i oddany do użytku w 2000 r. zbiornik rekreacyjno-retencyjny we wsi<br />
Zarzeczany stanowi atrakcję turystyczną gminy Gródek, która ma charakter typowo rolniczy.<br />
Na jej terenie przeważają gospodarstwa indywidualne, specjalizujące się w uprawie<br />
zbóż i ziemniaków oraz hodowli bydła mlecznego. W regionie zarejestrowane są<br />
303 podmioty gospodarcze, z których 11 należy do publicznego sektora własności, resz-<br />
* Joanna Szczykowska, Anna Siemieniuk – Katedra Technologii w Instytucie Inżynierii i Ochronie<br />
Środowiska, Politechnika Białostocka.<br />
328
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ta znajduje się w rękach prywatnych. Obszarowo jest to największa gmina województwa<br />
podlaskiego – 4<strong>31</strong> km 2 przy 6362 mieszkańcach gminy, daje najniższy wskaźnik zaludnienia<br />
– 15 osób/km 2 [strona internetowa: www.grodek.pl]. Powierzchnia badanego<br />
zbiornika jest niewielka i wynosi 8,75 ha, powierzchnia lustra wody – 6,60 ha, zaś maksymalna<br />
głębokość nie przekracza 3,30 m. Zbiornik Zarzeczany jest zbiornikiem małej<br />
retencji, którego zadaniem jest magazynowanie wody i wykorzystywanie jej w okresach<br />
niedoborów do poprawy nawilgotnienia użytków rolnych poniżej tej budowli, to jest w odcinku<br />
odpływowym cieku Gledniówka i w dolinie rzeki Supraśl. Dzięki dofinansowaniu z<br />
funduszy UE możliwe było zagospodarowanie turystyczne zalewu. Przybrzeżny pas o<br />
szerokości ok. 50 m naokoło lustra wody jest przeznaczony na plażę, pomosty spacerowe<br />
(molo), miejsca cumowania sprzętu pływającego oraz miejsca zabaw dla dzieci. Potencjalnymi<br />
źródłami zanieczyszczeń zbiornika wodnego mogą być ścieki pochodzące<br />
z miejscowości Gródek i Zarzeczany, które nie są skanalizowane. Struktura ziemi jest<br />
jednorodna, pozbawiona praktycznie bogactw naturalnych [Przedsiębiorstwo... 2003,<br />
strona internetowa]. Badane zbiorniki charakteryzują się dużym zróżnicowaniem parametrów<br />
morfometrycznych. Na terenach bezpośrednio otaczających akweny nie odnotowano<br />
żadnych większych ośrodków przemysłowych, które mogłyby wpływać negatywnie<br />
na jakość wody w zlewiskach.<br />
W obrębie obu akwenów zlokalizowano punkty pomiarowo-kontrolne, które wyznaczono<br />
w skrajnych miejscach zbiorników (dopływ i odpływ). Próbki wody do badań pobierano<br />
z głębokości 30 cm pod powierzchnią wody i oceniano pod względem fizykochemicznym,<br />
ze szczególnym uwzględnieniem nieorganicznych form azotu. Wszystkie oznaczenia analityczne<br />
wykonywano systematycznie co miesiąc, od wiosny 2004 r. do jesieni 2006 r., zgodnie<br />
z obowiązującą metodyką badań, zaś ocenę przeprowadzono porównując otrzymane<br />
wyniki z wartościami granicznymi w stosownym rozporządzeniu [Hermanowicz 1999, Rozporządzenie...<br />
2004]. Na miejscu poboru próbek dokonywano pomiaru pH, przewodności<br />
elektrolitycznej właściwej oraz tlenu rozpuszczonego, przy zastosowaniu wieloparametrowego<br />
miernika HACH Senssion 156.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Oceniając pod względem fizykochemicznym wody badanego<br />
zbiornika Dojlidy stwierdzono, że przez cały analizowany okres stężenia nieorganicznych<br />
form azotu mieściły się w zakresie charakterystycznym dla I klasy jakości wód powierzchniowych<br />
[Rozporządzenie... 2004]. Podobną sytuację zaobserwowano w wodach zbiornika<br />
Zarzeczany, aczkolwiek w okresach letnich stężenia azotanów (V) przekraczały wartości<br />
dopuszczalne dla I klasy. Przy czym najwyższe stężenia azotanów (V) odnotowano w sierpniu<br />
2006 r. Stężenia azotu amonowego i azotanowego (III) w wodach obu zbiorników pobieranych<br />
w 2006 r. były istotnie wyższe niż w wodach z 2005 r. Odwrotnie było w przypadku<br />
stężeń azotanów (V), które były wyższe w wodach z 2005 r.<br />
Korzystne parametry morfometryczne oraz niewielka powierzchnia zlewni całkowitej<br />
powodują, że zbiornik Zarzeczany jest stosunkowo odporny na degradację, jednak<br />
położone na jego obrzeżach obiekty usługowe, pola biwakowe oraz kąpieliska wpływają<br />
niekorzystnie na jakość wód zbiornika, szczególnie w sezonie letnim. Zaobserwowano<br />
wyraźną sezonowość występowania azotanów (V) w wodach obu akwenów, co potwierdzają<br />
dane literaturowe [Tomaszek i in. 2005]. Od czerwca do listopada oznaczono<br />
istotnie wyższe stężenia azotanów (V) w wodach obu zbiorników niż od grudnia do<br />
maja. Charakterystyczny wzrost stężenia azotanów (V) w wodach badanych zbiorników,<br />
który następował od sierpnia do listopada włącznie, mógł być związany z powolnym<br />
zmniejszaniem pobierania składników pokarmowych przez rośliny. Ponadto stopniowy<br />
spadek temperatury wody powoduje spowalnianie intensywności procesów biochemicznych.<br />
Z kolei niewielki wzrost zawartości tego pierwiastka wczesną wiosną mogły spo-<br />
329
Bioakumulacja<br />
wodować opady atmosferyczne, których następstwem były spływy z działek i pól nawożonych<br />
nawozami azotowymi, a infiltracja rozmarzającego gruntu dodatkowo ułatwiła<br />
migrację zanieczyszczeń.<br />
Tabela 1. Średnie wartości wyników oznaczeń w wodach obu zbiorników<br />
Parametr<br />
Jednostka<br />
min.<br />
Dojlidy<br />
max. wartość<br />
średnia<br />
mediania<br />
min.<br />
max.<br />
Zarzeczany<br />
wartość<br />
średnia<br />
odchyl.<br />
standard.<br />
mediana<br />
odchyl.<br />
standard.<br />
Barwa Mg Si O 2 · dm -3 18 120 59,484 50,2 33,725 19,5 118 58,666 56 26,91<br />
Mętność FTU 8,1 62 25,61 20,3 18,421 27 51 36,9 34 7,701<br />
Przewodność<br />
elektrolityczna<br />
μS · cm -1 140 430 <strong>31</strong>8,8 376 115,94 110 388 271,75 321 97,713<br />
Zasadowość m val · dm -3 2,8 3,6 3,377 3,35 0,257 1,4 4,1 3,35 3,5 0,323<br />
Odczyn pH 7,5 8,5 8,13 8,12 0,432 7,7 9,8 8,33 8,00 0,807<br />
+<br />
Jon amonowy mg NH 4<br />
· dm -3 0,003 0,28 0,08 0,079 0,041 0,12 0,34 0,227 0,230 0,067<br />
Azotany (III) mg NO 2 · dm -3 0,001 0,015 0,007 0,007 0,004 * 0,056 0,021 0,017 0,029<br />
Azotany (V) mgNO 3<br />
· dm -3 0,1 0,8 0,333 0,3 0,233 * 7,9 4,39 3,9 0,396<br />
ChZT-Cr mg O 2<br />
· dm -3 25 102 64,5 56 32,447 21 150 98,33 117 62,64<br />
ChZT-Mn mg O 2<br />
· dm-3 1,2 9,0 6,62 8,2 3,2<strong>31</strong> 4,2 19 10,659 11,3 4,786<br />
* Poniżej zakresu oznaczania.<br />
Oznaczone w analizowanych próbach parametry: przewodność elektrolityczna i odczyn<br />
klasyfikują wodę we wszystkich punktach poboru w obu zbiornikach do I klasy jakości wód<br />
powierzchniowych. Jednak sporadycznie, zwłaszcza w okresie wiosennym, wartości pH<br />
wody przekraczały zakres dopuszczalny dla I klasy jakości wody i umożliwiały zaklasyfikowanie<br />
próbek wody pochodzących ze zbiornika Zarzeczany do III–V klasy jakości [Rozporządzenie...<br />
2004].<br />
Zasadowość ulegała bardzo niewielkim zmianom przez cały okres badawczy w obu<br />
analizowanych zbiornikach retencyjnych i odpowiadała V klasie jakości wód powierzchniowych.<br />
W zbiornikach retencyjnych obserwuje się w okresie letnim i wczesno jesiennym<br />
pogorszenie większości parametrów decydujących o jakości wód [Szczykowska i in.<br />
2006].<br />
Na podstawie analizy uzyskanych wyników badań można stwierdzić, że głównymi parametrami<br />
obniżającymi jakość wód w obu zbiornikach są: ChZT-Mn, ChZT-Cr, odczyn oraz<br />
barwa. Przyczyny znacznych wartości tych wskaźników mogą być naturalne lub antropogeniczne.<br />
Większość wsi i osiedli położonych w obrębie zlewni zasilających analizowane<br />
zbiorniki nie jest skanalizowana w związku z czym dopływy są często odbiornikami nieczystości,<br />
co powoduje wprowadzanie do zbiorników wód zanieczyszczonych. Znaczne zróżnicowanie<br />
wartości omawianych wskaźników umożliwia zaklasyfikowanie wody do III–V klasy<br />
jakości, a w przypadku zbiornika Dojlidy sporadycznie także do wód pozaklasowych [Rozporządzenie...<br />
2004]. Szczególnie wczesną wiosną i jesienią odnotowano znaczny wzrost<br />
ładunku substancji organicznych. Wzrost wartości ChZT-Cr w zasadzie obserwowano w<br />
tych samych okresach co wzrósł ChZT-Mn. Obniżenie utlenialności i ChZT-Cr w czerwcu<br />
mogło być spowodowane rosnącym wpływem procesów samooczyszczania na jakość wód<br />
w zbiornikach. Obserwacje zmian wartości omawianych wskaźników w badanych zbiornikach<br />
zaporowych wskazują na tendencję zwiększania się zawartości substancji organicz-<br />
330
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nych wraz ze wzrostem barwy oraz mętności. Na mętność wody duży wpływ może mieć to,<br />
że oba akweny są użytkowane rekreacyjnie, co w okresie letnim może prowadzić do naruszenia<br />
i mieszania się podłoża, powodując uruchomienie substancji stałych zdeponowanych<br />
na dnie zbiornika. Użytkowanie rekreacyjne zbiornika prowadzi do sezonowego obniżenia<br />
jakości jego wód.<br />
Przy zastosowaniu analizy regresji próbowano znaleźć zależności pomiędzy nieorganicznymi<br />
formami azotu i pozostałymi oznaczanymi parametrami. Na taki związek<br />
ChZT-Cr w wodach zbiornika Zarzeczany mogą wskazywać udowodnione korelacje z azotem<br />
amonowym oraz z azotanami (III). Wartości współczynników korelacji r wyniosły odpowiednio:<br />
-0,938 i 0,896, co świadczy o tym, że zależności pomiędzy rozpatrywanymi parametrami<br />
okazały się silne. Natomiast w przypadku próbek wody pochodzących ze zbiornika<br />
Dojlidy wysoki współczynnik korelacji r, wynoszący -0,895, otrzymano w przypadku zależności<br />
pomiędzy jonem amonowym a ChZT-Mn.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Hermanowicz W. 1999. Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków, Wyd. Arkady, Warszawa.<br />
Kwiatkowski W. 1993. Kompleksowa ocena warunków ekofizjograficznych głównych ciągów ekologicznych<br />
miasta Białystok, obejmująca tereny dolin rzek Białej, Bażantarki i Dolistówki<br />
wraz z ich strefami krawędziowymi. + Mapa Potencjału Biotycznego. Opracowanie wykonane<br />
na zlecenie Zarządu Miasta Białystok z dnia 19.04.1993 r., <strong>nr</strong> MBPP/Og/K/21/93. Białystok.<br />
Lampert U., Sommer U.1996. Ekologia wód śródlądowych. PWN, Warszawa.<br />
Mioduszewski W. 2003. Mała retencja: Ochrona zasobów wodnych i środowiska naturalnego –<br />
poradnik. Wydawnictwo IMUZ, Falenty.<br />
Przedsiębiorstwo Projektowo-Wdrożeniowe „Czyste powietrze”. 2003. „Program ochrony środowiska<br />
Powiatu Białostockiego”. Wrocław.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania<br />
stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz sposobu<br />
interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód (DzU <strong>nr</strong> 32, poz. 284).<br />
Strona internetowa: http://www.baza.podlaskieit.pl/(czerwiec 2007).<br />
Szczykowska J., Siemieniuk A., Leszczyński J. 2006. Trophic situation of retention reservoirs in<br />
Bialystok country, Polish Journal of Environmental Studies vol. 15, no. 5d, part II.<br />
Tomaszek J., Koszelnik P., Bartoszek L. 2005. Stężenia związków biogennych w dopływach<br />
zbiornika Myczkowieckiego, Monografie Komitetu Inżynierii Środowiska PAN. vol. 33, tom<br />
2: 787–795.<br />
Badania prowadzono w ramach realizacji pracy własnej W/IIŚ/29/07.<br />
INORGANIC FORMS OF NITROGEN IN ECOSYSTEMS OF SELECTED IMPOUNDING<br />
RESERVOIRS OF PODLASIE<br />
Small water reservoirs may be the receivers of various pollutants from the catchment,<br />
thus the water should be often analyzed, because nearest cities are used for recreation purposes.<br />
The aim of the study was to evaluate the water quality in reservoirs Zarzeczany and<br />
Dojlidy in north- eastern Poland from spring 2004 to autumn 2006. City proximity is the main<br />
threat for Dojlidy Ponds. They are mainly emissions of industrial pollution from works localized<br />
at the distance of several kilometers from ponds and direct neighborhood of allotments.<br />
Problem of wastewater management remains still unsolved on that area. Most of villages<br />
3<strong>31</strong>
Bioakumulacja<br />
within catchment are unsewered, thus the tributaries are often sewage reservoirs from rural<br />
area, which makes water flowing into the Zarzeczany reservoir greatly contaminated.<br />
Analysis of achieved results revealed that both: Dojlidy and Zarzeczany reservoirs, are<br />
characterized by relatively low content of inorganic nitrogen forms, which classifies its water<br />
to the 1 st purity class. Color, pH and COD Cr<br />
appeared to be the parameters that worsen water<br />
quality to the highest extent. Good morphometric parameters and small surface of total<br />
catchment area make that the reservoirs are relatively resistant to degradation. However,<br />
service, camps and baths have negative effects on water quality in both reservoirs, namely<br />
in summer. Recreation performance of the reservoirs leads to seasonal decrease of their<br />
water quality.<br />
332
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
WYSTĘPOWANIE CHLORKÓW I SODU W WODZIE ZE STUDNI GOSPODARSKICH<br />
NA TLE ICH STĘŻEŃ W WODACH GRUNTOWYCH SĄSIEDNIEGO OBIEKTU<br />
TORFOWISKOWEGO*<br />
WPROWADZENIE. Zanieczyszczanie wody w studniach zlokalizowanych wewnątrz<br />
zagród gospodarskich jest wywołane w głównej mierze prowadzoną na ich terenie działalnością<br />
rolniczą i bytową człowieka [Sapek 1996; Misztal, Sapek 1997; Ostrowska, Płodzik<br />
1999]. Duże ilości chlorków oraz sodu mogą docierać do wody gruntowej wraz ze ściekami,<br />
odprowadzanymi z gospodarstw domowych oraz z miejsc bezpośrednio związanych z produkcją<br />
zwierzęcą, jak pryzmy obornika czy zbiorniki z gnojowicą [Ostrowska i in. 1999; Sapek<br />
2002].<br />
Zanieczyszczenie tymi składnikami wody gruntowej na terenach torfowiskowych może<br />
być powodowane spływem wód z obszarów wyżej położonych, jak również organicznym<br />
i mineralnym nawożeniem użytków zielonych wewnątrz obiektu. Dodatkowym źródłem<br />
chlorków i sodu jest opad atmosferyczny oraz proces mineralizacji pozostałości roślinnych<br />
tworzących materię organiczną gleb torfowo-murszowych [Zahn 1993]. Zawartość chlorków<br />
w roślinach sięga bowiem nawet 2,0% ich suchej masy, a w przypadku sodu jest to<br />
0,01–0,2%. Oba składniki są stosunkowo słabo sorbowane przez materiał glebowy, dlatego<br />
łatwo ulegają wymywaniu do wód gruntowych.<br />
Celem pracy było określenie poziomu zanieczyszczenia chlorkami i sodem wody<br />
w studniach gospodarskich oraz wody gruntowej i powierzchniowej sąsiadującego z badanymi<br />
zagrodami obiektu torfowiskowego. Badania miały również wskazać źródła pochodzenia<br />
badanych składników w wodzie.<br />
MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ. Badania prowadzono na terenie zmeliorowanego<br />
torfowiska Kuwasy w basenie środkowej Biebrzy. Na obiekcie tym dominują gleby torfowo-murszowe<br />
o średnim stopniu zmurszenia, wykorzystywane rolniczo jako łąki kośne lub<br />
pastwiska. Prowadzone w latach 2000 – 2006 badania obejmowały kontrolę jakości wody<br />
w studniach usytuowanych na terenie trzech gospodarstw rolniczych, położonych na wyniesieniach<br />
wewnątrz obiektu torfowiskowego. Prowadzono w nich hodowlę krów mlecznych.<br />
W zagrodach występowały liczne punkty związane nieodzownie z produkcją zwierzęcą<br />
(pryzmy obornika, składy kiszonki, wycieki gnojowicy itp.), stwarzające warunki do<br />
migracji składników zanieczyszczających glebę i wody gruntowe. Próbki wody pobierano co<br />
trzy tygodnie z następujących studni:<br />
1) położonych w gospodarstwie we wsi Łamane Grądy:<br />
• studni tradycyjnej ŁgSt z lustrem wody na głębokości 3–4 m, niezabezpieczonej wystarczająco<br />
przed spływem wód powierzchniowych,<br />
• dwóch studni wierconych ŁgSw1 i ŁgSw2, o głębokości odpowiednio 38 m i 18 m;<br />
2) położonej w gospodarstwie we wsi Wykowo studni wierconej WySw na głębokość 47 m;<br />
3) położonych w gospodarstwie we wsi Biebrza:<br />
• studni wierconej BiSw na głębokość 30 m,<br />
• studni tradycyjnej BiSt o głębokości 5–6 m.<br />
W tych samych terminach pobierano próbki wody gruntowej ze studzienek zainstalowanych<br />
na użytkach zielonych. Trzy z nich usytuowano na łąkach kośnych, cztery kolejne<br />
na powierzchniach zagospodarowanych zmiennie, w systemie kośno-pastwiskowym. Łąki<br />
* Mgr inż. J. Jaszczyński – Zakład Doświadczalny Instytutu Melioracji i Użytków Zielonych<br />
w Biebrzy, prof. dr hab. B. Sapek, prof. dr hab. A. Sapek – Zakład Chemii Gleby i Wody. Instytut<br />
Melioracji i Użytków Zielonych w Falentach.<br />
333
Bioakumulacja<br />
kośne (studzienka 2, 3 i 4) nawożono dwukrotnie w ciągu roku mineralne solami potasowymi,<br />
w ilości 40–50 kg K·ha -1 (czystego składnika), azotem w ilości 40-50 kg N·ha -1 i fosforem<br />
ok. 5–7 kg P·ha -1 . Na łąkę, gdzie zlokalizowano studzienkę <strong>nr</strong> 5 wylewano jesienią gnojowicę<br />
bydlęcą, w ilości 25 m 3·ha -1 . Dodatkowo na powierzchnię tą wnoszono wraz z nawozami<br />
mineralnymi średnio: 30 kg N·ha -1 , 5 kg P·ha -1 i 25 kg K·ha -1 . Na pozostałe powierzchnie<br />
kośno-pastwiskowe (studzienka 7, 8 i 9) stosowano tylko nawożenie mineralne w podobnych<br />
proporcjach ilościowych.<br />
Zbierano także próbki wody powierzchniowej z rowów melioracyjnych, z ośmiu punktów<br />
wewnątrz obiektu. W okresie sierpień–wrzesień 2003 r. trzykrotnie pobrano próbki opadu<br />
mokrego w celu określenia średniego ładunku badanych składników wnoszonych tą drogą<br />
na obszar, na którym prowadzono badania.<br />
Analiza chemiczna próbek wody obejmowała oznaczenie stężenia chlorków, wykonanego<br />
metodą miareczkową; stężenia sodu – metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej<br />
oraz azotu azotanowego, azotu amonowego, fosforanów i potasu – metodą kolorymetrii<br />
przepływowej.<br />
WYNIKI. Obserwowane stężenia chlorków i sodu w wodzie obu rodzajach badanych<br />
studni gospodarskich nie przekraczały wartości granicznych określanych przez normy dla<br />
wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi [Rozporządzenie … 2002]. Największe notowane<br />
stężenia chlorków nie były większe od 100 mg·dm -3 , a sodu 35 mg·dm -3 (tab. 1).<br />
Wodę w studniach tradycyjnych charakteryzowało większe średnie stężenie chlorków niż<br />
wodę pobieraną ze studni wierconych. W przypadku sodu stężenia były podobne. W badanym<br />
przypadku ważniejsze niż poziom zanieczyszczenia są jednak źródła pochodzenia<br />
opisywanych składników. We wszystkich studniach obserwowano większe łączne stężenie<br />
chlorków i sodu w porównaniu ze stężeniem potasu. Wskazuje to, że zanieczyszczanie<br />
wody w większym stopniu powodowane było ściekami bytowymi powstającymi w zagrodzie<br />
niż oddziaływaniem produkcji zwierzęcej. Zwrócić należy także uwagę, że dopływ chlorków<br />
do studni wierconych i tradycyjnych często miał charakter „uderzeniowy”– duże stężenia<br />
w krótkim czasie – co świadczy o zaniedbanym systemie odprowadzania ścieków lub braku<br />
zabezpieczenia samych studni. Nie obserwowano także sezonowych zmian w poziomie<br />
zanieczyszczenia wody w ujęciach własnych.<br />
Tabela 1. Średnie stężenia chlorków i sodu (mg·dm -3 ) w wodzie ze studni gospodarskich<br />
Odchylenie standardowe<br />
Największa zanotowana<br />
wartość<br />
Typ studni<br />
Liczba Średnie stężenie<br />
próbek<br />
Cl Na Cl Na Cl Na<br />
ŁGSw1<br />
69 13,5 27,9 3,8 5,0 33,1 33,7<br />
ŁGSw2 studnie 62 13,2 27,7 2,4 1,9 17,5 32,2<br />
WySw wiercone 52 10,7 18,6 11,0 1,6 84,8 25,5<br />
BiSw 55 11,6 20,3 2,4 1,7 21,0 24,2<br />
ŁGSt studnie 60 29,5 10,4 8,2 1,8 44,8 15,6<br />
BiSt kręgowe 24 19,0 20,7 5,0 2,1 39,2 25,3<br />
Czynnikiem, który mógł dodatkowo wpływać na zanieczyszczenie wody w badanych<br />
studniach, było również nawożenie solami potasowymi oraz nawozami naturalnymi otaczających<br />
gospodarstwa użytków zielonych. W jednej studni wierconej ŁGSw1 – (r = 0,37*,<br />
n = 69) oraz w studni tradycyjnej BiSt – (r = 0,80****, n = 24) stężenia chlorków były istotnie<br />
dodatnio skorelowane ze stężeniami potasu. Silną zależność (przy α < 0,001) obserwowa-<br />
334
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
no także pomiędzy stężeniami sodu i potasu w studniach: ŁGSw1 – (r = 0,59, n = 75); BiSw<br />
– (r = 0,42, n = 60); ŁGSt – (r = 0,65, n = 66). Znaczącym źródłem chlorków i sodu są również<br />
nawozy organiczne w postaci gnojowicy wylewanej na łąki, jednak w wodzie badanych<br />
studni nie zauważono korelacji w ich występowaniu z formami azotowymi i fosforanami,<br />
w które zasobny jest ten rodzaj nawozu.<br />
Średnie stężenie chlorków w próbkach wody pobieranych ze wszystkich badanych studzienek<br />
zlokalizowanych na użytkach zielonych wynosiło 21 mg·dm -3 [Rozporządzenie …<br />
2004], co jest wartością podobną do notowanych w wodzie ze studni tradycyjnych. Średnie<br />
stężenia sodu w wodzie gruntowej spod łąk były natomiast zdecydowanie mniejsze niż<br />
te obserwowane w obu rodzajach ujęć gospodarskich (tab. 2). Stężenia chlorków i sodu<br />
w wodzie gruntowej spod łąk, ze wszystkich badanych studzienek, wykazywały silną dodatnią<br />
korelację ze stężeniami potasu, co sugeruje to samo źródło pochodzenia zanieczyszczeń.<br />
Mogą nim być mineralne nawozy potasowe typu chlorkowego, stosowane na ubogie<br />
w potas gleby torfowo-murszowe. W glebach torfowych potas łatwo przemieszcza się pod<br />
wpływem opadów i wysokiego poziomu wody gruntowej wskutek słabego wiązania przez<br />
substancję organiczną. Zarówno największe średnie stężenie chlorków, jak i największe<br />
stężenia chlorków w poszczególnych próbkach obserwowano w wodzie gruntowej ze studzienki<br />
5. Powierzchnia tej łąki, jako jedyna wśród badanych, była corocznie nawożona<br />
gnojowicą w ilości 30 m 3·ha -1 . Ponadto obciążenie pastwiskowe wynosiło na tej kwaterze<br />
12 SD·ha -1 .<br />
Tabela 2. Średnie wartości stężenia chlorków i sodu (mg . dm -3 ) w wodzie gruntowej spod łąk<br />
Liczba<br />
Odchylenie<br />
Największa<br />
Średnie stężenie<br />
Punkt badawczy próbek<br />
standardowe zanotowana wartość<br />
Cl Na Cl Na Cl Na<br />
2<br />
75 17,6 5,5 12,1 2,3 59,4 12,9<br />
3 łąki kośne 118 10,1 4,6 3,7 1,8 26,3 11,3<br />
4 79 22,0 7,5 11,9 3,6 97,0 <strong>31</strong>,9<br />
5<br />
użytkowanie<br />
80 43,7 8,3 <strong>31</strong>,4 5,4 213,0 52,4<br />
7<br />
81 19,3 7,8 11,8 2,5 94,9 14,3<br />
8 kośno-pastwiskowe<br />
76 19,7 6,7 6,7 2,0 36,9 16,3<br />
9 73 11,3 5,3 4,3 2,7 23,9 16,0<br />
Na zanieczyszczenie wywołane stosowaniem nawozów mineralnych w widoczny sposób<br />
nakładało się tutaj wnoszenie nawozu organicznego oraz pozostawianie odchodów<br />
na powierzchni przez pasące się krowy. Stwierdzono istotną dodatniaą korelację między<br />
stężeniem chlorków a azotanami i amonem, jak również z potasem (r = 0,60; n = 80), którego<br />
średnie stężenie było największe na tej powierzchni. Sam wypas krów na pozostałych<br />
powierzchniach (7, 8, 9) użytkowanych zmiennie nie wpływał na zwiększenie stężenia<br />
chlorków i sodu powyżej notowanego w wodzie gruntowej na łąkach kośnych. Sezonowa<br />
zmienność stężenia tych dwóch składników była słabo zaznaczona. W części studzienek<br />
maksimum przypadało na lipiec–wrzesień.<br />
Średnie stężenie chlorków w wodzie powierzchniowej pobieranej z rowów sąsiadujących<br />
z badanymi powierzchniami były wyrównane i wahały się od 14 do 19 mg·dm -3 , w przypadku<br />
sodu było to 8–10 mg . dm -3 . Tak niskie stężenia wymienionych składników w wodzie<br />
powierzchniowej także na odcinkach rowów u wejścia na obiekt torfowiskowy świadczą<br />
o braku ich wnoszenia z terenów wyżej leżących. W wodach powierzchniowych również nie<br />
stwierdzono sezonowości w kształtowaniu się stężenia opisywanych składników. Obserwo-<br />
335
Bioakumulacja<br />
wano współzależności w występowaniu z innymi składnikami, takimi jak: azotany, amon, potas<br />
i fosforany, ale dotyczyły one tylko pojedynczych punktów badawczych. W pięciu punktach<br />
(na 9 badanych) zanotowano dodatnią korelacje między stężeniami chlorków i sodu.<br />
Chociaż średnie stężenie chlorków i sodu w opadzie mokrym wydaje się małe (odpowiednio<br />
4,2 oraz 1,3 mg·dm -3 ), to jednak po przeliczeniu na ładunek wnoszony na powierzchnię<br />
ziemi, stanowi to 22,5 kg Cl·-1 ha i 6,8 kg Na·ha –1 przy średnim rocznym opadzie<br />
deszczu w badanym rejonie na poziomie 530 mm·m -2 . Jest to więc także znaczące źródło<br />
tych składników w glebie.<br />
PODSUMOWANIE. W ostatnich latach indywidualne gospodarstwa rolnicze poczyniły<br />
wiele inwestycji w sposób bezpośredni przyczyniających się do ochrony zasobów wodnych<br />
w obrębie zagrody i jej najbliższym otoczeniu. Środki pomocowe pozwoliły wybudować płyty<br />
obornikowe oraz szczelne zbiorniki na gnojowicę, dzięki którym w znaczący sposób ogranicza<br />
się wędrówkę składników nawozowych do atmosfery, gleby i wody. W dalszym ciągu<br />
mamy jednak do czynienia z licznymi zaniedbaniami w gospodarce ściekami bytowymi.<br />
Nieszczelne szamba, brak kanalizacji czy wylewanie nieczystości na terenie obejścia powodują<br />
znaczące i stałe zanieczyszczanie wody wykorzystywanej przez ludzi i zwierzęta<br />
gospodarskie. Przeprowadzone w trzech gospodarstwach badania w zakresie obecności<br />
chlorków i sodu potwierdziły, że nieczystości z gospodarstw domowych mogą stanowić<br />
większe zagrożenie dla jakości wody w studniach niż działalność związana z produkcją roślinną<br />
i zwierzęcą.<br />
Ponieważ gleby torfowo-murszowe należą do ubogich w potas, istnieje potrzeba ciągłego<br />
dostarczania tego składnika wraz z nawozami mineralnymi bądź organicznymi. Stosowane<br />
w tym celu przez rolników sole potasowe oraz gnojowica są jednocześnie dostarczycielami<br />
znaczących ilości chlorków i sodu do gleby. Łatwość przemieszczania się obu<br />
składników w glebie i szybkie wymywanie ich do wody gruntowej obligują do pełnego stosowanie<br />
się do zasad dobrej praktyki rolniczej podczas nawożenia użytków zielonych.<br />
WNIOSKI. Wyniki przeprowadzonych badań i ich analiza pozwoliły na sformułowanie<br />
następujących wniosków:<br />
1. Zanieczyszczanie wody chlorkami i sodem w tradycyjnych i wierconych studniach gospodarskich<br />
w większym stopniu powodowane było ściekami bytowymi powstającymi<br />
w zagrodzie, w mniejszym produkcją zwierzęcą.<br />
2. Stężenie chlorków i sodu w wodzie gruntowej gleb torfowo-murszowych wykazywało<br />
istotną dodatnia korelację ze stężeniem potasu.<br />
3. Głównym źródłem zanieczyszczenia chlorkami i sodem wody gruntowej pod łąkami<br />
kośnymi były mineralne nawozy potasowe.<br />
4. Woda gruntowa spod łąki użytkowanej zmiennie oraz nawożonej mineralnie i gnojowicą<br />
charakteryzowała się największym stężeniem chlorków.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Misztal A., Sapek A. 1997. Jakość wody w studniach zagrodowych i charakterystyka rolniczo-socjologiczna<br />
gospodarstw w wybranych zlewniach Zbiornika Dobczyckiego. Zesz. Edukacyjne<br />
Wydaw. IMUZ <strong>nr</strong> 3: 83–99.<br />
Ostrowska B., Płodzik M., Sapek A., Wesołowski P., Smoroń S. 1999. Jakość wody pitnej z ujęć<br />
własnych w gospodarstwach rolnych. Wiad. IMUZ t. 20 z. 1: 7–18.<br />
Ostrowska B., Płodzik M. 1999. Wpływ otoczenia zagrody wiejskiej na jakość wody w studniach<br />
przydomowych. Wiad. IMUZ t. 20 z. 1: 19–27.<br />
336
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 19 listopada 2002. r. w sprawie wymagań dotyczących<br />
jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi. (DzU <strong>nr</strong> 203, poz. 1718).<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia. 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania<br />
stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz<br />
sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód. (Dz U <strong>nr</strong> 32, poz. 284).<br />
Sapek A.1996. Udział rolnictwa w zanieczyszczeniu wody składnikami nawozowymi. Zeszyty<br />
Edukacyjne. Wydaw. IMiUZ <strong>nr</strong> 1: 9–33.<br />
Sapek B. 2002. Jakość gleby i wody w gospodarstwach demonstracyjnych. Zeszyty Edukacyjne<br />
Wydaw. IMUZ <strong>nr</strong> 7: 57–71.<br />
Zahn M.T., Grimm W.D. 1993. Nitrate and chloride loading as anthropologic indicators. Water, Air,<br />
and Soil Pollution 68: 469–483.<br />
Chlorides and sodium occurrence in water from farm wells a background<br />
of their concentration in groundwater of neighboring<br />
peat object<br />
The study was carried out in the years 2000–2006 on the areas draining Kuwasy peatland<br />
which is situated in the middle Biebrza River basin. There are peat-moorsh soils with<br />
second degree of humification – MtII (80% of this object). They are cutting by mineral elevations<br />
on which are localized farms. As well as from traditional (dugout) and deep (drilled)<br />
wells situated within farms with agricultural activities every third week samples of water<br />
were collected. The concentration of chlorides, sodium, N-NO 3<br />
, N-NH 4<br />
, P-PO 4<br />
and potassium<br />
were determined. Simultaneously were collected ground water samples from under<br />
meadows surrounding farms and surface water samples from ditches inside of peatland.<br />
Twice in study period were determined concentrations of investigated components in wet<br />
atmospheric deposition.<br />
Chlorides and sodium concentration in greater part of drilled wells were lower than in<br />
traditional wells what was expected with regard to technical conditions. Correlation between<br />
chlorides, sodium and another of nutrients in water from both kinds of wells were modified<br />
by differences in agricultural and human activities these farms.<br />
Chlorides concentrations in ground water from under meadows were higher than these<br />
observed in drilled wells. Significant positive correlated with the concentration chlorides and<br />
potassium was noticed here. It may point at mineral (potassium) and natural fertilization<br />
(cattle liquid manure) as main source this component in water from under grassland. Sodium<br />
concentrations in determined water were low.<br />
337
Bioakumulacja<br />
ANALIZA GLINU W PRÓBKACH WÓD POWIERZCHNIOWYCH ORAZ<br />
FRAKCJONOWANIE GLINU W OSADACH DENNYCH*<br />
WPROWADZENIE. Naturalna zawartość glinu w skorupie ziemskiej (7,8% ogólnej<br />
masy ziemi) oraz podatność na działanie czynników zewnętrznych i licznych reakcji zachodzących<br />
w środowisku znajdują swoje odzwierciedlenie w formach jego występowania, warunkujących<br />
stopień biodostępności i mobilności glinu w ekosystemach wodnych [Stutter<br />
i in. 2001; Drabek i in. 2005; Matúš, Kubová 2006; Gworek 2006]. Ogólnie spotykane stężenia<br />
glinu w wodach powierzchniowych wynoszą od 60 do 300 μg·l -1 , zaś wody rzeczne charakteryzuje<br />
średnia zawartość glinu na poziomie 64 μg·l -1 [Kabata-Pendias, Pendias 1999].<br />
Należy jednak podkreślić, że tak niskie zawartości glinu występują w ekosystemach wodnych,<br />
w których panują stałe warunki w zakresie temperatury, odczynu pH, potencjału utleniająco-redukcyjnego<br />
czy ilości zanieczyszczeń pochodzenia nieorganicznego i organicznego<br />
w wodach. Zmienność warunków środowiskowych wpływać może na przesunięcie<br />
równowagi w układzie sorpcja–desorpcja, woda–osad, zwiększając jednocześnie możliwości<br />
występowania rozpuszczonych, a co za tym idzie, biodostępnych form glinu. Największa<br />
rozpuszczalność glinu występuje w wodach środowisk silnie kwaśnych (np. na obszarach<br />
aktywnego wulkanizmu, strefach utleniania złóż siarczków) oraz silnie zasadowych<br />
(np. na terenach jezior alkalicznych, strefach rozpuszczania produktów niskociśnieniowych<br />
czy termicznego metamorfizmu skał węglanowych). W efekcie glin występować może na<br />
poziomach przekraczających stężenia dopuszczalne, mające charakter toksyczny dla organizmów<br />
żywych.<br />
Glin w roztworach wodnych wykazuje właściwości amfoteryczne i może tworzyć zarówno<br />
kationowe, jak i anionowe kompleksy, organiczne i nieorganiczne, z tendencją do<br />
polimeryzacji [Zioła, Sobczyński 2005]. Czynnikami determinującymi rodzaj kompleksu jest<br />
odczyn (pH) wody, temperatura, stężenie ligandów oraz siła jonowa roztworu [Matúš, Kubová<br />
2005]. W zależności od formy połączeń kompleksowych, powstałe związki glinu charakteryzuje<br />
zróżnicowane działanie toksyczne na organizmy żywe [Bi i in. 2001; Berthon<br />
2002; Gauibaud, Gauthier 2003; Ruszczyńska i in. 2004]. Za formę toksyczną glinu przyjmuje<br />
się glin nieorganiczny monomeryczny, zawierający połączenia z jonami fluorowymi<br />
czy siarczanowymi [Driscoll 1984; Driscoll, Schecher 1990; Gauibaud, Gauthier 2005].<br />
W środowisku o wysokim stopniu kwasowości jony siarczanowe stanowią główny anion<br />
współwystępujący wraz z rozpuszczonymi nieorganicznymi formami glinu, tworząc z nimi<br />
połączenia kompleksowe (Matúš, Kubová 2006). Dominacja form kompleksów glinowo-<br />
-siarczanowych jest zależna od stężenia jonów siarczanowych w środowisku. Przy niskich<br />
stężeniach występują jony AlSO 4+<br />
, natomiast przy wyższych stężeniach jony Al(SO 4<br />
) 2<br />
-<br />
[Matúš,<br />
Kubová 2005]. Kompleksy AlSO 4<br />
występują jako podstawowe jedynie przy wysokich<br />
stężeniach jonów siarczanowych oraz niskim pH < 4,5 i nie są one tak trwałe jak kompleksy<br />
Al-F [Driscoll, Postek 1996].<br />
Celem badań było określenie stężeń glinu w wodach powierzchniowych oraz identyfikacja<br />
form glinu w osadzie dennym na drodze ekstrakcji sekwencyjnej. Zastosowanie<br />
frakcjonowania miało na celu poznanie mechanizmów remobilizacji zdeponowanego glinu<br />
z osadów do toni wodnej oraz określenie związanego z tym potencjalnego zagrożenia<br />
toksykologicznego. Zastosowanie programu Mineql + miało na celu określenie w sposób<br />
modelowy zawartości form kompleksów glinowo-siarczanowych w badanych próbkach<br />
wody.<br />
* Mgr Anetta Zioła, mgr Marcin Frankowski – Zakład Analizy Wody i Gruntów, Wydział Chemii,<br />
Uniwersytet im. Adama Mickiewicza, dr Marcin Siepak. Zakład Hydrogeologii i Ochrony Wód,<br />
Wydział Nauk Geograficznych i Geologicznych, Uniwersytet im. Adama Mickiewicza.<br />
338
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
CHARAKTERYSTYKA TERENU BADAŃ. Zlewnia rzeki Małej Wełny, według podziału<br />
fizyczno-geograficznego, położona jest w środkowej części Niziny Wielkopolsko-Kujawskiej<br />
[Kondracki 2000]. Mała Wełna jest lewobrzeżnym dopływem rzeki Wełny, która bezpośrednio<br />
wpływa do Warty. Całkowita długość rzeki wynosi 83,8 km, a powierzchnia zlewni 688 km 2 .<br />
Udział użytków rolnych w zlewni wynosi 82,7%, lasów 6,0%, sadów 0,3% i nieużytków<br />
9,0%. Mała Wełna od źródeł do przekroju Kiszkowo, zamykającego badaną część zlewni,<br />
przepływa przez 8 jezior o ich sumarycznej powierzchni 392,8 ha i kompleks stawów rybnych<br />
o powierzchni 235,1 ha (rys. 1).<br />
Rys. 1. Lokalizacja punktów pobierania próbek wód powierzchniowych oraz osadów dennych<br />
z rzeki Mała Wełna do przekroju Kiszkowo<br />
METODYKA BADAŃ<br />
Badania terenowe. Próbki wód powierzchniowych i osadu dennego do analizy fizyczno-chemicznej<br />
pobierano od maja do sierpnia 2006 r., z dziewięciu stanowisk badawczych<br />
usytuowanych wzdłuż biegu rzeki Małej Wełny (rys. 1). Bezpośrednio w terenie dokonano<br />
pomiarów temperatury, oznaczenie odczynu (pH) i przewodnictwa elektrolitycznego wody<br />
z wykorzystaniem wielofunkcyjnego przyrządu pomiarowego o symbolu Multi 197 firmy<br />
WTW (Weilheim, Niemcy). Próbki wód pobierano do polietylenowych butelek (PE) za pomocą<br />
próbnika typu Toń 2. Nie utrwalano próbek w celu zachowania rzeczywistej matrycy.<br />
Próbki osadów dennych (górną warstwę od 5 do 10 cm) pobierano za pomocą sondy rurowej<br />
typu Czapla-1 (Mera-Błonie, Gdańsk, Polska), do pojemników polietylenowych. Oznaczeń<br />
dokonano niezwłocznie po dostarczeniu próbek do laboratorium.<br />
Badania laboratoryjne. Oznaczeń ogólnej zawartości glinu w próbkach wód dokonano<br />
metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej z atomizacją w kuwecie grafitowej (GF-<br />
339
Bioakumulacja<br />
AAS). W oznaczeniach wykorzystano spektrometr absorpcji atomowej SpectrAA 20 Plus<br />
firmy Varian (Australia). Do atomizacji elektrotermicznej służył atomizer GTA‐96, z możliwością<br />
programowania temperatury w zakresie 40–3000 º C, z dokładnością do 1 ° C i szybkością<br />
do 2000 ° C na sekundę. Z atomizerem współpracował automatyczny dozownik próbek.<br />
W oznaczeniach używano kuwety grafitowe z platformą Lwov’a, pokryte grafitem pirolitycznym.<br />
Jako gaz nośny stosowano argon.<br />
Oznaczeń glinu we frakcjach granulometrycznych osadów dennych dokonano stosując<br />
metodę absorpcyjnej spektrometrii atomowej z atomizacją w płomieniu acetylen-podtlenek<br />
azotu (F-AAS), z wykorzystaniem dwuwiązkowego aparatu firmy Perkin Elmer model AAnalyst<br />
300 (Perkin Elmer, Norwalk, Connecticut, USA). Aparat wyposażony jest w automatyczny<br />
dozownik próbek firmy Perkin Elmer model AS 90. Podczas oznaczeń korzystano z kodowanej<br />
lampy HCL. Zoptymalizowane warunki oznaczeń glinu podano w tabeli 1.<br />
Tabela 1. Warunki oznaczeń glinu metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej z atomizacją<br />
w kuwecie grafitowej (GF-AAS) oraz z atomizacją w płomieniu (F-AAS)<br />
Warunki oznaczeń Miano GF-AAS F-AAS<br />
Długość fali [nm] 309,3<br />
Szczelina [nm] 0,5<br />
Prąd lampy [mA] 6 25<br />
Przepływ C 2<br />
H 2<br />
[l min -1 ] – 6<br />
Przepływ N 2<br />
O [l min -1 ] – 8,5<br />
Temperatura płomienia [ 0 C] – 3000<br />
Przepływ argonu [ml min -1 ] 3.0 –<br />
Temperatura suszenia [ 0 C] 120 –<br />
Czas suszenia [s] 40 –<br />
Temperatura spopielenia [ 0 C] 1000 –<br />
Czas spopielenia [s] 2 –<br />
Temperatura atomizacji [ 0 C] 2600 –<br />
Czas atomizacji [s] 2 –<br />
Czyszczenie kuwety [ 0 C] 2700 –<br />
Czas czyszczenia [s] 2 –<br />
Czas opóźnienia [s] – 2<br />
Czas pomiaru [s] – 3<br />
liczba powtórzeń – 3<br />
Próby osadów dennych suszono w temperaturze pokojowej. Wodę higroskopijną, wraz<br />
z rozpuszczonymi w niej składnikami, traktowano jako integralną część osadu. Po wysuszeniu<br />
próby osadów dennych poddano analizie granulometrycznej na sucho. Oznaczenia glinu<br />
w osadach dennych wykonano dla próbek o uziarnieniu: > 2,0 mm, 2,0–1,0 mm, 1,0–0,5<br />
mm, 0,5–0,25 mm, 0,25–0,1 mm, 0,1–0,063 mm, < 0,063 mm. W celu rozróżnienia i ilościowego<br />
oznaczenia form glinu w poszczególnych frakcjach granulometrycznych prób osadów<br />
dennych zastosowano schemat ekstrakcji sekwencyjnej zaproponowany przez Tessiera<br />
i współpracowników [Tessier i in. 1979], zmodyfikowany przez Sobczyńskiego i in. [2002,<br />
2004] – tabela 2.<br />
Odczynniki. W trakcie prac stosowano odczynniki chemiczne o czystości analitycznej<br />
i wodę dejonizowaną o oporności < 18MΩ w urządzeniu Milli‐Q (Milipore, Francja). Roz-<br />
340
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
twory wzorcowe sporządzano ze wzorców handlowych do analizy AAS firmy Merck (Merck,<br />
Darmstadt, Niemcy). Roztwory wykorzystane do ekstrakcji sekwencyjnej przygotowane zostały<br />
z odczynników Merck (Merck, Darmstadt, Niemcy).<br />
Tabela 2. Warunki ekstrakcji sekwencyjnej według Tessiera i współpracowników [Tessier<br />
i in.1979; Sobczyński i in. 2002; Sobczyński i in. 2004]<br />
Próbka osadu dennego o masie 1 g<br />
etapy<br />
ekstrakcji<br />
odczynniki czas [h] temperatura [ 0 C]<br />
I 10 ml 1 M CH 3<br />
COONH 4<br />
, pH = 7 1 pokojowa<br />
II 20 ml 1 M CH 3<br />
COONa zakwaszone do pH = 5 CH 3<br />
COOH 2 pokojowa<br />
III 20 ml 0,04 M NH 2<br />
OH · HCl w 25% CH 3<br />
COOH 5 95<br />
5 ml 0,02 M HNO 3<br />
+ 5 ml 30% H 2<br />
O 2<br />
, pH = 2 2 85<br />
IV<br />
5 ml 30% H 2<br />
O 2<br />
, pH = 2 3 85<br />
10 ml 3,2 M CH 3<br />
COONH 4<br />
w 20% (v/v) HNO 3<br />
0,5 pokojowa<br />
3 ml HNO 3<br />
(stęż.) + 2 ml 30% H 2<br />
O 2<br />
0,5<br />
V<br />
3 ml HF (stęż.) + 2 ml 30% H 2<br />
O 2<br />
0,5<br />
3 ml HF (stęż.) + 3 ml HNO 3<br />
(stęż.) 1<br />
95<br />
WYNIKI BADAŃ I DYSKUSJA. Stężenie glinu ogólnego w wodach powierzchniowych<br />
rzeki Mała Wełna w okresie badań: od maja do sierpnia 2006 r., kształtowało się w przedziale<br />
od 4,14 do 25,9 μg·l -1 , przy pH 7,1–7,5. Najniższe stężenia glinu stwierdzono w punkcie <strong>nr</strong><br />
6, a najwyższe w punkcie badawczym <strong>nr</strong> 3 i 7 – rysunek 2. Na podobnym poziomie stężeń<br />
jak w punkcie <strong>nr</strong> 6 glin występował w punktach badawczych <strong>nr</strong> 2 i 4 (Jezioro Kłeckie i Gorzuchowskie)<br />
oraz w Zakrzewie (stanowisko <strong>nr</strong> 5). Analizując zmienność stężeń glinu w czasie,<br />
zaobserwowano jego najniższe i najwyższe stężenia w maju, odpowiednio w punkcie<br />
badawczym <strong>nr</strong> 2 (Jezioro Kłeckie) oraz w punkcie <strong>nr</strong> 7 (staw rybny).<br />
30<br />
25<br />
MAJ<br />
CZERWIEC<br />
LIPIEC<br />
SIERPIEŃ<br />
20<br />
Al [µg L -1 ]<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
1. Owieczki<br />
2. J. Kłeckie<br />
3. Kłecko<br />
5. Zakrzewo 7. Kiszkowo staw 9. Kiszkowo<br />
4. J. Gorzuchowskie 6. Myszki<br />
8. Kiszkowo Jaz<br />
Rys. 2. Stężenia glinu w wodach rzeki Mała Wełna w okresie badań: od maja do sierpnia 2006 r.<br />
Rys. 2. Stężenia glinu w wodach rzeki Mała Wełna w okresie badań od maja do sierpnia<br />
2006r.<br />
341
Bioakumulacja<br />
Na podstawie uzyskanych wyników badań ogólnej zawartości glinu oraz odczynu wody<br />
(pH w zakresie od 7,1 do 7,5) zaobserwowano, że wraz ze wzrostem stężenia jonów wodorowych<br />
zmniejsza się stężenie glinu ogólnego, natomiast zmniejszeniu stężenia jonów wodorowych<br />
towarzyszy zwiększenie stężenia glinu ogólnego, co graficznie przedstawiono na<br />
rysunkach 3 i 4.<br />
Stężenie [M]<br />
L : pH<br />
Rys. 3. Stężenie glinu ogólnego w zależności od odczynu wody (pH)<br />
Glin ogólny w badanych próbkach wody rzeki Mała Wełna występował na niskim poziomie<br />
stężeń w porównaniu z zawartością glinu ogólnego oznaczonego w rzece Vienne<br />
Royere (od 16,4 do 100,6 μg·l -1 , pH 5,8–7,9) czy w rzece Vienne Peyrelevade (od 22,4<br />
do 130,5 μg·l -1 , pH 5,7–6,8) [Guibad, Gauthier 2005]. Zdecydowanie wyższe stężenia glinu<br />
ogólnego występowały w rzece Vezare (od 45,2 do 146,4 μg·l -1 , pH 5,6–6,8), Grande<br />
Creuse (od 9,2 do 141,2 μg·l -1 , pH 6,5–7,4) czy Gartempe (od 8,7 do 274,8 μg·l -1 przy<br />
pH 6,2–7,0) [Guibad, Gauthier 2003]. Rzeki te znajdują się na terenach o dużym stopniu<br />
zanieczyszczenia, podobnie jak wody powierzchniowe z Adirondack, Maine czy Florydy,<br />
zawierające odpowiednio: 8,1–756; 8,1–810; 8,1–1350 μg·l -1 glinu ogólnego [Guibad,<br />
Gauthier 2003]. Podwyższone ilości glinu: od 27 do 1080 μg·l -1 , oznaczono w wodach poddanych<br />
działaniu kwaśnych deszczy w Czechach czy działaniu zanieczyszczeń powietrza<br />
w północnej Anglii: od 81 do 1194 μg·l -1 [Lawlor, Tipping 2003]. Przy braku oddziaływania<br />
na wody rzeczne zanieczyszczeń powietrza stężenie glinu ogólnego wynosiło w Birkenes<br />
< 1,0 μg·l -1 , a przy kwaśnej depozycji stężenie glinu było zdecydowanie wyższe i wynosiło<br />
110 μg·l -1 [Christophersen i in. 1990]. Jak podajeą Lis i Pasieczna [1995], stężenia glinu<br />
ogólnego w największych polskich rzekach występują na poziomie od 0,1 do 0,9 mg·L -1<br />
(rzeka Warta i Odra) oraz od < 0,1 do 0,7 (rzeka Wisła).<br />
W celu określenia zawartości form kompleksów glinowo-siarczanowych występujących<br />
w wodach rzeki Mała Wełna wykorzystano pakiet Statistica 7.1 (StatSoft, Polska) oraz<br />
program Mineql + 4.5 (USA). Korzystając z pakietu Statistica 7.1, dokonano standaryzacji<br />
danych, które uzyskano na drodze obliczeń z wykorzystaniem programu Mineql + (tab. 3).<br />
Dane po standaryzacji przedstawiano na rysunku 4.<br />
W przypadku kompleksów glinowo-siarczanowych zaobserwowano, że wraz ze wzrostem<br />
stężenia jonów wodorowych i jonów siarczanowych zwiększa się liczba kompleksów<br />
AlSO 4<br />
+<br />
i Al(SO 4<br />
) 2<br />
-<br />
z jednoczesnym spadkiem zawartości glinu całkowitego (rys. 4). Dominującą<br />
formą kompleksu w badanych próbkach była forma AlSO 4<br />
+<br />
(rys. 5). Natomiast wraz<br />
z obniżeniem się stężenia jonów wodorowych następuje rozpad kompleksów siarczanowych<br />
z jednoczesnym uwolnieniem glinu. Jest to spowodowane tym, że kompleksy glinu<br />
z siarczanami charakteryzują niskie wartości stałych trwałości, logK dla AlSO 4<br />
+<br />
i Al(SO 4<br />
) 2<br />
-<br />
wynosi odpowiednio 3,89 i 4,92.<br />
342
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
2,0<br />
1,5<br />
SO 2- 4<br />
AlSO4 +<br />
Al(SO4)2 -<br />
[H + ]<br />
Al TOT<br />
1,0<br />
0,5<br />
0,0<br />
-0,5<br />
-1,0<br />
-1,5<br />
-2,0<br />
MAJ CZERWIEC LIPIEC SIERPIEN<br />
+<br />
Rys. 4. Rys. 4. Współwystępowanie glinu, glinu, siarczanów, jonów +<br />
jonów wodorowych wodorowych oraz kompleksów oraz kompleksów AlSO 4 AlSO 4<br />
-<br />
i i Al(SO 4) 4<br />
) - 2 2<br />
w w okresie badań badań (stanowisko (stanowisko <strong>nr</strong> 5) <strong>nr</strong> 5)<br />
Stężenie [M]<br />
L : pH<br />
Rys. 5. Stężenia kompleksów AlSO 4<br />
+<br />
i Al(SO 4<br />
) 2<br />
-<br />
w zależności od odczynu wody (pH)<br />
Należy podkreślić, że mimo oznaczonych niskich stężeń glinu ogólnego w badanych wodach,<br />
dopiero zdefiniowanie ilościowe i jakościowe jego form specjacyjnych, zwłaszcza formy<br />
monomerycznej nieorganicznej, zawierającej formy glinu toksycznego, umożliwi ocenę jego<br />
faktycznego stopnia zagrożenia dla ekosystemu rzecznego. W skład glinu monomerycznego<br />
nieorganicznego wchodzą jego połączenia kompleksowe z fluorkami, fosforanami oraz<br />
z siarczanami [Boudot in. 1994; Wauer i in. 2004]. Kompleksy glinowo-siarczanowe występują<br />
w postaci jonów AlSO 4<br />
+<br />
i Al(SO 4<br />
) 2-<br />
, a ich obecność w ekosystemach rzecznych zależna jest<br />
od stężenia jonów siarczanowych oraz od wartości pH. Zależność tę wykorzystano, badając<br />
zawartość połączeń glinu z siarczanami na podstawie rzeczywistych wyników zawartości glinu<br />
ogólnego i siarczanów przy wykorzystaniu programu Mineql + . Uzyskane wyniki wykazały,<br />
że dominującą formą w badanych wodach była forma AlSO 4<br />
+<br />
(rys. 5), a najwyższe jej stężenia<br />
występowały w lipcu (tab. 3). Forma Al(SO 4<br />
) 2<br />
-<br />
występowała na niższym poziomie stężeń,<br />
co związane było z niskimi zawartościami siarczanów w badanych próbkach wody rzeki Mała<br />
Wełna oraz pH wody, które kształtowało się w przedziale od 7,1 do 7,5 (rys. 5). Obie wyodrębnione<br />
formy reprezentują monomeryczny glin nieorganiczny, odpowiadający za toksyczne<br />
oddziaływanie na organizmy żywe. Jak podają Kroglund i Finstad [2003], suma wszystkich<br />
343
Bioakumulacja<br />
form glinu monomerycznego o stężeniu od 1,5 do 3,0·10 -7 mol·l -1 jest toksyczna dla łososia<br />
atlantyckiego. Uzyskane w niniejszych badaniach stężenia formy AlSO 4<br />
+<br />
(max. 6,15·10 -13<br />
mol·l -1 ) oraz formy Al(SO 4<br />
) 2<br />
-<br />
(max. 2,51·10 -15 mol·l -1 ), nie stanowią zagrożenia dla organizmów<br />
żywych w badanych wodach rzeki Mała Wełna. W przeciwieństwie do uzyskanych przez<br />
innych badaczy stężeń toksycznych glinu w wodzie rzeki Vienne Royere (1,1·10 -6 mol·l -1 ),<br />
czy Vienne Peyrelevade (6,0·10 -7 mol·l -1 ) [Guibad, Gauthier 2005], wyższych od proponowanych<br />
wartości przez Kroglunda i Finstada [2003]. Również wyższe stężenia toksycznej formy<br />
glinu w odniesieniu do Kroglunda i Finstada [2003], oznaczono w rzekach Vezer (od 0,2·10 -5<br />
do 0,59·10 -3 µmol·l -1 ), Grande Creuse (od 0,27·10 -4 do 0,544·10 -3 µmol·l -1 ), Gartempe (od<br />
0,6·10 -5 do 0,112·10 -3 µmol·l -1 ) [Guibad, Gauthier 2003].<br />
Tabela 3. Stężenia glinu, siarczanów i jonów wodorowych w wodach powierzchniowych rzeki<br />
Mała Wełna w okresie badań (stanowisko <strong>nr</strong> 5) oraz wyliczone zawartości dla kompleksów<br />
glinowo-siarczanowych z programu Mineql +<br />
Wyszczególnienie<br />
Maj Czerwiec Lipiec Sierpień<br />
[mol·l -1 ]<br />
SO 4<br />
2-<br />
1,41E-03 1,56E-03 1,61E-03 1,54E-03<br />
AlSO 4<br />
+<br />
6,75E-14 1,50E-13 6,15E-13 1,48E-13<br />
Al(SO 4<br />
) 2<br />
-<br />
1,02E-15 2,51E-15 1,06E-14 2,44E-15<br />
[H + ] 3,16E-08 3,98E-08 6,<strong>31</strong>E-08 3,98E-08<br />
Al cał,<br />
2,85E-07 2,81E-07 2,30E-07 3,03E-07<br />
Analiza próbek wody umożliwiła oznaczenia różnych form glinu, jednak dla pełnego poznania<br />
potencjalnego obiegu tego pierwiastka w badanym ekosystemie wodnym istotne było<br />
określenie jego form mobilnych w osadach dennych. Uzyskane wyniki frakcjonowania glinu<br />
w poszczególnych frakcjach granulometrycznych dla osadów dennych przedstawiono na przykładzie<br />
punktu badawczego <strong>nr</strong> 5 (rys. 6). W dwóch pierwszych frakcjach, tj. we frakcji wymienialnej<br />
i związanej z węglanami, najbardziej toksycznych we wszystkich przebadanych próbkach,<br />
zawartość glinu była niewielka i maksymalnie osiągała wartość do 5,65 mg Al·kg -1 s.m. (dla<br />
frakcji granulometrycznej < 0,063 mm). Wyższe stężenia glinu oznaczono we frakcji chemicznej<br />
związanej z uwodnionymi tlenkami żelaza i manganu (frakcja III). Najwyższe stężenia glinu<br />
oznaczano we frakcji o uziarnieniu > 2,0 mm i wynosiło ono 1720 mg Al·kg -1 s.m., natomiast dla<br />
frakcji o uziarnieniu 0,25–0,1 mm stężenie glinu wynosiło 356 mg Al·kg -1 s.m. Należy podkreślić,<br />
że glin występujący w tej frakcji jest mniej mobilny niż we frakcjach I i II, stąd jego przenikanie<br />
do toni wodnej jest trudniejsze. We frakcji związanej z materią organiczną (frakcja IV) najwyższe<br />
stężenie metalu występowało we frakcji o uziarnieniu < 0,063 mm i wynosiło 1710 mg Al·kg -<br />
1<br />
s.m. Sobczyński i in. [2004] zaobserwowali na przykładzie osadów dennych rzeki Odry oraz<br />
osadów jeziornych również wzrost stężenia glinu w tej frakcji. Związane jest to ze wzrostem stężenia<br />
materii organicznej, przy czym stwierdzono wyższe stężenia glinu w osadach jeziornych<br />
niż w osadach aluwialnych, ze względu na wyższe stężenia materii organicznej w tych osadach<br />
[Sobczyński i in. 2002, 2004]. Natomiast Sin i in. [2001], przeprowadzając mineralizację kwasami:<br />
HCl i HNO 3<br />
w próbkach osadów rzecznych rzeki Shing Mun, uzyskali stężenie glinu na poziomie<br />
od 0,249 do 114 mg Al·g -1 s.m. Porównując te wartości z uzyskanymi stężeniami glinu dla<br />
frakcji IV w osadach rzeki Mała Wełna można stwierdzić, że są one o wiele niższe. Natomiast<br />
Deheyn i Latz [2006], stosując 45% HNO 3<br />
, uzyskali zawartość glinu na poziomie 0,055 do 0,62<br />
mg Al·g -1 s.m. w osadach z Zatoki San Diego i określili tę formę glinu jako związaną z materią organiczną.<br />
Najwyższe stężenie glinu w osadach dennych rzeki Mała Wełna oznaczono we frakcji<br />
344
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
litogennej (frakcja V), w której glin jest praktycznie niedostępny dla organizmów żywych. Wynika<br />
to z tego, że glin wbudowany jest w struktury mineralne, stąd do jego uwolnienia musiałyby<br />
zaistnieć warunki silnie redukujące. W osadach dennych rzeki Mała Wełna zawartość glinu we<br />
frakcji V wynosiła od 550 do 2330 mg Al·kg -1 s.m., przy czym najwyższe stężenia stwierdzono<br />
dla frakcji granulometrycznej < 0,063 mm (rys. 6). Wyniki te są zdecydowanie niższe niż uzyskane<br />
przez Baborowską i in. [2007], gdzie oznaczono zawartości glinu całkowitego w osadach<br />
dennych na poziomie stężeń od 41–73 g Al·kg -1 s.m.<br />
Rys. 6. Stężenia glinu [mg kg -1 s.m.] w poszczególnych frakcjach chemicznych i granulometrycznych<br />
w osadach dennych rzeki Mała Wełna (stanowisko <strong>nr</strong> 5)<br />
2600<br />
2400<br />
2200<br />
2000<br />
> >2.0mm 2,0 mm<br />
2,0–1,0 2.0-1.0mmmm<br />
1,0–0,5 1.0-0.5mmmm<br />
0,5–0,25 0.5-0.25mmmm<br />
0,25–0,1 0.25-0.1mmmm<br />
0,1–0,063 0.1-0.063mm mm<br />
< 2,0 mm w przypadku frakcji chemicznej III (rys. 6).<br />
5. W przypadku osadów dennych oznaczono najniższe stężenia glinu we frakcji wymie-<br />
345
Bioakumulacja<br />
nialnej i związanej z węglanami (frakcja I i II – najbardziej mobilnych), natomiast najwyższe<br />
stężenia oznaczono we frakcji litogennej (frakcja V), gdzie glin praktycznie jest<br />
niedostępny dla organizmów żywych.<br />
6. Uzyskane stężenia form specjacyjnych glinu w wodzie (AlSO 4<br />
+<br />
,Al(SO 4<br />
) 2-<br />
) oraz w osadach<br />
dennych (zwłaszcza dla frakcji chemicznej I i II) nie stanowią zagrożenia dla organizmów<br />
żywych rzeki Mała Wełna.<br />
Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w latach 2006–2008 jako projekt badawczy<br />
<strong>nr</strong> N305 082 <strong>31</strong>/3249 Ministerstwa Nauki i Szkolnictwa Wyższego.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Baborowska M., Buttner O., Morgenstern P., Kruger F., Lobe I., Rupp., Tumpling W. 2007. Spatial<br />
and temporal variability of sediment deposition on artificial-lawn traps in floodplain of the<br />
River Elbe. Environmental Pollution 148: 770–778.<br />
Berthon G. 2002. Aluminium speciation in relation to aluminium bioavailability, matabolism and<br />
toxicity. Coordination Chemistry Reviews 228: <strong>31</strong>9–341.<br />
Bi S.P., Yang X.D., Zhang F.P., Wang X.L., Zou G.W. 2001. Analytical methodologies for aluminium<br />
speciation in environmental and biological review. Journal Analytical Chemistry 370: 984–996.<br />
Boudot J.P., Merlet D., Rouiller J., Maitat O. 1994. Validation of an operational procedure for aluminium<br />
speciation in soil solutions and surface waters. The Science of the Total Environment<br />
158: 237–252.<br />
Christophersen N., Neal C., Vogt R.D., Esser J., Andersen S. 1990. Aluminium mobilization in soil<br />
and streamwaters at three Norwegian catchments with differences in acid deposition and site<br />
characteristics. Science of Total Environment 96: 175–188.<br />
Deheyn D.D., Latz M.I. 2006. Bioavailability of metals along a contamination gradient in San Diego<br />
Bay (California USA). Chemosphere 63: 818–834.<br />
Drabek O., Mladkowa L., Borůvka L., Szakowa J., Nikodem A. 2005. Comparison of water – soluble<br />
and exchangeable forms of Al in acid forest soils. Journal of Inorganic Biochemistry 99:<br />
1788–1795.<br />
Driscoll C.T. 1984. A procedure for the fractionation of aqueous aluminium in diluted acid waters”,<br />
Int. J. Environ. Anal. Chem. 16: 267–273.<br />
Driscoll C.T, Postek K.M. 1996. The chemistry of aluminum in surface waters”. The environmental<br />
chemistry of aluminium. 2nd edition, Garrison Sposito, 363–419.<br />
Driscoll C.T., Schecher W.D. 1990. The chemistry of aluminium in the environment. Environ.Geochem.<br />
Health 12: 28–49.<br />
Guibaud G., Gauthier C. 2005. Aluminium speciation in the Vienne river on its upstream catchemnt<br />
(Limousin region, France). Journal of Inorganic Biochemistry 99: 1817–1821.<br />
Guibaud G., Gauthier C. 2003. Study of aluminium concentration and speciation of surface water in<br />
four catchments in the Limousin region (France)”. Journal of Inorganic Biochemistry 97: 16–25.<br />
Guibaud G., Gauthier C. 2005. Aluminium speciation in the Vienne river on its upstream catchment<br />
(Limousin region, France). Journal of Inorganic Biochemistry 99: 1817–1821.<br />
Guibaud G., Gauthier C. 2003. Study of aluminium concentration and speciation of surface water in<br />
four catchments in the Limousin region (France). Journal of Inorganic Biochemistry 97: 16–25.<br />
Gworek B. 2006. Glin w środowisku przyrodniczym a jego toksyczność”, Ochrona Środowiska<br />
i Zasobów Naturalnych 29: 27–38.<br />
Kabata–Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo<br />
Naukowe PWN. Warszawa: 192–198.<br />
Kondracki J. 2000. Geografia regionalna Polski. PWN. Warszawa.<br />
346
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Kroglund F., Finstad B. 2003. Low concentration of inorganic monomeric aluminium impair physiological<br />
status and marine survival of Atlantic salmon. Aquaculture 222: 119–133.<br />
Lawlor A.J, Tipping E. 2003. Metal in bulk deposition and surface waters at two unpland nlocations<br />
in northen England. Environmental Pollution 121: 153–167.<br />
Lis J., Pasieczna A. 1995. Atlas geochemiczny Polski. Warszawa.<br />
Matúš P., Kubová J. 2005. Complexation of labile aluminium species by chelating resins Iontosorb<br />
– a new method for Al environmental risk assessment. Journal of Inorganic Biochemistry<br />
99: 1769–1778.<br />
Matúš P., Kubová J. 2006. Complexation efficiency of differently fixed 8-hydroxyquinoline and salicylic<br />
acid ligand groups for labile aluminium species determination in soils–comparison of<br />
two methods. Analytica Chimica Acta. Vol. 573–574: 474–481.<br />
Ruszczyńska A., Pyrzyńska K., Bulska E. 2004. On the use of solid-phase extraction for the<br />
fractionation of aluminium species. Chem. Anal. (Warsaw) 49: 19–28.<br />
Sin S.N., Chau H., Lo W., Ng L.M. 2001. Assessment of heavy metal cations in sediments of<br />
Shing Mun River, Hong Kong. Environment International 26: 297–301.<br />
Sobczynski T, Pelechata A., Ziola A., Pelechaty M., Burchardt L., Siepak J. 2002. Accumulation<br />
of aluminium In the freshwater ekosystem of Jaroslawieckie Lake. Polish Journal of Environmental<br />
Studies. Vol. 11, suplement: 172–182.<br />
Sobczynski T, Szwak M., Ziola A., Siepak J. 2004. Fractionation of aluminium from alluvial sediments.<br />
Environment Protection Engineering. Vol. 30, 4: 177–182.<br />
Stutter M., Smart R., Cresser M., Langan S. 2001. Catchemnt characteristics controlling the mobilization<br />
and potential toxicity of aluminum fraction in the catchment of the River Dee, northeast<br />
Scotland. The Science of Total Environment 281: 121–139.<br />
Tessier A., Campbell P.G, Bisson M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation of<br />
particulate trace metals. Analytical Chemistry 51: 844–851.<br />
Wauer G., Heckemann H. J., Koschel R. 2004. Analysis of toxic aluminium species in natural waters.<br />
Microchimica Acta 146: 149–154.<br />
Zioła A., Sobczyński T. 2005. The Effect of Water Ionic Composition on Liberation of Aluminium from<br />
Bottom Sediment. Polish Journal of Environmental Studies. Vol. 14, supplement: 101–104.<br />
ANALYSIS OF ALUMINIUM IN SURFACE WATER SAMPLES AND FRACTIONATION OF<br />
ALUMINIUM FROM BOTTOM SEDIMENT SAMPLES<br />
The paper presents results of aluminium content determination in the samples of surface<br />
water and bottom sediments of the Mała Wełna River (West Poland). In the surface water the<br />
content of aluminium varies in the range 4.14 to 25.9 µg/L. With the make use of the Mineql +<br />
programme the content of the aluminium sulphate complexes in the water samples studied has<br />
been determined in model way. In the bottom sediments samples of the river aluminium has been<br />
determined in the granulometric fractions of the grain sizes > 2.0; 2.0–1.0; 1.0–0.5; 0.5–0.25;<br />
0.25–0.1; 0.1–0.063; < 0.063 mm, using the sequential extraction scheme proposed by Tessier<br />
et al. The lowest content of aluminium has been found in the granulometric fraction 0.5–0.25 mm,<br />
while the highest in the fractions 0.1–0.063 and < 0.063 mm. An elevated content of aluminium<br />
has been also noted in the fraction > 2.0 mm. Taking into regard the chemical fractions the lowest<br />
content of aluminium has been found in the exchange fraction and the fraction bound to carbonates<br />
(fractions I and II), whereas the highest content of aluminium has been determined in the lithogenic<br />
fraction (fraction V). The content of aluminium in surface water samples has been determined<br />
by the atomic absorption spectrometry with atomisation in a graphite tube (GF-AAS), while<br />
in bottom sediments by the atomic absorption spectrometry with flame atomisation (F-AAS).<br />
347
Bioakumulacja<br />
JAKOŚĆ WÓD POWIERZCHNIOWYCH GÓRNEJ NARWI*<br />
WPROWADZENIE. W ostatnich latach przeprowadzono wiele badań nad zanieczyszczeniem<br />
środowiska wodnego, związanych z programami ochrony i monitoringu stanu środowiska<br />
przyrodniczego [Ray, White 1979, Bojakowska in. 2000]. Dużo uwagi poświęca<br />
się metalom ciężkim [Helios-Rybicka 1991, Budek i in. 2004]. Wzbogacenie w metale ciężkie<br />
środowiska wodnego jest przede wszystkim wynikiem działalności człowieka: odprowadzania<br />
ścieków, emisji przemysłowej gazów i pyłów, gromadzenia odpadów komunalnych<br />
i przemysłowych oraz stosowanie w rolnictwie nawozów sztucznych i środków ochrony roślin<br />
[Kabata-Pendias, Pendias 1999].<br />
W pracy określono poziom zanieczyszczenia wód górnej Narwi następującymi pierwiastkami:<br />
kadmem (Cd), ołowiem (Pb), Zn, Cr, Ni, Cu, Co, Fe, Mn, Ca, Mg, K i Na. Badania<br />
prowadzono w latach 2005, 2006 i marzec 2007 r.<br />
MATERIAŁ I METODY<br />
Teren badań. Zlewnia górnej Narwi znajduje się w północno-wschodniej Polsce i według<br />
podziału fizyczno-geograficznego Kondrackiego [2002] należy do prowincji Wysoczyzny<br />
Podlasko-Białoruskiej i makroregionu Zlewnia górnej Niziny Narwi Północnopodlaskiej [Banaszuk 1996]. Cała<br />
zlewnia leży w granicach „Zielonych Płuc” Polski (rys. 1).<br />
Granica zlewni górnej<br />
N i<br />
Granica pastwa<br />
Nereśl<br />
C z arna<br />
S okołda<br />
S oj a<br />
1,2,3 - Punkty pomiarowok<br />
t l<br />
Śli na<br />
10<br />
8 9<br />
7<br />
Supraśl<br />
H orodnianka B iała<br />
P łoska<br />
6 T urosnianka<br />
Su praśl<br />
R okitnica<br />
5<br />
N arew<br />
Li za<br />
4<br />
3<br />
Czarna<br />
R udnia<br />
M<br />
ałynka<br />
R uda<br />
2<br />
1 Jez.<br />
Siemianówka Kolonna<br />
N<br />
N ariew(Narew)<br />
arewka<br />
O r l anka<br />
Ł oknica<br />
B<br />
iała<br />
Rys. 1. Zlewnia górnej Narwi<br />
Sieć rzeczna w zlewni górnej Narwi jest stosunkowo dobrze rozwinięta, brak jest jezior,<br />
występuje mała liczba stawów i zbiorników retencyjnych, z wyjątkiem dużego zbiornika Siemianówka<br />
[Mioduszewski 2002]. Wszystkie cieki posiadają charakter rzek nizinnych, charakteryzując<br />
się niewielkimi spadkami zwierciadła wody. Główne rzeki mają meandrujące<br />
koryta, tworzące rozległe doliny, często o charakterze podmokłym i bagienno-torfowym.<br />
Zlewnia górnej Narwi jest stosunkowo mało przekształcona na skutek działalności gospodarczej<br />
człowieka. Znajduje się tu niewiele ośrodków miejskich, z których największy to<br />
Białystok (stolica woj. podlaskiego),mający ponad 282 tys. mieszkańców. W strukturze powierzchni<br />
zlewni dominują obszary rolnicze oraz duże, zwarte kompleksy leśne.<br />
* Dr inż. Elżbieta Skorbiłowicz, dr inż. Mirosław Skorbiłowicz − Politechnika Białostocka<br />
w Białymstoku.<br />
348
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Pobór próbek. Próbki wód rzecznych pobrano z 10 wytypowanych miejsc na odcinku<br />
górnej Narwi od zbiornika Siemianówka do miejscowości Tykocin. Stanowiska pomiarowe<br />
zlokalizowano w Bondarach, Narwi, Ploskach, Doktorcach, Uhowie, Bokinach, Rzędzianach,<br />
Złotorii, jazie poniżej Złotoryi oraz w Tykocinie (rys.1). Punkty badawcze zlokalizowano<br />
tak, by ocenić stan czystości środowiska wodnego górnej Narwi na odcinkach powyżej<br />
i poniżej znaczących dopływów zanieczyszczeń w postaci ścieków z oczyszczalni<br />
i dopływów samej rzeki. W latach 2005−2007 pobrano 15 serii próbek wód powierzchniowych.<br />
Oznaczono w nich stężenie form rozpuszczanych Cd, Pb, Zn, Cr, Ni, Cu, Co,<br />
Fe, Mn, K, Na, Ca, Mg metodami ASA i ESA, po uprzednim przefiltrowaniu przez sączki<br />
mikroporowate o średnicy porów d=0,45 µm, wykorzystując spektrometr absorpcji atomowej<br />
SpectrAA 100A firmy "Varian". Określono precyzję metody oraz jej dokładność,<br />
badając odzyski analitów z 5 prób modelowych o różnym stężeniu oznaczanych pierwiastków.<br />
W celu sprawdzenia poprawności metodyki badawczej w zakresie oznaczeń<br />
metali dokonano także analizy materiału referencyjnego SRM 1643e (Trace Elements<br />
in Water, NIST).<br />
Uzyskane wyniki porównywano z klasami jakości wód prezentowanych w polskich aktach<br />
prawnym, tj. z danymi zawartymi w rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 11 lutego<br />
2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych,<br />
sposobu prowadzenia monitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji<br />
stanu tych wód [2004] oraz w rozporządzeniu Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych<br />
i Leśnictwa z dnia 5 listopada 1991 r. w sprawie klasyfikacji wód oraz warunków,<br />
jakim powinny odpowiadać ścieki wprowadzane do wód lub do ziemi [1991].<br />
Obliczenia statystyczne. Do opracowania statystycznego wyników badań wykorzystano<br />
w pracy analizę czynnikową należącą do grupy analiz wielowymiarowych oraz analizę<br />
skupień metodą aglomeracji Warda, bazującą na pojęciu odległości obiektów lub zmiennych<br />
w przestrzeni wielowymiarowej.<br />
3,0<br />
2,5<br />
2,0<br />
1,5<br />
1,0<br />
0,5<br />
0,0<br />
-0,5<br />
-1,0<br />
-1,5<br />
-2,0<br />
Bondary<br />
Narew<br />
Ploski Uhow o Rzędziany jaz za Złotorią<br />
Doktorce Bokiny Złotoria Tykocin<br />
I Czynnik<br />
II Czynnik<br />
Rys. 2. Dynamika Rys. 2. Dynamika zmian wartości zmian wartości czynnikowych czynnikowych w punktach w punktach kontrolno-pomiarowych kontrolno-pomiarowych na rzece na<br />
Narew rzece Narew<br />
40<br />
Poniżej ujścia<br />
rzeki Supraśl<br />
Diagram drzew a<br />
Metoda Warda<br />
Odległ. euklidesow a<br />
Pow yżej ujścia<br />
349
Narew Doktorce Bokiny Złotoria Tykocin<br />
Rys. 2. Dynamika zmian wartości czynnikowych w punktach kontrolno-pomiarowych na<br />
Bioakumulacja<br />
rzece Narew<br />
40<br />
35<br />
Poniżej ujścia<br />
rzeki Supraśl<br />
Diagram drzew a<br />
Diagram drzewa<br />
Metoda<br />
Metoda<br />
Warda<br />
Warda<br />
Odległ. euklidesowa a<br />
Pow yżej ujścia<br />
rzeki Supraśl<br />
30<br />
Odległość wiąz.<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
Artefakt (ewentualny<br />
wpływ drogi krajowej <strong>nr</strong> 8)<br />
NPN, w pływ<br />
miejscow ości Łapy<br />
Wpływ Zbiornika<br />
Siemianów ka<br />
5<br />
0<br />
jaz za Złotorią Tykocin Bokiny<br />
Złotoria Rzędziany<br />
Doktorce<br />
Uhow o<br />
Ploski<br />
Narew<br />
Bondary<br />
Rys. Rys. 3. Dendrogram 3. Dendrogram wód wód powierzchniowych rzeki rzeki Narew Narew według wg metody aglomeracji Warda<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Wyniki badań chemicznych zaprezentowano w tabeli 1 i 2. Wykorzystano<br />
tam obliczone roczne mediany jako średnią znacznie bardziej odporną na elementy<br />
odstające niż średnia arytmetyczna. Według trzystopniowej klasyfikacji [Rozporządzenie...1991]<br />
wody górnej Narwi zaliczono pod względem wszystkich badanych i normowanych<br />
parametrów do I klasy czystości. Według klasyfikacji 5-stopniowej [Rozporządzenie...2004]<br />
większość parametrów kwalifikowało wody badanej rzeki do wód o bardzo dobrej jakości.<br />
W latach 2005 i 2006 gorszy wynik zanotowano w odniesieniu do kadmu i wapnia (II klasa),<br />
a ponadto w 2006 r. w odniesieniu do żelaza (III klasa). Według Rossy i Fica [2003] zwiększenie<br />
stężenia jonów wapnia w wodach powierzchniowych może wskazywać na znaczne<br />
zasilanie podziemne cieków. W marcu 2007 r. sytuacja prezentowała się w podobny sposób,<br />
a parametrami jakości wody w II klasie były kadm i żelazo. Podwyższone zawartości żelaza<br />
należy łączyć z zatorfieniem doliny Narwi, kadmu zaś z prowadzeniem analiz na granicy<br />
oznaczalności. Potwierdza to Kowda [1984], który uważa, że charakterystyczną cechą gleb<br />
torfowych powstałych na obszarach dolin rzecznych są duże ilości żelaza. Według Kabaty-<br />
-Pendias i Pendias [1999] żelazo jest ponadto łatwo migrującym składnikiem z gleb. Najwyższe<br />
stężenia zanieczyszczeń zaobserwowano w punkcie pomiarowo-kontrolnym w Złotorii.<br />
Istotny wpływ na zawartość badanych pierwiastków w tym punkcie mają zanieczyszczenia<br />
niesione z miasta Białystok przez wpadającą do Narwi rzekę Supraśl. W okresie badawczym<br />
stwierdzono znaczną zmienność zawartości cech chemicznych wody (tab. 1 i 2). Od sierpnia<br />
2005 r. do marca 2007 r. największą zmienność w wodach górnej Narwi zauważono w odniesieniu<br />
do zawartości kobaltu, chromu, niklu i miedzi. Zawartość pozostałych badanych pierwiastków:<br />
kadmu, ołówiu, manganu, cynku, potasu, sodu i magnezu była stabilna.<br />
Nie stwierdzono jednak wyraźnej sezonowości w ilości metali w wodach. Wyjątek może<br />
stanowić żelazo, które w okresach zimowych i wczesnowiosennych wykazywało maksymalne<br />
stężenia. W przypadku chromu zaobserwowano niewielki wzrost zawartości w okresie letnim.<br />
Interesujące gwałtowne zmiany stężenia magnezu i wapnia zaobserwowano latem<br />
2006 r. W czerwcu widoczny był gwałtowny wzrost stężeń tych metali, następnie gwałtowny<br />
350
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Zestawienie wyników badań fizykochemicznych wody górnej Narwi w poszczególnych okresach badawczych<br />
Narew Cd Pb Zn Cr Ni Cu Co Zn Fe Mn K Na Ca Mg<br />
mg·dm -3 Bondary-Tykocin mg·dm -3 (mediana)<br />
VIII-2005 0,0009 0,00115 0,03665 0,0051 0,0073 0,00585 0,0045 0,03665 0,1705 0,009 3,8505 8,925 45,25 13,074<br />
IX-2005 0,0009 0,00095 0,0336 0,0052 0,00745 0,006 0,00425 0,0336 0,1105 0,023 5,215 10,79 59,715 18,635<br />
X-2005 0,0012 0,00095 0,06725 0,00555 0,00635 0,00655 0,0038 0,06725 0,069 0,008 5,365 10,363 58,61 20,8705<br />
XI-2005 0,00145 0,0012 0,03015 0,00565 0,00555 0,00585 0,0056 0,03015 0,035 0,066 5,647 12,791 59,23 17,3375<br />
XII-2005 0,001 0,00115 0,02175 0,0057 0,0072 0,0065 0,00645 0,02175 0,063 0,008 5,8805 12,967 62,37 18,141<br />
IV-2006 0,0014 0,00105 0,04405 0,0063 0,00685 0,007 0,005 0,04405 0,5<strong>31</strong> 0,0215 4,662 12,4975 58,635 20,378<br />
V-2006 0,0009 0,0011 0,05235 0,00645 0,0055 0,0067 0,00365 0,05235 0,339 0,038 2,8685 11,993 61,395 18,944<br />
VI-2006 0,00075 0,00115 0,03<strong>31</strong> 0,0055 0,0079 0,0051 0,0048 0,03<strong>31</strong> 0,2975 0,0445 6,8365 11,959 82 25,597<br />
VII-2006 0,00065 0,0011 0,0333 0,00685 0,0088 0,0089 0,0055 0,0333 0,286 0,0215 3,55 10,83 50,23 12,34<br />
VIII-2006 0,0007 0,001 0,03<strong>31</strong> 0,006 0,00535 0,0089 0,00595 0,03<strong>31</strong> 0,276 0,0445 10,973 16,005 82 25,597<br />
IX-2006 0,0008 0,0012 0,04<strong>31</strong>5 0,006 0,0069 0,00795 0,00465 0,04<strong>31</strong>5 0,249 0,025 8,9665 8,9665 61,65 19,785<br />
X-2006 0,0009 0,00105 0,02435 0,0055 0,0079 0,00825 0,0041 0,02435 0,2545 0,064 4,108 15,<strong>31</strong>3 61,84 19,59<br />
XI-2006 0,00085 0,00105 0,04275 0,0051 0,008 0,00885 0,00325 0,04275 0,323 0,044 5,795 11,836 60,99 20,2055<br />
XII-2006 0,00085 0,0012 0,03095 0,00545 0,008 0,0064 0,0049 0,03095 0,4805 0,043 4,5895 10,2735 65,035 21,424<br />
III-2007 0,0009 0,0012 0,022855 0,0052 0,0072 0,00445 0,00375 0,02286 0,2775 0,028 4,3025 9,474 41,965 16,3475<br />
Termin poboru<br />
Tabela 2. Zestawienie wyników badań fizykochemicznych wody górnej Narwi w poszczególnych punktach badawczych.<br />
Punkt<br />
poboru<br />
Cd Pb Zn Cr Ni Cu Co Fe Mn K Na Ca Mg Odczyn Przewodność<br />
mg·dm -3 (mediana) pH mS·cm -3<br />
Rzeka<br />
Bondary 0,0008 0,001 0,0463 0,00534 0,0063 0,0066 0,0077 0,2669 0,0357 4,809 9,975 51,40 15,56 7,18 0,29<br />
Narew 0,0008 0,0011 0,0495 0,00535 0,0062 0,0063 0,0047 0,2830 0,0305 3,883 8,558 55,40 16,24 7,19 0,37<br />
Ploski 0,0009 0,0012 0,0451 0,00489 0,0066 0,0067 0,0047 0,2953 0,0<strong>31</strong>3 5,051 10,490 56,<strong>31</strong> 17,55 6,68 0,36<br />
Doktorce 0,0009 0,0011 0,0362 0,00593 0,0067 0,0071 0,0041 0,3237 0,0<strong>31</strong>6 5,157 9,872 55,98 17,53 7,45 0,38<br />
Uhowo 0,0011 0,0014 0,0378 0,00978 0,0073 0,0071 0,0043 0,2722 0,0370 5,078 11,2<strong>31</strong> 58,45 18,97 7,33 0,41<br />
Bokiny 0,001 0,0012 0,0446 0,00567 0,0067 0,0070 0,0043 0,2956 0,0449 6,927 12,217 57,06 19,47 7,29 0,45<br />
Rzędziany 0,0014 0,001 0,0429 0,00588 0,0105 0,0070 0,0044 0,2411 0,0373 5,704 11,893 68,55 20,45 7,23 0,40<br />
Zlotoria 0,0013 0,002 0,0549 0,00877 0,0106 0,0097 0,0138 0,4649 0,0435 6,969 16,386 62,66 20,65 7,36 0,42<br />
jaz za Złotorią 0,0009 0,0011 0,0419 0,00603 0,0069 0,0066 0,0052 0,2427 0,0<strong>31</strong>6 6,843 15,064 62,59 20,44 7,42 0,48<br />
Tykocin 0,0009 0,0011 0,032 0,00589 0,0072 0,0066 0,0046 0,2453 0,0326 6,407 16,066 67,26 20,52 7,36 0,44<br />
Narew<br />
351
Bioakumulacja<br />
spadek w lipcu i ponowny wzrost w sierpniu. Należy to najprawdopodobniej interpretować<br />
nagłymi zmianami warunków klimatycznych.<br />
Obliczenia statystyczne. Na podstawie analizy wieloczynnikowej opartej o „kryterium<br />
osypiska” i „kryterium Kaisera” wybrano 2 czynniki reprezentujące ok. 71 % zmienności globalnej<br />
zjawisk w analizowanym układzie (tab.3). Czynnik I wyjaśnia zmienność składu chemicznego<br />
wód górnej Narwi w 48%. Dodatnie ładunki czynnikowe, będące „współczynnikami<br />
korelacji” między następującymi zmiennymi: ołowiem, cynkiem, miedzią, kobaltem, żelazem<br />
a czynnikiem I, wskazują − jak się wydaje − na oddziaływanie nawożenia mineralnego i organicznego<br />
w ujęciu długoczasowym w dolinie górnej Narwi. Wpływ z całą pewnością wywiera<br />
także torfowy charakter terenów otaczających wody powierzchniowe Narwi oraz obecność<br />
w zlewni wysypisk i składowisk odpadów. Największy udział tego czynnika (rys. 2)<br />
w punkcie kontrolnym w Złotori wskazuje na oddziaływanie rzeki Supraśl i miasta Białystok,<br />
poprzez ciek Biała, który odprowadza ścieki bytowo-gospodarcze, przemysłowe i wody burzowe.<br />
Miasto Białystok posiada dużą oczyszczalnię ścieków oraz elektrociepłownię. Wiele<br />
badań wskazuje na to, że wyżej wymienione wskaźniki zanieczyszczeń dominują w ściekach<br />
miejskich, często trudno rozkładalnych, w których duży udział mają ścieki przemysłowe<br />
i wody roztopowe. Nie można również wykluczyć zanieczyszczeń pochodzenia zwierzęcego<br />
(odchody) w spływach niesionych z łąk, które pokrywają obszary otaczające. Zjawiska te<br />
mogą dodatkowo nasilać się w okresach z dużą ilością opadów atmosferycznych [Skorbiłowicz,<br />
Kiryluk 2005].<br />
Tabela 3. Wyniki analizy czynnikowej wód górnej Narwi (metoda rotacji-varimax znormalizowana,<br />
oznaczone ładunki są >0,7)<br />
Zmienna Czynnik 1 Czynnik 2<br />
Cd 0,55 0,59<br />
Pb 0,90 0,28<br />
Zn 0,73 -0,37<br />
Cr 0,56 0,34<br />
Ni 0,64 0,51<br />
Cu 0,94 0,27<br />
Co 0,90 0,02<br />
Fe 0,91 -0,04<br />
Mn 0,66 0,29<br />
K 0,29 0,80<br />
Na 0,<strong>31</strong> 0,82<br />
Ca -0,01 0,88<br />
Mg 0,19 0,97<br />
przewodność -0,04 0,87<br />
pH 0,05 0,54<br />
Wyjaśnienie zmienności składu chemicznego<br />
wód Narwi przez czynnik I i II (%)<br />
48,00 23,00<br />
Czynnik II wyjaśnia zmienność składu chemicznego wód Narwi w 23%. Dodatnie ładunki<br />
czynnikowe będące „współczynnikami korelacji” między następującymi zmiennymi: przewodnością<br />
elektrolityczną, wapniem, magnezem, sodem, potasem a czynnikiem II wskazują na<br />
oddziaływanie wielkoobszarowych spływów powierzchniowych z terenów nawożonych nawo-<br />
352
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
zami magnezowymi i wapniowymi. Koc i in. [1997] podają, że wody z terenów użytkowanych<br />
rolniczo charakteryzują się wyższą zawartością składników pokarmowych niż wody z terenów<br />
seminaturalnych. Duży udział w tym zanieczyszczaniu ma wymywanie mobilnych jonów<br />
z gleb przez spływ powierzchniowy i podpowierzchniowy, wywołany roztopami lub/i opadami<br />
[Banaszuk 2004]. Obserwowany był wzrost udziału tego czynnika wzdłuż całego odcinka rzeki,<br />
z niewielkim spadkiem w punkcie kontrolnym w Złotorii (rys. 2), co można tłumaczyć rozcieńczaniem<br />
wód Narwi przez rzekę Supraśl. Wzrost powodowany był kumulacją makropierwiastków<br />
wraz z długością rzeki i odbieraniem wód z obszarów rolniczych i leśnych.<br />
Na podstawie wyników badań stężenia Cd, Pb, Zn, Cr, Ni, Cu, Co, Fe, Mn, Ca, Mg, Na, K<br />
oraz przewodności właściwej i pH w wodach zlewni górnej Narwi wygenerowano dendrogram<br />
według metody aglomeracji Warda (rys.3). Widoczne są na nim 2 wydzielone skupienia ze<br />
znaczną odległością, przy której się łączą, co istotnie różnicuje te dwie wiązki. W skład jednego<br />
ze skupień wchodzą punkty pomiarowo-kontrolne zlokalizowane powyżej ujścia rzeki Supraśl<br />
do Narwi. W skupieniu tym dodatkowo wyodrębniają się punkty w Bokinach i Uhowie, które<br />
są zlokalizowane w Narwiańskim Parku Narodowym i podlegają wpływom antropogenicznym<br />
z miejscowości Łapy. Natomiast o wydzielenie punktu w Bondarach z całą pewnością decyduje<br />
wpływ Zbiornika Siemianówka. Drugie skupienie natomiast stanowią punkty zlokalizowane poniżej<br />
ujścia rzeki Supraśl, która wywiera zdecydowany wpływ na jakość środowiska, gdyż jest<br />
odbiornikiem ścieków i zanieczyszczeń z Białegostoku. W skupieniu tym znajduje się obiekt<br />
będący w odosobnieniu, czyli punkt w Rzędzianach podlegający ewentualnemu wpływowi drogi<br />
krajowej <strong>nr</strong> 8 na odcinku z Warszawy do Białegostoku. Wyniki tej metody pokrywają się z wynikami<br />
analizy wieloczynnikowej, gdzie również zauważono wpływ rzeki Supraśl.<br />
Zanieczyszczenia wód płynących w zlewni rzeki górnej Narew wynikało przede wszystkim<br />
z rolniczej struktury użytkowania jej powierzchni. Dodatkowo na jakość wód negatywnie<br />
wpływały zanieczyszczenia z miejskich jednostek osadniczych oraz wody burzowe zarówno<br />
z terenów wiejskich, jak i miejskich, co potwierdza także Koc in. [2000]. Największą zmienność<br />
parametrów wody badanego odcinka rzeki wykazano w punktach położonych poniżej<br />
ujścia do Narwi znaczących jej dopływów.<br />
Najsilniejsze zmiany powodowała rzeka Supraśl, ze względu na dominację w jej zlewni<br />
gleb hydrogeniczno-pobagiennych, dużego udziału lasów, a w głównej mierze odprowadzania<br />
ścieków z Michałowa, Gródka i przede wszystkim z Białegostoku.<br />
Negatywny wpływ na jakość wody w Bondarach wywiera Zbiornik Siemianówka. Problemy<br />
z nim związane wynikają przede wszystkim z zalania wodą zalegających utworów torfowych<br />
na jego dnie. Z całą pewnością ten negatywny stan rzeczy dodatkowo potęguje oddziaływanie<br />
źródeł zanieczyszczeń z terenów położonych na Białorusi.<br />
WNIOSKI. Przeprowadzona analiza pozwoliła na sformułowanie następujących wniosków:<br />
1. Większość parametrów określających jakość wód górnej Narwi odpowiadała I klasie<br />
czystości.<br />
2. Czynnikami decydującymi o jakości środowiska wodnego górnej Narwi na badanym odcinku<br />
jest działalność gospodarcza i bytowa człowieka, w tym odprowadzanie ścieków<br />
oraz spływy powierzchniowe z terenów rolniczych.<br />
3. Zaobserwowano negatywny wpływ Zbiornika Siemianówka i rzeki Supraśl na jakość<br />
wód rzecznych górnej Narwi.<br />
353
Bioakumulacja<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Banaszuk H. 1996. Paleografia. Naturalne i antropogeniczne przekształcenia doliny górnej Narwi.,<br />
Wydawnictwo Ekonomia i Środowisko, Białystok: 121.<br />
Banaszuk P. 2004. Identyfikacja procesów kształtujących skład chemiczny małego cieku w krajobrazie<br />
rolniczym na podstawie analizy czynnikowej, Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie. 4,<br />
1 (10), Instytut Melioracji i Użytków Zielonych w Falentach: 103−116.<br />
Bojakowska I., Gliwicz T., Sokołowska G. 2000. Wyniki monitoringu geochemicznego osadów<br />
wodnych w Polsce w latach 1998−1999., Warszawa: 92.<br />
Budek L., Wardas M. Kijas A. Gembalska R., 2004, Zanieczyszczenia metalami ciężkimi środowiska<br />
rzeki Szrafy (rejon Krakowa) – porównanie stanu sprzed i po powodzi w 1997 roku,<br />
Geologia, 2004, tom 30, zeszyt 2: 175−189.<br />
Helios-Rybicka E., 1991. Akumulacja i mobilizacja metali ciężkich w osadach środowiska wodnego:<br />
osady datowane jako wskaźnik chronologiczny., Mat. Konf.: Geologiczne aspekty ochrony<br />
środowiska, Kraków: 18–23.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych, PWN, Warszawa: 398.<br />
Kondracki J. 2002. Geografia regionalna Polski, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa: 440.<br />
Koc J., Nowicki Z., Glińska K., Łachacz A. 2000. Kształtowanie się jakości wód w warunkach małej<br />
antropopresji na przykładzie zlewni strugi Ardung (Pojezierze Olsztyńskie), Zesz. Nauk.<br />
PAN „Człowiek i środowisko” 25: 155−167.<br />
Koc J., 1997. Wpływ użytkowania terenu na jakość wód powierzchniowych obszarów rolniczych.,<br />
Puławy: 199–209.<br />
Kowda W.A., 1984. Podstawy nauki o glebach., PWRiL, Warszawa: 896.<br />
Mioduszewski W (red.). 2002. Gospodarowanie wodą w łęgowej dolinie górnej Narwi., Falenty,<br />
Wydawnictwo imuz: 78.<br />
Rozporządzenie Ministra Ochrony Środowiska, Zasobów Naturalnych i Leśnictwa z dnia 5 listopada<br />
1991 r. w sprawie klasyfikacji wód oraz warunków, jakim powinny odpowiadać ścieki<br />
wprowadzane do wód lub do ziemi (DzU z 1991 r., <strong>nr</strong> 116, poz. 503).<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania<br />
stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz<br />
sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód (DZ U z 2004 r., <strong>nr</strong> 32, poz.284).<br />
Ray S. N., White W. J., 1979. Equisetum arvense – an aquatic vascular plant as biological monitor<br />
for heavy metal pollution., Chemosphere 3: 125–128.<br />
Rossa L., Fic. M., 2003. Kształtowanie się składu chemicznego wód cieku spod Laszczek w<br />
następstwie jego przepływu przez obszary różnie zagospodarowane przestrzennie., Woda<br />
Środ. Obsz. Wiej., tom 3 zesz. specj. (6): 19−27.<br />
Skorbiłowicz M., Kiryluk A., 2005. Gleby pobagienne i ich wpływ na sezonowe zmiany jakości<br />
wód rzeki Supraśl., Journal of Elementology, 10(3): 811−819.<br />
The quality of surface waters in upper Narew<br />
The aim of the study was to define the degree of pollution in water upper Narew by: Cd,<br />
Pb, Zn, Cr, Ni, Cu, Co, Fe, Mn, Ca, Mg, K and Na. investigations were in 2005, 2006 and in<br />
march 2007 year. Samples from river waters were taken from 10 investigated points. Investigations<br />
were made by ASA and ESA method. The most parameters wich define the quality<br />
of waters upper Narew were the same as in I class of cleanness In fact agricultural and living<br />
human activity were the most important factors quality water environment upper Narew<br />
in investigated part. Negative influence water reservoir Siemianówka and Supraś river on<br />
quality of waters upper Narew was noticed.<br />
354
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
KSZTAŁTOWANIE SIĘ SKŁADU CHEMICZNEGO WODY INFILTRACYJNEJ NA<br />
UJĘCIU W WASILKOWIE*<br />
WPROWADZENIE. Wody infiltracyjne, w zakresie podstawowych wskaźników jakościowych,<br />
najczęściej nie różnią się od wód podziemnych. Czynnikami decydującymi o jakości<br />
wód infiltracyjnych są naturalne czynniki geologiczne: filtracja, sorpcja i wymiana jonowa,<br />
oraz sztuczne czynniki zewnętrzne, takie jak ścieki i odpadki stałe, nawozy mineralne,<br />
pestycydy oraz inne przypadkowe zanieczyszczenia [Błaszczyk, Pawuła 1973; Nawrocki,<br />
Białozor 2000]. Wpływ wód powierzchniowych, infiltrowanych do podziemnych, sprawia, że<br />
ogólny stopień mineralizacji wód infiltracyjnych jest niższy niż podziemnych, natomiast ich<br />
pH ma wyższą wartość. Skład fizyczno-chemiczny podlega niewielkim wahaniom, w zależności<br />
od pory roku.<br />
Obecność w wodach infiltracyjnych domieszek typowych dla wód powierzchniowych<br />
oraz ich stężenia zależą od rodzaju infiltracji (naturalna, sztuczna) i stopnia zanieczyszczenia<br />
wód powierzchniowych oraz czasu przepływu w gruncie, budowy zlewni i stopnia cywilizacji<br />
rejonu [Antonakos, Lambrakis 2000]. Wpływem degradującej działalności człowieka<br />
na wody powierzchniowe i podziemne jest stwierdzone poważne zanieczyszczenie IV-rzędowego<br />
poziomu wodonośnego i istotne zagrożenie dla wód triasowych [Chełmicki 2002;<br />
Świderska-Bróż 2003]. Do typowych zanieczyszczeń wód infiltracyjnych należą: ogólny węgiel<br />
organiczny i związki organiczne mierzone wskaźnikami tlenowymi, reprezentowanymi<br />
przez chemiczne zapotrzebowanie na tlen (ChZT) metodą nadmanganianową.<br />
Osobnym problemem w wodach infiltracyjnych są związki azotowe, których występowanie<br />
zależy od warunków redoks oraz aktywności mikroorganizmów pośredniczących<br />
w ich przemianach [Volokita i in. 1996]. Wyraźny wpływ zanieczyszczenia wód powierzchniowych<br />
związkami azotu na jego stężenie w wodach infiltracyjnych ma infiltracja brzegowa.<br />
Przy dobrze działającej infiltracji brzegowej i poddennej należy liczyć się z pewnym obniżeniem<br />
zawartości związków azotowych, amonifikacją azotu organicznego, nitryfikacją azotu<br />
amonowego oraz denitryfikacją azotanów (V). Denitryfikacja zależy od wielkości strefy beztlenowej<br />
podczas infiltracji brzegowej; w infiltracji poddennej ujmowana woda zawiera tlen<br />
i denitryfikacja nie zachodzi [Kowal, Świderska-Bróż 1996; Kowal 1999].<br />
Najbardziej typowym ujęciem infiltracyjnym jest ujęcie sztucznej wody gruntowej, o blisko<br />
położonym źródle zasilania i dobrze rozpoznawalnych warunkach zasilania [Maćkiewicz,<br />
Dziubek 1996]. Z badanego brzegowego ujęcia zlokalizowanego na lewym brzegu<br />
Supraśli woda jest doprowadzana do sześciu stawów retencyjno-infiltracyjnych, a następnie<br />
do stacji uzdatniania wody. Rzeka Supraśl płynąca przez tereny typowo rolnicze stanowi<br />
główne źródło zaopatrzenia w wodę pitną aglomeracji białostockiej.<br />
Materiał i metody. Obiektem badań jest oczyszczanie wody powierzchniowej<br />
w gruncie. Do badań wytypowano wodę powierzchniową ze stawów infiltracyjno-retencyjnych<br />
i infiltracyjną pobieraną ze studni o głębokości 3 m zlokalizowanych wokół tych stawów,<br />
z infiltracji brzegowej kierowanej do stacji uzdatniania wody (SUW) Wasilków.<br />
Badania wód prowadzono przez 3 lata: od października 2004 r. do listopada 2006 r.<br />
Istotą badań w tym etapie było ustalenie możliwych zmian jakości wody infiltracyjnej wywołanej<br />
okresowymi spływami występującymi w ciągu roku hydrologicznego.<br />
Temperatura badanej wody wahała się w granicach 15−23ºC. Analiza fizyczno-<br />
-chemiczna wody obejmowała następujące parametry: barwę, odczyn, mętność, przewodność,<br />
stężenie wapnia, manganu, żelaza, chlorków, fosforu ogólnego, amoniaku, azotanów<br />
* Dr n. tech. Janina Piekutin – Katedra Technologii w Inżynierii Technicznej i OchronaŚrodowiska,<br />
Politechnika Białostocka.<br />
355
Bioakumulacja<br />
(III) i (V), TKN i ChZT Mn.<br />
. Oznaczenia wykonywano według obowiązujących norm lub na<br />
podstawie powszechnie uznawanych i zalecanych przez literaturę naukową metodyk analitycznych.<br />
W badaniach analitycznych wykorzystano następujące urządzenia: termoreaktor,<br />
pH–metr firmy HACH, konduktometr firmy HACH, spektrofotometr SQ 118 firmy Merck,<br />
spektrofotometr DR 2000 i 4000 firmy HACH.<br />
Wyniki badań. Woda powierzchniowa przeznaczona do badań wykazywała większe<br />
zróżnicowanie parametrów fizyczno-chemicznych niż woda infiltracyjna. Do najbardziej reprezentatywnych<br />
cech badanej wody należy zaliczyć: znaczną barwę i wysoką mętność,<br />
zmienną zawartość substancji organicznych oraz średnie zasolenie (tab. 1). Stężenia części<br />
wskaźników ulegały istotnym zmianom, osiągając swoje maksima w okresach wezbrań<br />
rzeki.<br />
Badana woda infiltracyjna wykazywała mniejsze wahania składu wody niż powierzchniowa.<br />
Po procesie infiltracji posiadała nadal wysoką barwę, ale stosunkowo niską mętność<br />
oraz znaczne obniżenie stężenia ChZT Mn<br />
.<br />
Tabela 1. Badania jakości wody powierzchniowej w okresie 2004−2006 (n = 30)<br />
Badany parametr<br />
Jednostka<br />
woda<br />
powierzchniowa<br />
Wartości średnie<br />
odchylenie<br />
standardowe<br />
woda<br />
infiltracyjna<br />
odchylenie<br />
standardowe<br />
Barwa mg Pt·dm -3 38,91 0,58 37,75 4,388<br />
Mętność mgSiO 2·dm -3 19,850 8,675 2,50 0,809<br />
Przewodność µS·cm -1 379,100 22,075 423,25 37,458<br />
Wapń mg Ca 2+·dm-3 83,530 1,55 86,63 8,353<br />
Mangan mg Mn·dm -3 0,17 0,015 0,14 0,024<br />
Żelazo organiczne mg Fe·dm -3 0,40 0,055 0,51 0,068<br />
Chlorki mg Cl -·dm-3 180,93 83,06 14,81 8,924<br />
Azotany (V) mg NO 3-·dm -3 15,05 6,1885 2,673 1,272<br />
Azotany (III) mg NO 2-·dm -3 0,250 0,112 0,026 0,003<br />
Jon amonowy mg NH 4+·dm -3 7,690 3,5695 0,551 0,159<br />
TKN mg·dm -3 11,690 4,014 3,662 1,256<br />
Fosfor organiczny mg P·dm -3 0,490 0,045 0,40 0,110<br />
ChZT Mn<br />
mg O 2·dm -3 39,940 15,115 9,71 2,560<br />
Do charakterystycznych zanieczyszczeń wody infiltracyjnej dochodziły domieszki typowe<br />
dla wód gruntowych oraz podwyższone wartości żelaza i manganu w stosunku do wody<br />
powierzchniowej.<br />
Podczas badań latem i jesienią stwierdzono podwyższone zawartości związków azotu,<br />
fosforu i substancji organicznych w wodzie infiltracyjnej, co świadczyło o ich intensywnym<br />
ługowaniu z gleb terenów rolniczych w wyniku opadów i gwałtownych wezbrań rzeki.<br />
Nagłe podwyższenie poziomu wody spowodowało również wzrost wymywanych substancji<br />
humusowych z pokładu torfu [Flere, Zhang 1999]. Obecność substancji humusowych była<br />
potwierdzona przez przeprowadzone wyrywkowe badanie absorbancji UV przy długości fali<br />
465 nm, które jest miarą zawartości tych substancji.<br />
Niska temperatura w okresach jesienno-zimowych spowalniała szybkość rozkładu oraz<br />
aktywność mikroorganizmów w wodzie powierzchniowej, a proces oczyszczania zachodzący<br />
w glebie był mało skuteczny.<br />
356
Niska temperatura w okresach jesienno-zimowych spowalniała szybkość rozkładu oraz<br />
aktywność mikroorganizmów w wodzie powierzchniowej, a proces oczyszczania zachodzący<br />
aktywność mikroorganizmów w wodzie powierzchniowej, a proces oczyszczania zachodzący<br />
w glebie był mało skuteczny.<br />
w glebie był Ochrona mało skuteczny. Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong><br />
Zbadano również zależność stężenia związków azotu od barwy,<br />
<strong>31</strong>,<br />
która<br />
2007<br />
osiągała<br />
r.<br />
wysokie<br />
Zbadano również zależność stężenia związków azotu od barwy, która osiągała wysokie<br />
wartości szczególnie w okresach intensywnych opadów i wiosennych roztopów [Krüger,<br />
wartości Zbadano szczególnie również zależność w okresach stężenia intensywnych związków opadów azotu i od wiosennych barwy, która roztopów osiągała [Krüger, wysokie<br />
wartości<br />
Nitzche<br />
szczególnie<br />
1998]. Zaobserwowano,<br />
w okresach intensywnych<br />
że wraz ze<br />
opadów<br />
wzrostem<br />
i wiosennych<br />
intensywności<br />
roztopów<br />
barwy<br />
[Krüger,<br />
wody<br />
Nitzche<br />
powierzchniowej 1998]. Zaobserwowano, koncentracja że NH wraz + wraz ze wzrostem<br />
Nitzche 1998]. Zaobserwowano, że<br />
-<br />
intensywności barwy wody<br />
4 , ze TKN wzrostem i NOintensywności 3 w wodzie infiltracyjnej barwy wody powierzchniowej<br />
powierzchniowej koncentracja NH 4+<br />
rośnie, w<br />
- -<br />
, TKN i NO 3<br />
w wodzie infiltracyjnej rośnie, w przypadku NO 2<br />
sytuacja<br />
jest odwrotna.<br />
- koncentracja NH + -<br />
przypadku NO<br />
4 , TKN i NO 3 w wodzie infiltracyjnej rośnie, w<br />
2 sytuacja jest odwrotna.<br />
przypadku NO - 2 sytuacja jest odwrotna.<br />
120<br />
120<br />
Stopień usunięcia [%] [%]<br />
90<br />
90<br />
60<br />
60<br />
30<br />
30<br />
+<br />
NH 4 +<br />
NH 4<br />
TKN<br />
TKN<br />
0 30 35 40 45<br />
30 35 40 45<br />
Barwa [mg SiO 2⋅dm -3 ]<br />
Barwa [mg SiO 2⋅dm -3 ]<br />
Rys. 1. Wpływ barwy na efekt usuwania jonu amonowego (NH + 4 ) i TKN<br />
Rys. Rys. 1. Wpływ 1. Wpływ barwy barwy na na efekt efekt usuwania jonu jonu amonowego (NH (NH 4+<br />
) + 4 i ) TKN i TKN<br />
120<br />
120<br />
Stopień usunięcia [%] [%]<br />
90<br />
90<br />
60 60<br />
30<br />
NO -<br />
NO 3 NO 2 -<br />
0<br />
30 35 40 40 45 45<br />
Barwa [mg SiO 2⋅dm -3 -3 ]]<br />
Rys. 2. Wpływ barwy na efekt usuwania azotanów (V) i azotanów (III)<br />
Matematyczny opis tych zależności pozwolił na znalezienie równań krzywych, według<br />
których następuje spadek efektu oczyszczania (rys.1−2). Dla każdej zależności przeprowadzono<br />
test weryfikujący hipotezę, że współczynnik nieliniowej funkcji regresji jest różny od<br />
zera, czyli że występuje istotna statystycznie zależność stopnia usunięcia od stężenia barwy<br />
[Brand 2002]. W analizie przyjęto poziom istotności 0,05. Opierając się na uzyskanych<br />
wynikach analizy statystycznej, potwierdzono założoną hipotezę.<br />
Dyskusja wyników. Statystyczna ocena parametrów fizyczno-chemicznych wody<br />
infiltracyjnej przeznaczonej do badań, zamieszczona w tabeli 1, wskazuje na znaczny rozstęp<br />
badanych wskaźników, co stanowi cechę charakterystyczną tych wód.<br />
357
Bioakumulacja<br />
Wody infiltracyjne w zakresie podstawowych wskaźników jakościowych powinny niewiele<br />
różnić się od wód podziemnych. Przeprowadzone badania wykazały, że parametry<br />
badanej wody są bardziej zbliżone do wód powierzchniowych niż do podziemnych [Grombach<br />
1985; Piekutin 2006]. Zawartość żelaza ogólnego 0,32−0,96 mg·dm -3 w wodzie infiltracyjnej<br />
wynikała prawdopodobnie z zakolmatowania studni oraz obniżonego odkwaszenia<br />
wody w stawach infiltracyjnych. Naruszenie równowagi węglanowej jest częściowe, a zatem<br />
i niewielkie wytrącanie się węglanu wapnia. Równocześnie z węglanami przechodzą do<br />
osadu związki żelaza. Dłuższy okres eksploatacji ujęcia infiltracyjnego zagrożonego agresywnością<br />
środowiska może spowodować daleko idące zmiany ogólnej mineralizacji wody,<br />
zarówno zawartości żelaza, jak też wapnia, magnezu czy siarczanów [Błaszczyk, Pawuła<br />
1973]. Warstwa gleby i środowiska gruntowo-skalnego oddzielająca studnie od stawów<br />
nie spełnia swojej funkcji ponieważ, część zanieczyszczeń migruje do wody infiltracyjnej.<br />
Tezę tę potwierdzają wahania ilości badanych substancji, głównie w okresach wzmożonych<br />
spływów powierzchniowych wywołanych topnieniem pokrywy śnieżnej, jak również intensywnymi<br />
opadami deszczu. Brak stabilności zanieczyszczeń w wodzie infiltracyjnej wpływał<br />
na jakość uzdatnianej wody, to spowodowało, że na SUW zdecydowano się na wyłączenie<br />
części studni i zastąpienie ich nowymi. Zarówno skład ujmowanej wody, jak również<br />
zmienny charakter występujących zanieczyszczeń w znacznym stopniu utrudniają skuteczne<br />
oczyszczanie w tradycyjnych układach technologicznych [Piekutin, Magrel 2002].<br />
Praca została wykonana w ramach pracy własnej W/IIS/26/07.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Antonakos A., Lambrakis N. 2000. Hydrodynamic characteristics and nitrite propagation in Sparta<br />
aquaifer. Water Res. 34(16):3977−3986.<br />
Błaszczyk T., Pawuła A. 1973. Problematyka zmian jakości wody ujęć infiltracyjnych. ZN Politechniki<br />
Krakowskiej, z. 1. Budownictwo Wodne i Inżynieria Sanitarna, z. 20, Infiltracyjne ujęcia<br />
wody, cz. III, Ochrona sanitarna oraz prognozowanie jakości wody dla ujęć infiltracyjnych.<br />
Kraków: 71−84.<br />
Brand S. 2002. Analiza danych, PWN, Warszawa.<br />
Chełmicki W. 2002. Woda, zasoby, degradacja, ochrona. PWN, Warszawa.<br />
Dziubek A.M., Maćkiewicz J. 2002. Direct filtration applied to infiltrated water treatment. Environ.<br />
Prot. Eng. 28(2): 39−45.<br />
Flere J.M., Zhang T.C.1999. Nitrate Removal with Sulfur-Limestone Autotrophic Denitrification<br />
Processes, J. Environ. Eng. 125(8): 721−729.<br />
Grombach P.1985. Handbuch der Wasserversorgungstechnik. R. Oldenbourg Verlag.<br />
Kowal A.L., Świderska-Bróż M. 1996. Oczyszczanie wody. Wydawnictwo Naukowe PWN,<br />
Warszawa−Wrocław.<br />
Kowal A.L. 1999. Wykorzystanie infiltracji w oczyszczaniu wody. Ochrona Środowiska, 3(74):<br />
3−7.<br />
Krüger M., Nitzche I. 1998. Trinkwasser aus dem Uferfiltrat der Elbe. W.W. Tech. 7: 49<br />
Maćkiewicz J., Dziubek A.M. 2003. Kierunki rozwoju technologii oczyszczania wód infiltracyjnych,<br />
Ochrona Środowiska. 4: 19−22.<br />
Nawrocki J., Białozor S. i in. 2000. Uzdatnianie wody, procesy chemiczne i biologiczne, PWN,<br />
Poznań.<br />
Piekutin J. 2006. Usuwanie wybranych form azotu z wody infiltracyjnej przy zastosowaniu odwróconej<br />
osmozy. Białystok (praca doktorska).<br />
Piekutin J., Magrel L. 2002. Próba wykorzystania odwróconej osmozy do oczyszczania wody in-<br />
358
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
filtracyjnej, ZN Inżynieria Środowiska, Wyd. Politechniki Śląskiej. 47: 161−169.<br />
Świderska-Bróż M. 2003. Skutki braku stabilności biologicznej wody wodociągowej. Ochrona<br />
Środowiska. 4: 7−12<br />
Volokita M., Belkin S. i in. 1996. Biological Denitrification of Drinking Water Using Newspaper,<br />
Water Res. 30: 965.<br />
THE CHEMICAL COMPOSITION FORMING OF INFILTRATION WATER<br />
INTAKE WASILKÓW<br />
Progress in underground water deficit and the increase of surface water pollution in<br />
Poland draws particular attention to search for new sources of water achievement or making<br />
its resources in the ground due to infiltration. Infiltration water, usually meant as underground,<br />
is considered to be a reliable source of drinking water in reference to its sanitary<br />
status. However, progressive degradation of natural environment makes changes in that<br />
water quality. The paper deals with the role of artificial infiltration in surface water treatment<br />
in Water Treatment Plant in Wasilków as well as changes of infiltration water composition<br />
during the hydrological year.<br />
Surface and infiltration water were studied. Water from river Supraśl is supplied to six<br />
retention-infiltration ponds. Then, after shore infiltration, it is received by 18 infiltration wells<br />
localized around these ponds.<br />
Studies upon the surface and infiltration water have been carried out for two years:<br />
since October 2004 till November 2006. Following parameters that characterize the water<br />
quality were taken into account: color, turbidity, conductivity, pH, calcium, manganese, iron,<br />
chlorides, nitrates (V), nitrates (III), total Kjeldahl’s nitrogen, total phosphorus, and COD Mn<br />
contents. Moreover, such microbial parameters as Escherichia coli, mesophilic, and psychrophilic<br />
bacteria were assayed.<br />
It was found that water quality, after infiltration process during periods of intensified surface<br />
runoffs, apparently oscillated. It was characterized by elevated total nitrogen, nitrates<br />
(V), ammonia, and iron contents as well as intensive color.<br />
359
Bioakumulacja<br />
Wpływ antropopresji na jakość wód transgranicznej rzeki Leśna<br />
Prawa*<br />
WPROWADZENIE. Istotnym problemem krajów na całym świecie jest pogarszający<br />
się stan wód powierzchniowych, które w dużej mierze stanowią źródło wody pitnej. Przyczyną<br />
takiego stanu jest przede wszystkim nieracjonalne korzystanie z zasobów wodnych,<br />
nadmierne korzystanie z wód do celów przemysłowych oraz odprowadzanie nieczyszczonych<br />
lub niedostatecznie oczyszczonych ścieków. Zbyt niski poziom opłat i kar pieniężnych<br />
nakładanych na przedsiębiorstwa korzystające z wód i zanieczyszczające je powoduje,<br />
że bardziej opłacalne staje się ponoszenie kar niż wyposażanie zakładów w urządzenia<br />
oczyszczające.<br />
Nie tylko zakłady przemysłowe przyczyniają się do pogarszania stanu wód powierzchniowych.<br />
Poważną przyczyną jest również brak świadomości ekologicznej ludzi mieszkających<br />
w pobliżu takich wód. W gestii władz samorządowych leży, aby ludność zwłaszcza<br />
wiejska, była uświadomiona o konsekwencjach posiadania nieszczelnych szamb czy odprowadzania<br />
ścieków bezpośrednio do ziemi.<br />
Wpływ antropopresji na jakość wód rzecznych został zbadany na przykładzie rzeki Leśna<br />
Prawa.<br />
Charakterystyka rzeki Leśna Prawa. Leśna Prawa to rzeka o międzynarodowym<br />
charakterze. Jest ona bowiem rzeką graniczną, mającą swoje ujście do rzeki Leśnej<br />
znajdującej się na obszarze Republiki Białorusi. Ważne jest więc, aby utrzymywać odpowiedni<br />
stopień czystości wód zarówno po stronie polskiej, jak i białoruskiej.<br />
Rzeka Leśna Prawa jest dopływem rzeki Leśnej o długości 63 km. Źródło rzeki zlokalizowane<br />
jest 10 km na północ od miasta Hajnówka w okolicach wsi Wasilkowo. Długość<br />
rzeki po stronie polskiej wynosi ok. 33 km. Poniżej Hajnówki rzeka wpływa na teren Puszczy<br />
Białowieskiej. Całkowita powierzchnia zlewni do profilu w miejscowości Topiło wynosi<br />
238,1 km 2 . Prawie cały odcinek rzeki po stronie Republiki Białorusi przepływa przez Państwowy<br />
Park Narodowy „Puszcza Białowieska”. Długość tego odcinaka wynosi ok. 30 km,<br />
a powierzchnia zlewni ok. 650 km 2 [Ocena… 2002].<br />
Głównym źródłem zanieczyszczeń rzeki Leśna Prawa jest miasto Hajnówka. W latach<br />
1997−2000 Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Białymstoku przeprowadził<br />
badania rzeki w dwóch profilach pomiarowo-kontolnych: na 127,6 km biegu rzeki – wyżej<br />
Hajnówki oraz na 122,2 km biegu rzeki – niżej Hajnówki. Oprócz tego przeprowadził<br />
szczegółowe badania kontrolne w zakładach przemysłowych na terenie miasta. Skontrolowane<br />
zostały: Przedsiębiorstwo Wodociągów i Kanalizacji, Oczyszczalnia Miejska, Okręgowa<br />
Spółdzielnia Mleczarska, Areszt Śledczy i Zakład Produkcji Węgli Aktywnych „GRYF-<br />
SKAND”. W badanym okresie główne przekroczenia dotyczyły ładunków związków fosforu<br />
i miejscami związków azotu. Ogólna analiza wyników z badanych lat pozwoliła na przypisanie<br />
rzeki Leśna Prawa do III klasy czystości wód.<br />
Badania jakości wód rzeki Leśna Prawa nA terenie miasta Hajnówka.<br />
Do badań wybrano miejsca najbardziej narażone na antropogeniczne działanie człowieka.<br />
Monitoring był przeprowadzony w latach 2004−2006 w jedenastu punktach pomiarowo-kontrolnych<br />
na obszarze całego miasta Hajnówka (rys.1). Pomiarami zostały objęte niektóre<br />
zanieczyszczenia biogenne, z którymi były największe problemy w poprzednich latach: azot<br />
amonowy, fosforany i dodatkowo azot azotynowy.<br />
* Mgr inż. Małgorzata Rauba − Politechnika Białostocka, Zamiejscowy Wydział Zarządzania Środowiskiem<br />
w Hajnówce<br />
360
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
No<br />
Rys. 1. Lokalizacja punktów pomiarowych: 1 – 100 m powyżej Zakładu Produkcji Węgli Aktywnych<br />
„GRYFSKAND”; 2 – 100 m poniżej Zakładu Produkcji Węgli Aktywnych „GRYFSKAND”; 3 – 400 m<br />
powyżej ulicy Słomianej; 4 – 150 m poniżej ulicy S. Miłkowskiego; 5 – ulica 3-go Maja; 6 – 100 m<br />
poniżej ulicy Bielskiej; 7 – 100 m poniżej ulicy Nowowarszawskiej; 8 – 50 m poniżej linii kolejowej<br />
(trasa Bielsk Podlaski); 9 – 100 m powyżej ulicy Warszawskiej; 10 – 100 m poniżej Aresztu<br />
śledczego; 11 – 100 m poniżej Oczyszczalni Ścieków [Plan miasta Białystok 2006]<br />
Tabela 1. Stężenia zanieczyszczeń w 2004 r.<br />
Punkt poboru<br />
Azot amonowy<br />
[mgN·dm -3 ]<br />
Azot azotynowy<br />
[mgN·dm -3 ]<br />
Fosforany<br />
[MgPO 4·dm -3 ]<br />
1 0,70 0,05 0,24<br />
2 0,75 0,05 0,24<br />
3 0,24 0,03 0,20<br />
4 0,30 0,03 0,16<br />
5 0,27 0,02 0,23<br />
6 0,26 0,03 0,24<br />
7 0,32 0,02 0,23<br />
8 0,34 0,01 0,25<br />
9 0,30 0,03 0,16<br />
10 0,30 0,03 0,13<br />
11 0,29 0,02 0,06<br />
Źródło: Opracowanie własne.<br />
361
Bioakumulacja<br />
Analizy przeprowadzane były za pomocą spektrofotometru firmy HACH DR/2000<br />
w okresie wiosennym a następnie uśrednione. W tabelach 1, 2 i 3 oraz na rysunkach 2, 3<br />
i 4 przedstawiono Zanieczyszczenia wyniki przeprowadzonych rzeki Lena analiz. Prawa w roku 2004<br />
stenia stężenia mg·l mg/l<br />
-1<br />
0,8<br />
0,7<br />
0,6<br />
0,5<br />
0,4<br />
0,3<br />
0,2<br />
0,1<br />
0<br />
1 2 3 4 6 7 8 9 10 11<br />
punkty pomiarowo-kontrolne<br />
punkty pomiarowo-kontrolne<br />
Azot amonowy mgN·l -1<br />
Azot azotynowy mgN·l -1<br />
Fosforany MgPO 4·l -1<br />
azot amonowy<br />
mgn/l<br />
azot azotynowy<br />
mgn/l<br />
Fosforany<br />
mgPo4/l<br />
Źródło: Opracowanie własne.<br />
Rys. 2. Jakość wód rzeki Leśna Prawa według badań z 2004 r.<br />
Najwyższe stężenie zanieczyszczeń w badanym roku osiągnął azot amonowy i azot<br />
azotynowy w 1 i 2 punkcie pomiarowo-kontrolnym, tj. poniżej i powyżej Zakładu Produkcji<br />
Węgli Aktywnych „GRYFSKAND”. Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Środowiska<br />
w sprawie klasyfikacji dla prezentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych,<br />
sposobu prowadzenia monitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu<br />
tych wód, wody w tych punktach należą do II klasy czystości, natomiast w pozostałych<br />
punktach poboru do klasy I. Stężenia fosforanów również nie przekracza II klasy<br />
czystości.<br />
Tabela 2. Stężenia zanieczyszczeń w 2005 r.<br />
Punkt poboru<br />
Azot amonowy Azot azotynowy<br />
Fosforany<br />
[mgN·dm -3 ]<br />
[mgN·dm -3 ]<br />
[MgPO 4·dm -3 ]<br />
1 0,28 0,03 0,21<br />
2 0,24 0,01 0,60<br />
3 0,<strong>31</strong> 0,02 0,22<br />
4 0,23 0,05 0,12<br />
5 0,26 0,02 0,25<br />
6 0,25 0,03 0,21<br />
7 0,85 0,04 0,18<br />
8 0,50 0,06 0,24<br />
9 0,33 0,01 0,03<br />
10 0,29 0,01 0,10<br />
11 0,28 0,01 0,06<br />
Źródło: Opracowanie własne.<br />
362
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
stężenia mg·l mg/l<br />
-1<br />
0,9<br />
0,8<br />
0,7<br />
0,6<br />
0,5<br />
0,4<br />
0,3<br />
0,2<br />
0,1<br />
0<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11<br />
punkty pomiarowo-kontrolne<br />
Azot amonowy mgN·l -1<br />
azot amonowy<br />
mgn/l<br />
Źródło: Opracowanie własne.<br />
Rys. 3. Wartości stężeń zanieczyszczeń wód rzeki w wybranych punktach w 2005 r.<br />
Azot azotynowy mgN·l -1<br />
azot azotynowy<br />
mgn/l<br />
Fosforany mgPo4/lMgPO 4·l -1<br />
W 2005 roku jedynie w punkcie 7 − 100 m poniżej ulicy Nowowarszawskiej, stężenie<br />
azotu amonowego przekroczyło II klasę czystości wód. Również azot azotynowy nie przekroczył<br />
w badanym roku wartości dla II klasy czystości (punkt pomiarowy 4 i 8). Podobnie<br />
fosforany, których stężenie nie przekroczyło II kasy czystości wód.<br />
Tabela 3. Stężenia zanieczyszczeń w 2006 r.<br />
Punkt poboru<br />
Azot amonowy<br />
mgN·dm -3<br />
Azot azotynowy<br />
mgN·dm -3<br />
Fosforany<br />
MgPO 4·dm -3<br />
1 0,36 0,05 0,17<br />
2 0,42 0,07 0,25<br />
3 0,70 0,15 0,95<br />
4 0,35 0,04 0,43<br />
5 0,33 0,01 0,39<br />
6 0,44 0,01 0,71<br />
7 1,19 0,04 0,32<br />
8 1,35 0,04 0,35<br />
9 0,90 0,01 0,88<br />
10 0,80 0,03 1,76<br />
11 0,83 0,06 1,65<br />
Źródło: Opracowanie własne.<br />
Sytuacja w roku 2006 r. nieco się pogorszyła w punkcie 7 i 8 (100 m poniżej ulicy Nowowarszawskiej<br />
i 50 m poniżej linii kolejowej (trasa Bielsk Podlaski)). W miejscach tych<br />
stężenie azotu amonowego należy do III klasy czystości wód. W pozostały punktach mieści<br />
się w I i II klasie. Stężenie azotu azotynowego w punkcie 3 (400 m powyżej ulicy Słomianej,<br />
mieści się w III klasie, a w pozostałych punktach w I i II klasie. Duże przekroczenia<br />
w stosunku do poprzednich lat uzyskały fosforany, które w punkcie 10 i 11 (100 m poniżej<br />
Aresztu Śledczego, 100 m poniżej Oczyszczalni Ścieków) przekroczyły V klasę czystości<br />
363
Bioakumulacja<br />
wód. Również w pozostałych punktach pomiarowo-kontrolnych wartości stężeń wahają się<br />
od I do IV klasy czystości wód.<br />
stężenia mg·l mg/l<br />
-1<br />
2<br />
1,8<br />
1,6<br />
1,4<br />
1,2<br />
1<br />
0,8<br />
0,6<br />
0,4<br />
0,2<br />
0<br />
Źródło: Opracowanie własne.<br />
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11<br />
punkty pomiarowo-kontrolne<br />
azot Azot amonowy amonowy mgN·l -1<br />
mgn/l<br />
azot Azot azotynowy azotynowy mgN·l -1<br />
mgn/l<br />
Fosforany mgPo4/lMgPO 4·l -1<br />
Rys. 4. Stężenia wybranych zanieczyszczeń w wodach rzeki Leśna Prawa w 2006 r.<br />
Wnioski. Porównując badania stężeń wybranych oznaczeń, można stwierdzić, że<br />
stan wód rzeki Leśna Prawa poprawił się w stosunku do lat ubiegłych. Lepszy stan wód<br />
spowodowany jest przede wszystkim sukcesywnym ulepszaniem systemów kanalizacyjnych<br />
na terenie miasta, co spowodowało usunięcie lokalnych zrzutów ścieków bezpośrednio<br />
do rzeki. Tak jak w latach poprzednich, największy problem wystąpił ze stężeniem<br />
fosforanów, których wartość mieści się w V klasie czystości wód. Przekroczenia<br />
objęły obszar poniżej Oczyszczalni Ścieków. Przyczyną tak wysokich stężeń mogły być<br />
sąsiadujące z dopływem rzeki ogródki działkowe, z których wpływ nie został dostatecznie<br />
zbadany.<br />
Ogólny stan czystości rzeki można określić jako dobry. W latach 2004−2006 nie zauważono<br />
przekroczeń wartości stężeń azotu amonowego i azotynowego. Mieściły się one<br />
w I i II klasie czystości.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Plan miasta Białystok 2006, Wydawnictwo Demart Sp. z o.o., Warszawa.<br />
Ocena jakości wód rzeki Leśnej Prawej w latach 1997–2000. Wojewódzki Inspektorat Ochrony<br />
Środowiska, Białystok 2002.<br />
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla prezentowania<br />
stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia monitoringu oraz<br />
sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód (DzU z dnia 1 marca 2004 r.).<br />
364
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
The influence of anthropopression on the water quality of the<br />
transboundary Leśna Prawa River<br />
Because of its transboundry character, the Leśna Prawa River is an important natural<br />
component of the Euroregion Białowieża Forest. Research on the river’s water quality<br />
was carried out in 1997−2000. Water analysis were made at river points before and after<br />
the town of Hajnówka and in the town of Topiło. The water quality, for the most part, was<br />
non-classifiable.<br />
Similar research was carried out in Belarus. A comparison of the results showed that<br />
water in the Belarus river stretch was of better quality.<br />
In the paper the Author presents her own research on the quality of the river water at<br />
pollution points in Hajnówka.<br />
365
Bioakumulacja<br />
OCENA ZANIECZYSZCZENIA METALAMI CIĘŻKIMI WÓD ZALEWU DOJLIDY<br />
POŁOŻONEGO NA TERENIE BIAŁEGOSTOKU – BADANIA W LATACH 2006–2007*<br />
WPROWADZENIE. Metale ciężkie należą do głównych zanieczyszczeń chemicznych<br />
wszystkich elementów środowiska w krajach rozwiniętych gospodarczo [Praca zbiorowa 1999,<br />
2001; Wojtkowska i wsp. 2005]. Zanieczyszczenie środowiska metalami ciężkimi stanowi istotny<br />
problem ze względu na ich wysoką toksyczność oraz zdolność kumulowania się zarówno<br />
w środowisku, jak i w organizmach żywych [Praca zbiorowa 1999; 2001]. Nadmierna zawartość<br />
metali toksycznych w zbiornikach wodnych skutkuje niekorzystnymi zmianami w faunie<br />
i florze. Ze względu na rosnące zanieczyszczenie środowiska i częste przekraczanie dozwolonych<br />
stężeń substancji toksycznych, wliczając metale ciężkie, w wodach powierzchniowych<br />
[Praca zbiorowa 1999; 2001; Roszczenko i wsp. 2000; Wojtkowska i wsp. 2005; Wiatkowski<br />
i wsp. 2005] konieczna jest stała kontrola zbiorników, w tym również wód przeznaczonych do<br />
celów rekreacyjno – turystycznych, pod względem zanieczyszczeń chemicznych.<br />
Celem pracy była ocena zanieczyszczenia kadmem (Cd), ołowiem (Pb), miedzią (Cu)<br />
i chromem (Cr) wód Zalewu Dojlidy wykorzystywanego jako kąpielisko miejskie na terenie<br />
Białegostoku (województwo podlaskie).<br />
MATERIAŁ I METODYKA BADAŃ. Przedmiotem badań były próbki wód z Zalewu Dojlidy.<br />
Zalew ten powstał w wyniku spiętrzenia zaporą rzeki Białej w miejscu stawów rybackich.<br />
Przystosowanie Zalewu do celów rekreacyjnych rozpoczęto w 1962 r. Zalew Dojlidy osiąga<br />
długość 1170 m, szerokość 370 m i głębokość ok. 2 m, a jego powierzchnia wynosi ok.<br />
34 ha (3,4 km 2 ). Kąpielisko miejskie i przystań znajdują się na południowym brzegu Zalewu<br />
(rys. 1). Zalew Dojlidy, podobnie, jak całe województwo podlaskie, został wliczony przez<br />
Fundację Zielone Płuca Polski do programu terenów chronionych.<br />
Próbki wód do badań pobierano (do pojemników niezawierających metali śladowych)<br />
z ośmiu stanowisk Zalewu Dojlidy (rys. 1.) w okresie jesieni 2006 r. oraz wiosny i lata 2007 r.<br />
W wodzie, po jej uprzednim przefiltrowaniu, oznaczono stężenie ołowiu, kadmu, miedzi<br />
i chromu. Stężenie kadmu, ołowiu i miedzi oznaczono metodą atomowej spektrometrii absorpcyjnej<br />
(HITACHI Z-5000) z atomizacją elektrotermiczną w kuwecie grafitowej. Stężenie<br />
Cr 6+ oznaczono metodą spektrofotometryczną (HITACHI U-3010).<br />
Rys. 1. Lokalizacja punktów poboru próbek wód z Zalewu Dojlidy<br />
Ocenę stopnia zanieczyszczenia wód Zalewu Dojlidy kadmem, ołowiem, miedzią i chromem<br />
oparto na Rozporządzeniu Ministra Zdrowia z dnia 16.10.2002 r. w sprawie wymagań,<br />
* Izabela Lewandowska – Studenckie Koło Naukowe przy Zakładzie Toksykologii Akademii Medycznej<br />
w Białymstoku; dr n. biol. Małgorzata Gałażyn-Sidorczuk, dr hab. n. med. Małgorzata<br />
M. Brzóska – Zakład Toksykologii Akademia Medyczna w Białymstoku.<br />
366
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
jakim powinna odpowiadać woda w kąpieliskach [2002]. Zbiorniki wodne wykorzystywane<br />
do celów rekreacyjno–turystycznych powinny spełniać wymogi stawiane wodom II klasy<br />
czystości. Zgodnie z obowiązującymi normami stężenia badanych metali w kąpieliskach nie<br />
mogą przekraczać: 1 µg Cd·dm -3 , 10 µg Pb·dm -3 , 40 µg Cu·dm -3 oraz 20 µg Cr 6+·dm -3 .<br />
WYNIKI I ICH OMÓWIENIE. Średnie stężenia kadmu, ołowiu, miedzi i chromu oraz zakresy<br />
ich stężeń w próbkach wód pobranych z Zalewu Dojlidy w latach 2006–2007 przedstawiono<br />
przedstawiono w tabeli 1, natomiast wartości średnie w poszczególnych okresach<br />
w tabeli 1, natomiast wartości średnie w poszczególnych okresach pomiarowych – na rys. 2.<br />
pomiarowych – na rys. 2.<br />
Odnotowano stopniowy wzrost stężeń kadmu, ołowiu i miedzi w wodach Zalewu Dojlidy<br />
Odnotowano stopniowy wzrost stężeń kadmu, ołowiu i miedzi w wodach Zalewu Dojlidy<br />
w okresie od jesieni 2006 r. do lata 2007 r. Stężenie chromu wiosną 2007 r. było wyższe niż<br />
w okresie od jesieni 2006 r. do lata 2007 r. Stężenie chromu wiosną 2007 r. było wyższe niż<br />
jesienią 2006 r. i latem 2007 r.<br />
jesienią 2006 r. i latem 2007 r.<br />
Tabela 1. Stężenie metali ciężkich w wodach Zalewu Dojlidy w latach 2006-2007<br />
Tabela 1. Stężenie metali ciężkich w wodach Zalewu Dojlidy w latach 2006–2007<br />
KADM<br />
Kadm<br />
OŁÓW<br />
Ołów<br />
MIEDŹ CHROM<br />
Miedź<br />
Chrom<br />
[µg·dm (µg•dm -3 ]<br />
) (µg•dm[µg·dm -3 ) -3 (µg•dm ]<br />
) (µg•dm [µg·dm ) -3 ]<br />
[µg·dm -3 ]<br />
Średnia±SE Średnia±SE 0,845±0,136 26,918±9,95 26,918±9,95 15,168±1,92 15,168±1,92 32,850±4,844 32,850±4,844<br />
Zakres Zakres 0,121–2,292 0,038–85,07 0,038–85,07 0,924–36,84 0,924–36,84 6,080–129,2 6,080–129,2<br />
Wartości przedstawiają średnie±SE (błąd standardowy) i zakresy stężeń dla wszystkich<br />
Wartości przedstawiają okresów pomiarowych. średnie±SE (błąd standardowy) i zakresy stężeń dla wszystkich<br />
okresów pomiarowych.<br />
µg/dm 3<br />
2,0<br />
1,5<br />
1,0<br />
0,5<br />
0,0<br />
JESIEń<br />
2006<br />
KADM<br />
* a<br />
WIOSNA<br />
2007<br />
** † b<br />
LATO<br />
2007<br />
µg/dm 3<br />
45<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
JESIEń<br />
2006<br />
OÓW<br />
**<br />
WIOSNA<br />
2007<br />
**<br />
**<br />
LATO<br />
2007<br />
30<br />
MIED<br />
80<br />
CHROM<br />
25<br />
** † a<br />
70<br />
60<br />
*<br />
µg/dm 3<br />
20<br />
15<br />
10<br />
*<br />
µg/dm 3<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
** ††<br />
5<br />
10<br />
0<br />
JESIEń<br />
2006<br />
WIOSNA<br />
2007<br />
LATO<br />
2007<br />
0<br />
JESIEń<br />
2006<br />
WIOSNA<br />
2007<br />
LATO<br />
2007<br />
Różnice uznano Różnice za uznano za znamienne statystycznie przy przy p < 0.05 p (Anova, < 0,05 test (Anova, Kruskala-Wallisa). test Kruskala-Wallisa).<br />
**p
2007 r. Przekroczenia dopuszczalnych stężeń kadmu stwierdzono wiosną i latem 2007 r.,<br />
głównie we wschodniej części Zalewu. W tym samym okresie odnotowano również<br />
przekroczenia dozwolonych stężeń ołowiu, zwłaszcza w próbkach pobranych w południowo–<br />
Bioakumulacja<br />
zachodnim rejonie zbiornika. Jesienią 2007 r. stężenie kadmu i ołowiu we wszystkich<br />
badanych próbkach wód mieściło się w zakresie wartości dozwolonych. Przekroczenie<br />
chodnim rejonie dopuszczalnego zbiornika. stężenia Jesienią chromu 2007 stwierdzono r. stężenie we wszystkich kadmu próbkach i ołowiu pobranych we wszystkich jesienią badanych<br />
próbkach wód 2006 mieściło r. i wiosną się 2007 w r., zakresie a w próbach wartości z rejonu dozwolonych. kąpieliska również Przekroczenie latem 2007 r. Stężenie dopuszczalnego<br />
stężenia miedzi chromu we stwierdzono wszystkich badanych we wszystkich próbkach wód próbkach mieściło pobranych się w zakresie jesienią wartości 2006 r. i wiosną<br />
2007 r., a w próbach z rejonu kąpieliska również latem 2007 r. Stężenie miedzi we wszystkich<br />
badanych próbkach wód mieściło się w zakresie wartości dozwolonych.<br />
dozwolonych.<br />
KADM OÓW MIED CHROM<br />
29%<br />
46% 54%<br />
71%<br />
100%<br />
75%<br />
25%<br />
% prób o nieprzekroczonym dozwolonym stężeniu metalu<br />
% prób o przekroczonym dozwolonym stężeniu metalu<br />
Rys. 3. Odsetek prób o przekroczonych dozwolonych normą stężeniach metali toksycznych<br />
w wodach Zalewu Dojlidy<br />
Rys. 3. Odsetek prób o przekroczonych dozwolonych normą stężeniach metali toksycznych w<br />
Stężenia metali wodach ciężkich Zalewu Dojlidy w próbkach wód były zróżnicowane w zależności od miejsca<br />
pobrania. W rejonie kąpieliska stwierdzono stosunkowo duży odsetek prób o przekroczonej<br />
dozwolonej zawartości badanych metali.<br />
Stężenia metali ciężkich w próbkach wód były zróżnicowane w zależności od miejsca<br />
Jesienią 2006 r. w 100% próbek wód było przekroczone dozwolone stężenie co najmniej<br />
jednego z badanych metali. Wiosną i latem 2007 r. przekroczenie dozwolonego stęże-<br />
pobrania. W rejonie kąpieliska stwierdzono stosunkowo duży odsetek prób o przekroczonej<br />
nia jednego dozwolonej z metali zawartości stwierdzono badanych w 12,5% metali. próbek. Przekroczenie dopuszczalnego stężenia<br />
dwóch z badanych Jesienią metali 2006 r. w zanotowano 100% próbek wód w 75% było przekroczone próbek badanych dozwolone stężenie wiosną co 2007 najmniej r. i 50% – latem<br />
2007 r. jednego Jedynie z badanych w 25% metali. próbek Wiosną pobranych i latem 2007 latem r. przekroczenie 2007 r. stężenia dozwolonego wszystkich stężenia badanych<br />
metali mieściły się w zakresie wartości dopuszczalnych.<br />
We wszystkich punktach pomiarowych stwierdzono 4<br />
przekroczenie dozwolonego stężenia<br />
co najmniej jednego z oznaczanych metali. Najczęściej przekraczane były stężenia<br />
chromu, nie stwierdzono natomiast przekroczeń w przypadku miedzi.<br />
Tabela 2. Odsetek prób o przekroczonych dozwolonych normą stężeniach metali toksycznych<br />
w wodach Zalewu Dojlidy<br />
Przekroczenie dozwolonego<br />
normą stężenia<br />
% Przekroczeń<br />
jesień 2006 wiosna 2007 lato 2007<br />
Jednego z metali 100 12,5 12,5<br />
Dwóch metali 0 75 50<br />
Trzech metali 0 12,5 12,5<br />
Brak przekroczeń 0 0 25<br />
Jedynie w 8% ogółu analizowanych próbek wód stężenia wszystkich oznaczanych metali<br />
mieściły się w zakresie wartości dozwolonych (rys.4.). Dopuszczalne stężenie jednego,<br />
dwóch i trzech z badanych metali było przekroczone odpowiednio w 42%, 42% i 8%.<br />
Białystok położony jest na terenie północno–wschodniej Polski uznanym za obszar<br />
ekologicznie czysty i określanym jako Zielone Płuca Polski. W wielu badaniach stwierdzono,<br />
że stężenia metali toksycznych w środowisku (powietrzu, wodach, glebie i roślinności)<br />
na terenie województwa podlaskiego są niskie i na ogół mieszczą się w zakresach wartości<br />
dozwolonych [Gworek i wsp. 1997; Brzóska i wsp. 1998; 1999]. Odnotowano również niskie<br />
368
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
8% 8%<br />
% prób o dozwolonym stężeniu wszystkich badanych metali<br />
42%<br />
42%<br />
% prób o przekroczonym dozwolonym stężeniu jednego z badanych metali<br />
% prób o przekroczonym dozwolonym stężeniu dwóch z badanych metali<br />
% prób o przekroczonym dozwolonym stężeniu trzech z badanych metali<br />
Rys. 4. Procentowy rozkład częstości przekroczeń dozwolonych stężeń metali w wodach Zalewu<br />
Dojlidy w okresie od jesieni 2006 r. do lata 2007 r.<br />
stężenia metali toksycznych w krwi, moczu i tkankach mieszkańców Białegostoku i okolic,<br />
co potwierdza niskie narażenie środowiskowe na metale ciężkie na tym obszarze [Popko<br />
i wsp. 2003; Gałażyn-Sidorczuk i wsp. 2004, 2007].<br />
Zastanawiający, a zarazem niepokojący jest fakt stwierdzenia dużej częstości przekroczeń<br />
dozwolonych stężeń kadmu i ołowiu, a zwłaszcza chromu oraz wysokich stężeń tych<br />
metali w niektórych próbkach w zbiorniku wodnym położonym na obszarze uważanym za<br />
ekologicznie czysty, tym bardziej, że jest on wykorzystywany do celów rekreacyjnych.<br />
Z uwagi na to, że Zalew jest jednym z nielicznych zbiorników rekreacyjnych na terenie<br />
Białegostoku jest on często odwiedzany przez plażowiczów. Wiąże się to z dużą ilością śmieci<br />
pozostawianych w obrębie samego kąpieliska, jak i intensywną eksploatacją urządzeń wodnych,<br />
co w znacznym stopniu przyczynia się do zanieczyszczenia wody metalami ciężkimi.<br />
Ponadto, ze względu na lokalizację drogi w pobliżu zbiornika (rys. 1) metale toksyczne emitowane<br />
do atmosfery wraz ze spalinami mogą przenikać do wód. Należy wspomnieć, że Zalew<br />
Dojlidy jest zbiornikiem stojącym, co sprzyja nagromadzaniu się zanieczyszczeń chemicznych.<br />
Ze względu na duży odsetek przekroczeń dozwolonych stężeń kadmu, ołowiu i chromu<br />
w wodach Zalewu Dojlidy służącego jako kąpielisko miejskie badania będą kontynuowane.<br />
Zanieczyszczenie zbiornika metalami toksycznymi może mieć niekorzystne konsekwencje<br />
z jednej strony dla samego ekosystemu wodnego, z drugiej zaś strony dla korzystających<br />
z niego plażowiczów.<br />
WNIOSKI. Na podstawie przeprowadzonych badań i uzyskanych wyników analiz sformułowano<br />
następujące wnioski:<br />
1. Stężenia kadmu, ołowiu, miedzi i chromu w wodach Zalewu Dojlidy podlegały sezonowym<br />
zmianom w okresie od jesieni 2006 r. do lata 2007 r.<br />
2. Odnotowano stopniowy wzrost stężeń kadmu, ołowiu i miedzi w wodach Zalewu Dojlidy<br />
w okresie od jesieni 2006 r. do lata 2007 r.<br />
3. Przekroczenie dopuszczalnych stężeń kadmu, ołowiu i chromu stwierdzono odpowiednio<br />
w 29%, 46% i 75% próbek wód badanych w okresie od jesieni 2006 r. do lata 2007 r.<br />
4. Jedynie w 8% ogółu analizowanych próbek wód stężenia wszystkich oznaczanych metali<br />
mieściły się w zakresie wartości dozwolonych. Najczęściej przekraczane było dozwolone<br />
stężenie chromu, nie stwierdzono natomiast przekroczeń w przypadku miedzi.<br />
5. Przekroczenia dozwolonych stężeń kadmu, ołowiu i chromu w wodach Zalewu Dojlidy<br />
wskazują na nadmierne jego zanieczyszczenie tymi metalami toksycznymi, a zwłaszcza<br />
chromem.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Brzóska M.M., Kasjanowicz W., Gałażyn-Sidorczuk M., Jurczuk M., Rogalska J., Moniuszko-Jakoniuk<br />
J. 1999. Estimation of heavy metals content in plants and soils from the Podlasie Province.<br />
Polish Journal of Environmental Studies 8 (Suppl. 2): 125–128.<br />
369
Bioakumulacja<br />
Brzóska M. M., Kasjanowicz W., Moniuszko-Jakoniuk J. 1998. Ocena zawartości ołowiu, kadmu,<br />
cynku i miedzi w warzywach uprawianych przez rolników regionu północno–wschodnej Polski.<br />
W: Degradacja środowiska przyrodniczego a zdrowie człowieka. Materiały V Krajowego<br />
Kongresu Ekologicznego EKO-MED, Tarnów.<br />
Gałażyn-Sidorczuk M., Brzóska M. M., Moniuszko-Jakoniuk J. 2007. Estimation of Polish cigarettes<br />
contamination with cadmium and lead, and exposure to these metals via smoking. Environmental<br />
Monitoring and Assessment; doi 10.1007/S10661-007-9783-2.<br />
Gałażyn-Sidorczuk M., Moniuszko-Jakoniuk J., Brzóska, M.M. 2004. Cadmium concentration in<br />
the blood and urine of Bialystok inhabitants. Polish Journal of Environmental Studies 13 (Suppl.<br />
1): 91–95.<br />
Gworek B., Rutkowska B., Stypinski P., Chmielewski W., Dmochowski W. 1997. Soil, plant and air<br />
contamination by heavy metals in Białystok agglomeration. Polish Journal of Environmental<br />
Studies 6 (Suppl.): 57–60.<br />
Popko J., Olszewski S., Hukałowicz K., Markiewicz R., Borawska M. H., Szeparowicz P. 2003.<br />
Lead, cadmium, copper and zinc concentrations in blood and hair of mothers of children with<br />
locomotor system malformations. Polish Journal of Environmental Studies 12: 375–379.<br />
Praca zbiorowa. 2001. Wpływ skażeń środowiska na jakość produktów spożywczych. Fundacja<br />
„ŻYCIE W ZDROWIU”, Białystok.<br />
Praca zbiorowa. 1999. Zdrowie a skażenie środowiskowe i jego minimalizacja. Cz. I. Fundacja<br />
„ŻYCIE W ZDROWIU”, Białystok.<br />
Roszczenko A., Wesołowska J., Brzóska M. M., Moniuszko-Jakoniuk J. 2000. Phosphates concentrations<br />
in river and well waters from the Podlasie Province in 1999–2000 years. Polish<br />
Journal of Environmental Studies 10 (Suppl. 1): 42–45.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 16.10.2002 r. w sprawie wymagań, jakim powinna odpowiadać<br />
woda w kąpieliskach (DzU <strong>nr</strong> 183, poz. 1530).<br />
Wiatkowski M., Czamara W., Gałka B. 2005. Metale ciężkie w osadach dennych zbiornika małej retencji<br />
„Mściwojów”. W: Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia. Tom III. IOŚ, Warszawa.<br />
Wojtkowska M., Niesiobędzka K., Krajewska E. 2005. Metale ciężkie w wodzie i osadach dennych<br />
jeziora Czerniakowskiego. W: Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia. Tom III.<br />
IOŚ, Warszawa.<br />
ESTIMATION OF CONTAMINATION WITH HEAVY METALS OF THE DOJLIDY WATER<br />
RESERVOIR LAYING IN BIALYSTOK CITY – STUDIES IN 2006 AND 2007 YEARS<br />
The aim of the present report is to estimate contamination of the Dojlidy reservoir laying<br />
in Bialystok city with cadmium (Cd), lead (Pb), copper (Cu) and chromium (Cr).<br />
Samples of waters were taken in the autumn of 2006 as well as in the spring and summer<br />
of 2007 year. The concentrations of Cd, Pb, and Cu were determined using atomic absorption<br />
spectrometry method, while Cr 6+ concentration was measured spectrophotometrically.<br />
According to the regulation of the Health Minister concerning allowed concentrations<br />
of contaminants (from 16.10.2002), concentrations of Cd, Pb, Cu and Cr 6+ in waters assigned<br />
for recreational purposes cannot exceed 1 µg·dm -3 , 10 µg·dm -3 , 40 µg·dm -3 and<br />
20 µg·dm -3 , respectively.<br />
Only in 8% of the water samples investigated in 2006 and 2007 years concentrations<br />
of all of the measured metals were within the ranges of allowed values. The allowed Cd,<br />
Pb and Cr 6+ concentrations were exceeded in 29%, 46% and 75% of the water samples, respectively.<br />
Cu concentration in all samples was within the allowed range.<br />
The concentrations of Cd, Pb and Cr exceeding the allowed values indicate excessive<br />
contamination of the Dojlidy reservoir with these heavy metals. The study is continued.<br />
370
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ZATORFIENIE I ZASOBY WODNE ZŁÓŻ TORFOWYCH DORZECZA NOTECI*<br />
WPROWADZENIE. Na przyrodniczą rolę torfowisk w aspekcie hydrologicznym zwracano<br />
uwagę już od dawna. W dokonanej ocenie bilansowej lądowych zasobów wodnych<br />
świata Bartkowski [1973] traktuje złoża torfowe jako część hydrosfery. Zdaniem Prończuka<br />
[1973], torfowiska tworzą sprzężenia hydrologiczne i biocenotyczne z otaczającym<br />
terenem, będąc niepełnosprawnymi, ale za to dopasowanymi do sytuacji ekologicznej<br />
samoczynnie pracującymi zbiornikami wodnymi. Według Okruszki [1978], torfowiska<br />
łęgowe, jako miejsca gromadzenia się wód rzecznych, są ściśle powiązane z ciekami,<br />
wpływają bowiem na kształtowanie się w rzekach stanów wody. Rozładowują falę powodziową,<br />
a także zasilają cieki po przejściu tych fal. Jasnowski [1978] uważa, że osuszanie<br />
torfowisk negatywnie wpłynęło na mały obieg wody w zlewni, i dlatego funkcja hydrologiczna<br />
mokradeł powinna być stawiana na pierwszym miejscu i tworzyć podstawowy argument<br />
ich ochrony.<br />
Zważywszy, że Polska staje się krajem coraz bardziej ubogi w wodę, zwłaszcza w ostatnich<br />
latach, wielu autorów podkreśla ogromne znaczenie mokradeł dla gospodarki wodnej,<br />
np. Ilnicki [1973], Dynowska [1993], Byczkowski i Hajnowska [1994], Molenaar i in. [1994],<br />
Brandyk i in. [1995], Nyc [1995], Mioduszewski [1995], Lipka [2000, 2004].<br />
Ze względu na kompleksowość rozwiązywania zagadnień dotyczących terenów torfowiskowych<br />
i innych mokradeł podstawową jednostką hydrologiczną powinna być granica<br />
zlewni. Jest to szczególnie istotne przy rozpatrywaniu stanu zatorfienia dorzeczy dużych<br />
obszarowo, zwłaszcza że te torfowiska związane są genetycznie ze zlewniami [Pietrucień<br />
1993]. Analizę i ocenę zatorfienia dorzecza Wisły na tle granic administracyjnych, regionalizacji<br />
fizycznogeograficznej i podziału hydrograficznego oraz dane obliczeniowe dotyczące<br />
zasobów wodnych złóż torfowych przedstawił Lipka [2000]. Autor ten podjął także próbę<br />
oceny wpływu torfowisk na wybrane charakterystyki hydrologiczne. Badania w takim zakresie<br />
w odniesieniu do dorzecza Odry nie były do tej pory prowadzone.<br />
Celem pracy jest ocena retencyjności złóż torfowych w dorzeczu Noteci i ich krótka charakterystyka<br />
na tle sieci hydrograficznej, co mogłoby wzbogacić ilościową i jakościową charakterystykę<br />
środowiska przyrodniczego dorzecza Odry.<br />
MATERIAŁ I ZAKRES PRACY. W pracy wykorzystano uzupełnione wcześniej materiały<br />
inwentaryzacyjne [Lipka i in. 1977–1980; 1984, Lipka i in. 2004; Chanek 2005; Pytel<br />
2007], opracowane metodą ewidencyjną. W obliczeniach ogólnych zasobów wodnych przyjęto<br />
współczynnik pojemności wodnej od 0,85–0,95, w zależności od typu złoża torfowego,<br />
typu hydrologicznego zasilania i użytkowania torfowiska. Przedstawiono liczbę i udział<br />
torfowisk w 10 klasach wielkości oraz wskaźniki zatorfienia dla 425 zlewni elementarnych.<br />
Poza tym obliczenie zasobów wodnych dla 2878 złóż torfowych usytuowanych w dorzeczu<br />
Noteci (w tym 1676 torfowisk o małych powierzchniach poniżej 10 ha).<br />
WYNIKI. Położenie torfowisk w Polsce, m.in. na obszarze dorzecza Noteci, ilustrują<br />
mapki zamieszczone m.in. w pracach Jasnowskiego [1978], Lipki [1980], Ilnickiego [2000]<br />
i Pytel [2007]. W dorzeczu Noteci torfowiska zajmują powierzchnię 1000,2 km 2 , co daje<br />
wskaźnik zatorfienia β = 5,8%. Najwięcej torfowisk występuje w zachodniej części dorzecza.<br />
Największe zatorfienie występuje w zlewni Noteci od Gwdy do Drawy β = 7,7%, najmniejsze<br />
natomiast w zlewni Gwdy β = 3,9%. Wśród 425 zlewni elementarnych wyróżniono<br />
tylko 3 zlewnie bagienne, których wskaźnik zatorfienia przekracza 50%, a mianowicie 37a<br />
* Dr hab. inż. Krzysztof Lipka, mgr inż. Anita Pytel, dr inż. Sławomir Klatka, mgr inż. Ewa Kowalczyk<br />
– Katedra Rekultywacji Gleb i Ochrony Torfowisk, Akademia Rolnicza w Krakowie.<br />
371
Bioakumulacja<br />
(β = 82%), <strong>31</strong> (β = 66,7%), 40a (β = 64,1%). Wszystkie wymienione zlewnie są położone<br />
w wydzielonym obszarze 119A obejmującym powierzchnię od źródeł Noteci do Gwdy [Podział<br />
hydrograficzny Polski 1980].<br />
W tabeli 1 wyszczególniono zlewnie obejmujące powierzchnie elementarne, w których<br />
wskaźnik zatorfienia jest największy. Podział torfowisk według klas wielkości zamieszczono<br />
w tabeli 2. Natomiast w tabeli 3 podano dane liczbowe w odniesieniu do klas miąższości<br />
złóż torfowych.<br />
Tabela 1. Największe wskaźniki zatorfienia (β [%]) zlewni elementarnych w dorzeczu rzeki Noteci<br />
(dotyczy torfowisk ≥10 ha)<br />
Określenie i <strong>nr</strong> pola<br />
wydzielonego obszaru<br />
w dorzeczu<br />
Nr zlewni elementarnej<br />
Liczba<br />
torfowisk<br />
[wg podziału hydrograficznego Polski 1980<br />
21a<br />
5<br />
30a<br />
Od źródeł Noteci do<br />
2<br />
11<br />
<strong>31</strong><br />
2<br />
Gwdy 119A<br />
37a<br />
1<br />
40a<br />
4<br />
7b 1<br />
3<br />
Rzeka Gwda<br />
7b 4<br />
5<br />
119B<br />
7b 5a<br />
10<br />
34c 2<br />
6<br />
Noteć od Gwdy do<br />
Drawy<br />
119C<br />
Rzeka Drawa<br />
119D<br />
Noteć od Drawy do<br />
ujścia<br />
119E<br />
1a<br />
5<br />
2a<br />
3<br />
3a<br />
8<br />
6a 2<br />
4<br />
8d<br />
1<br />
10<br />
2<br />
23b 2<br />
8<br />
5<br />
3<br />
6b 3<br />
9<br />
6d 2<br />
4<br />
Powierzchnia<br />
torfowisk<br />
[km 2 ]<br />
674,4<br />
40,7<br />
40,3<br />
47,6<br />
59,8<br />
3,5<br />
4,5<br />
5,0<br />
5,0<br />
30,8<br />
15,7<br />
22,8<br />
4,0<br />
2,5<br />
3,0<br />
7,1<br />
63,3<br />
3,2<br />
1,8<br />
Wskaźnik zatorfienia<br />
β [%]<br />
24,00<br />
49,87<br />
66,72<br />
82,80<br />
64,41<br />
16,67<br />
15,68<br />
12,85<br />
14,04<br />
21,73<br />
13,45<br />
21,63<br />
19,70<br />
35,71<br />
20,00<br />
21,16<br />
22,84<br />
6,84<br />
5,39<br />
Tabela 2. Powierzchnia torfowisk dorzecza Noteci według. klas wielkości<br />
Klasa wielkości torfowisk<br />
[ha]<br />
Liczba<br />
Udział Powierzchnia Udział<br />
[%] [km 2 ] [%]<br />
1000 11 0,4 <strong>31</strong>8,3 <strong>31</strong>,8<br />
Razem 2878 100 1000,2 100<br />
Obliczone ogólne zasoby wodne złóż torfowych w mln m 3 w obszarze dorzecza rzeki<br />
Noteci zostały podane w tabeli 4. Z przedstawionych danych wynika, że ilość wody retencjonowanej<br />
w złożach torfowych (o powierzchni >10 ha) w dorzeczu Noteci (1559,85 mln<br />
m 3 ) ponad trzykrotnie przewyższa pojemność całkowitą największego w Polsce sztucznego<br />
zbiornika wodnego w Solinie (474 mln m 3 ). Na badanym terenie zdecydowanie prze-<br />
372
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ważają torfowiska typu niskiego, najczęściej o alimentacji fluwiogenicznej i topogenicznej.<br />
Pod względem stratygraficznym wśród torfowisk typu niskiego dominuje torf turzycowiskowy<br />
(Magnocaricioni), gatunki: turzycowo-trzcinowy (Cariceto-Phragmiteti) i turzycowy (Cariceti),<br />
oraz torf mszysto-darniowy (Bryalo-Parvocaricioni), gatunki: turzycowo-mszysty (Cariceto-Bryaleti)<br />
i mszysty (Bryaleti). Poza tym jeszcze należałoby wymienić torf drzewny<br />
olesowy (Alnioni), gatunek: olchowy (Alneti). W złożach torfowych typu przejściowego przeważa<br />
torf mszarny (Minero-Sphagnioni), gatunek mszarno-turzycowy (Sphagno-Cariceti),<br />
natomiast w złożach typu wysokiego torf mszarny wysoki (Ombro-Sphagnioni), gatunek:<br />
wełniankowo-mszarny (Eriophro-Sphagneti).<br />
Tabela 3. Klasy miąższości złóż torfowych w dorzeczu Noteci (dotyczy torfowisk ≥10ha)<br />
Klasa miąższości złóż torfowisk<br />
Udział Powierzchnia Udział<br />
Liczba<br />
[m] [%] [km 2 ] [%]<br />
Bioakumulacja<br />
3. Mając na uwadze niekorzystny bilans wodny w Polsce, wielofunkcyjne znaczenie torfowisk<br />
w środowisku przyrodniczym, a w szczególności ich funkcję hydrologiczną, na<br />
badanym obszarze dorzecza rzeki Noteci należy maksymalnie ograniczyć eksploatacje<br />
torfu, a całkowicie ją wykluczyć na terenach śródleśnych, w pobliżu lasów oraz w dolinach<br />
rzecznych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bartkowski T. 1973. Ochrona zasobów przyrody i zagospodarowanie środowiska geograficznego.<br />
PWN, Warszawa. Poznań: 180–185.<br />
Brandyk T., Szuniewicz J., Szatyłowicz J., Hewelke P. 1995. Gospodarowanie wodą w profilach<br />
gleb torfowo-murszowych w aspekcie renaturyzacji. Zesz. Nauk. AR Wrocław, ser. Konferencje<br />
<strong>nr</strong> 256, t. 8: 93–104.<br />
Byczkowski A., Hajnowska H. 1994. Rozpoznanie hydrogeologiczne jako warunek efektywnego<br />
kształtowania środowiska. Roczniki AR w Poznaniu, ser. Melioracje i Inżynieria Środowiska,<br />
15, cz. I: 17–30.<br />
Chanek W. 2005. Torfowiska i zasoby wodne złóż torfowych województwa kujawsko-pomorskiego.<br />
Kat. Rekultywacji Gleb i Ochrony Torfowisk. AR Kraków (maszynopis).<br />
Dynowska I. 1993. Przemiany stosunków wodnych w Polsce (synteza) W: Przemiany stosunków<br />
wodnych w Polsce w wyniku procesów naturalnych i antropogenicznych. Oprac. Zbior. pod<br />
red. I. Dynowskiej. Kraków: 433–447.<br />
Ilnicki P. 1973. Rozmiar osiadania zmeliorowanych torfowisk nadnoteckich. Zesz. Prob. Podst.<br />
Nauk Rol. 146, 33–61.<br />
Ilnicki P. 2000. Torfowiska i torf. Wyd. AR Poznań.<br />
Jasnowski M. 1978. Znaczenie torfowisk w Polsce i ich ochrona. W: Ochrona i kształtowanie<br />
środowiska przyrodniczego. Pr. zbior. pod red. W. Michajłowa i K. Zabierowskiego. Zakład<br />
Ochrony Przyrody PAN. PWN, Warszawa-Kraków: 279–<strong>31</strong>0.<br />
Lipka K., Jóźwiak Z., Gaczkowski H., Szytów A. 1977–1980. Inwentaryzacja i ocena gospodarcza<br />
złóż torfu i torfowisk w Polsce. Makroregion południowo-zachodni. Instytut Melioracji<br />
Rolnych i Leśnych. Zespół Torfoznawstwa AR w Krakowie (maszynopis).<br />
Lipka K., Frankiewicz J.K. 1980. Torfowiska w dolinie rzeki Ilanki (woj. Zielonogórskie). Zesz.<br />
Nauk. AGH w Krakowie. Geologia. t. 6. z. 4: 83–97.<br />
Lipka K. 2000. Torfowiska w dorzeczu Wisły jako element środowiska przyrodniczego. Zesz. Naukowe<br />
AR w Krakowie. Rozprawy, 255.<br />
Lipka K., Bargiel T., Boroń K., Klatka S. 2004. Torfowiska i zasoby wodne złóż torfowych w województwie<br />
lubelskim. Zesz. Nauk. Uniwersytetu Zielonogórskiego, z. 12. „Inżynieria Środowiska”:<br />
229–234.<br />
Mioduszewski W. 1995. Rola torfowisk w kształtowaniu zasobów wodnych małych zlewni rzecznych.<br />
W: Torfoznawstwo w badaniach naukowych i praktyce. Sesja Naukowa. IMUZ, Falenty.<br />
Materiały Seminaryjne 34: 305–<strong>31</strong>4.<br />
Molenaar A., Bootsma M.C., Schenkels R., Barendragt A. 1994. The upper Biebrza: useful as reference<br />
for hadwater catchment in the Neterlands. Proceedings of the International Symposium<br />
„Conservation and Magement of Fens” Warsaw–Biebrza: 76–90.<br />
Nyc K. 1995. Ekologiczne konsekwencje melioracji wodnych-spojrzenie meliorantów. W: Ekologiczne<br />
aspekty melioracji wodnych, pod red. L. Tomiałojć. Komitet Ochrony Przyrody PAN.<br />
Wyd. Ochrona Przyrody, Kraków: 13–25.<br />
Okruszko H. 1978. Melioracja a zmiany w środowisku przyrodniczym. W: Rola melioracji w kształtowaniu<br />
środowiska przyrodniczego. Konferencja Naukowa. IMUZ. Falenty: 36–65.<br />
Pietrucień C. 1993. Zmiany hydrologiczne i przestrzenne obszarów podmokłych. W: Przemiany<br />
374
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
stosunków wodnych w Polsce w wyniku procesów naturalnych i antropogenicznych. Oprac.<br />
zbior. pod red. I. Dynowskiej. Kraków:1977–201.<br />
Prończuk J. 1973. Czy wszystkie bagna osuszać ? Aura 10: 10–13.<br />
Pytel A. 2007. Retencja wodna torfowiska dorzecza Noteci. Katedra Rekultywacji Gleb i Ochrony<br />
Torfowisk AR Kraków (maszynopis).<br />
Podział hydrograficzny Polski 1980. Cz I. Mapa 1:200 000. Opr. zbior. IMGW, Warszawa.<br />
PEAT COVER AND WATERS RESOURCES OF PEAT DEPOSITS IN THE NOTEĆ<br />
RIVER BASIN<br />
The peat cover coefficient in the Upper Noteć river basin and water resources in peat<br />
deposit was calculated. The aim of the work was evaluation of retention properties of peat<br />
deposits and their short characteristics against the background on hydrographical network<br />
what can enlarge quantity and quality data concerning nature environment of investigated<br />
area. The total water resources in peat deposits ≥10 ha amount 1559,85 mln m 3 at taken<br />
coefficients of water capacity 0,85–0,95. The peat cover coefficient of the Noteć river basin<br />
amounts 5,8%. The number of all peat bogs is 2878 from which 98% are lowland bogs. The<br />
prevailing species of peat are: Cariceti, Cariceto-Phragmiteti, Cariceto-Bryaleti and Alneti.<br />
Taking into account multifunctional and particularly hydrological significance of peat bogs,<br />
they should be taken in the first range in all management enterprises.<br />
375
Bioakumulacja<br />
Cynk w środowisku terenów zalewowych*<br />
WPROWADZENIE. Występowanie cynku w glebach uzależnione jest od wielu czynników.<br />
Kabata-Pendias i Pendias [1999] szczegółowo prezentują zawartość tego pierwiastka<br />
w środowisku, a także wpływ różnych czynników na przemiany i przemieszczanie się cynku<br />
w glebach. Autorzy ci podkreślają, że cynk jest jednym z bardziej ruchliwych metali w glebie,<br />
na co wpływają zarówno jego formy wymienne, jak i związki z glebową substancją organiczną.<br />
Związki te mają jednak różny charakter: sorpcja cynku przez materię organiczną jest<br />
uzależniona głównie od odczynu, przy pH 5,8 i wyższym pierwiastek ten jest wiązany przez<br />
kwasy huminowe, przy niższych wartościach pH sorpcja ta prawie zanika [Kabata-Pendias<br />
i Pendias 1999]. Substancja organiczna gleby tworzy jednak dość trwałe wiązania z cynkiem,<br />
dlatego następuje jego akumulacja w powierzchniowych poziomach gleb mineralnych<br />
i w glebach organicznych [Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Podobną zależność stwierdził<br />
Woźniak [1996], analizując gleby łąk halnych Bieszczadów.<br />
Zawartość cynku w glebach może być uzależniona od wpływu zanieczyszczeń o charakterze<br />
antropogenicznym. Badania Terelaka i in. [2000] dowodzą jednak, że w Polsce<br />
w wielu rejonach zawartość cynku w glebach jest na tyle niska, że może być niewystarczająca<br />
do normalnego wzrostu i rozwoju roślin. Występowanie stwierdzonej przez tych autorów<br />
dużej rozpiętości zawartości cynku w glebach Polski uzasadniało podjęcie dalszych<br />
badań.<br />
Celem niniejszych badań była ocena zawartości cynku w glebach ekosystemów łęgowych<br />
południowo-wschodniej Polski oraz analiza wpływu właściwości gleb na tą zawartość.<br />
MATERIAŁ I METODY. Badania wykonano na terenach łąk trwałych doliny Sanu, zlokalizowanych<br />
na glebach aluwialnych. Gleby pobierano z warstw 0–10 oraz 10–30 cm, co<br />
odpowiada warstwie darniowej i poddarniowej. Z tych samych miejsc uprzednio pobierano<br />
próbki runi mieszanej.<br />
Ogólną zawartość cynku oznaczono metodą spektrofotometrii absorpcji atomowej, po<br />
zmineralizowaniu próbek glebowych w HClO 4<br />
. Zawartość frakcji rozpuszczalnej cynku oznaczono<br />
tą samą metodą, po trwającym godzinę wytrząsaniu gleby z roztworem 1 mol HCl·dm -3 .<br />
Materiał roślinny po wysuszeniu zmineralizowano w mieszaninie kwasów HNO 3<br />
, HClO 4<br />
i H 2<br />
SO 4<br />
w proporcjach odpowiednio 20 : 5 : 1, a następnie zawartość cynku oznaczono metodą<br />
absorpcji atomowej. Z łąk podlegających ciągle procesowi namulania zebrano próbki<br />
świeżych namułów i poddano analizie, według zakresu i metod określonych w odniesieniu<br />
do utworów glebowych.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Cynk należy do pierwiastków biogennych niezbędnych roślinom,<br />
zwierzętom i ludziom, jednak w razie nadmiernej akumulacji w glebach może oddziaływać negatywnie<br />
na rośliny i inne organizmy. Konieczne jest więc określenie zawartości cynku w glebach,<br />
zarówno ze względu na ewentualne oddziaływanie toksyczne nadmiaru, jak i z powodu<br />
konieczności uwzględnienia tego pierwiastka w nawożeniu na terenach niedoborowych.<br />
Gleby aluwialne doliny Sanu mają duże znaczenie rolnicze, stąd też określenie ich składu<br />
chemicznego ma znaczenie praktyczne. W tabeli 1 przedstawiono niektóre statystyki<br />
opisowe dla zawartości cynku w warstwach 0–10 oraz 10–30 cm. Zaprezentowany zakres<br />
zmienności zasadniczo nie odbiega od podanego dla gleb aluwialnych Polski przez Kabatę-<br />
Pendias i Pendiasa [1999] wynoszącego od 55 do 125 mg Zn·kg -1 s.m. Zawartości te są na-<br />
* Prof. dr hab. inż. Leszek Woźniak – Katedra Przedsiębiorczości, Zarządzania i Ekoinnowacyjności,<br />
Politechnika Rzeszowska; dr inż. Krzysztof Kud – Pracownia Naukowo-Dydaktyczna<br />
Informatyki Gospodarczej, Uniwersytet Rzeszowski.<br />
376
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
tomiast nieco wyższe od podanych przez Terelaka i in. [2000] jako zawartości naturalne dla<br />
gleb Polski. Należy jednak dodać, że badania zespołu prof. Terelaka, które dotyczyły obszaru<br />
całej Polski, obejmowały odpowiednio do naturalnej zmienności szaty glebowej naszego<br />
kraju w większości gleby lekkie, o naturalnie mniejszej zasobności, w badaniach własnych<br />
natomiast dominowały cięższe utwory pyłowe.<br />
Zakres zawartości form ogólnych cynku w obu warstwach gleby wynosił 26,2–114,6<br />
mg·kg ‐1 s.m., średnia geometryczna zaś wynosiła 57,56 mg·kg ‐1 s.m. (tab. 1) W głębszej<br />
warstwie stwierdzono minimalnie mniejszą zawartość cynku niż w warstwie darniowej. Zawartość<br />
form rozpuszczalnych wykazywała podobny rozkład, ale różnice były większe.<br />
Rozpuszczalność cynku (procentowy udział form rozpuszczalnych w 1 mol HCl . dm ‐3 ,<br />
w zawartości ogólnej pierwiastka) w powierzchniowej warstwie była nieco większa i mieściła<br />
się w zakresie 12,59–72,16%, a jej średnia geometryczna wynosiła 34,36%. W warstwie<br />
poddarniowej omawiane wartości były nieco niższe.<br />
Zawartość form ogólnych cynku w namułach była minimalnie większa niż w badanych<br />
glebach, średnia geometryczna wynosiła 68,97 mg·kg -1 s.m. gleby. Wartość maksymalna<br />
oznaczona w namułach wynosiła 282 mg·kg -1 s.m. gleby i przekraczała ponad dwukrotnie<br />
odpowiednią wartość w badanych glebach aluwialnych. Rozpuszczalność cynku wahała się<br />
w szerokim zakresie od 17,44 do 75,40%, a średnio wynosiła około 41%<br />
Tabela 1. Zawartość cynku w glebach aluwialnych, świeżych namułach i runi mieszanej doliny<br />
Sanu<br />
Warstwa gleby<br />
Średnia arytmetyczna<br />
Średnia geometryczna<br />
Mediana<br />
Zakres<br />
minimum maksimum<br />
Zawartość ogólna (mg·kg -1 s.m.)<br />
0–10 cm 63,71 60,33 60,2 30,3 114,6<br />
10–30 cm 58,09 54,91 56,15 26,2 110,1<br />
Świeże namuły 78,77 68,97 74,3 10,4 282<br />
Ruń mieszana 23,81 23,01 23,7 12,3 41,1<br />
Zawartość frakcji rozpuszczalnej w 1 mol HCl·dm -3 (mg·kg -1 s.m.)<br />
0–10 cm 22,53 20,73 21,75 8,4 67,1<br />
10–30 cm 19,55 17,69 17,85 3,8 53,4<br />
Świeże namuły 34,56 28,72 30,5 6,4 154<br />
Rozpuszczalność (%)<br />
0–10 cm 36,66 34,36 34,4 12,59 72,16<br />
10–30 cm 35,<strong>31</strong> 32,22 32,35 6,75 86,36<br />
Świeże namuły 43,17 41,64 41,56 17,44 75,4<br />
Na uwagę zasługuje stosunkowo duża zawartość cynku rozpuszczalnego w świeżych<br />
namułach, która mieściła się w zakresie 6,4–154,0 mg·kg -1 s.m. gleby, a średnia geometryczna<br />
wynosiła 28,72 mg·kg -1 s.m. gleby.<br />
Średnia geometryczna dla zawartości cynku w badanej runi łąkowej wynosiła 23,01<br />
mg·kg ‐1 s.m. (tab. 1). Zakres zmienności mieścił się w granicach 12,3–41,1 mg·kg ‐1 s.m.<br />
W tabeli 2 i 3 przedstawiono współczynniki korelacji prostej między niektórymi właściwościami<br />
gleb aluwialnych doliny Sanu a zawartością Zn.<br />
W obu przypadkach (tab. 2 i 3) zawartość cynku dodatnio i istotnie korelowała z zawartością<br />
mineralnych frakcji glebowych mniejszych od 0,02 mm i od 0,002 mm oraz węgla<br />
organicznego. Podobne zależności stwierdzili Terelak i in. [2000] w wyniku analizy 45 826<br />
próbek gleb z obszaru całej Polski.<br />
377
Bioakumulacja<br />
Tabela 2. Współczynniki korelacji prostej (r) między podstawowymi właściwościami gleb a zawartością<br />
ogólną cynku – ocena istotności<br />
Warstwa<br />
gleby<br />
0–10<br />
i 10–<br />
30cm<br />
łącznie<br />
Skład granulometryczny gleby<br />
1-0,1 mm 0,1-0,02<br />
mm<br />
-0,5102*<br />
p=0,000<br />
0–10 cm -0,5559*<br />
p=0,000<br />
10–30 cm -0,5265*<br />
p=0,000<br />
Świeże<br />
namuły<br />
-0,3287*<br />
p=0,016<br />
-0,1335<br />
p=0,195<br />
-0,126<br />
p=0,393<br />
-0,1278<br />
p=0,387<br />
0,2212<br />
p=0,111<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
można by określić jako niedoborową, bowiem zmienność zawartości cynku wynosiła w niej<br />
od 12,3 do 41,1 mg·kg -1 s.m., przy średniej geometrycznej 23,01 mg. Można sądzić, że przy<br />
stwierdzonej często dość wysokiej zawartości cynku w glebach, pobieranie tego pierwiastka<br />
ogranicza ich wysokie pH, charakterystyczne dla absolutnej większości badanych gleb<br />
aluwialnych. Przy tego typu zależnościach trudno się dziwić, że nie stwierdzono istotnych<br />
współczynników korelacji między zawartością oznaczanych frakcji cynku w glebie, a jego<br />
zawartością w runi łąk doliny Sanu (tab. 4).<br />
WNIOSKI. Uzyskane wyniki badań i ich analiza pozwoliły na sformułowanie następujących<br />
wniosków:<br />
1. Zawartość cynku w runi łąk łęgowych doliny Sanu wykazywała pewne niedobory z punktu<br />
widzenia żywienia zwierząt.<br />
2. Zawartość cynku w badanych glebach aluwialnych była zbliżona do naturalnej zawartości<br />
tego pierwiastka w glebach Polski.<br />
3. Świeże namuły charakteryzowała nieco większa zawartość Zn w stosunku do gleb aluwialnych,<br />
co pozwala stwierdzić, że wylewy powodziowe mają charakter wzbogacający<br />
tereny łęgowe w ten pierwiastek.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Borowiec J., Urban D. 1997. Środowisko przyrodnicze Lubelszczyzny. Łąki cz. II Kondycja geochemiczna<br />
siedlisk łąkowych Lubelszczyzny. LTN Lublin.<br />
Falkowski M., Kukułka I., Kozłowski S. 1990: Właściwości chemiczne roślin łąkowych. Wyd. AR<br />
w Poznaniu: 59–111.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999: Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
Terelak H., Pietruch C., Tujaka A. 2000. Występowanie cynku w poziomach powierzchniowych<br />
gleb użytków rolnych Polski. Zesz Probl. Post. Nauk Rol., 472: 645–651.<br />
Woźniak L. 1996 – Biogenne pierwiastki metaliczne i niektóre toksyczne metale ciężkie w glebach<br />
i roślinach Bieszczadów. Zesz. Nauk. AR w Krakowie. Rozprawy 216.<br />
Zinc in environment of flood – lands<br />
The main purpose of the investigations presented in this paper was to evaluate the level<br />
of zinc in soils. The dependence between the occurrence of zinc in soils and other properties<br />
of the soil environment was also presented. The content of zinc was determined by the<br />
spectophotometry of the atomic absorption. Generally, the content of zinc in soils in the investigated<br />
ecosystems does not defer much from the level of zinc in the natural content. The<br />
total zinc content in soils and fresh alluvial in general was significantly correlated with the<br />
content of soil fractions smaller then 0,02 mm and 0,002 mm, organic matter content. The<br />
content of zinc soluble fraction in general was significantly correlated with the content of soil<br />
fractions smaller then 0,02 and 0,002 mm and with organic matter content.<br />
379
Bioakumulacja<br />
WPŁYW STĘŻENIA WYBRANYCH METALI W WODZIE PRZEPŁYWOWEGO<br />
STARORZECZA NA KOMPLEKS TRZCINA-PERIFITON I ROSZLA-PERIFITON*<br />
WPROWADZENIE. Naturalną cechą rzek jest zdolność do meandrowania, któremu<br />
często towarzyszy odcinanie fragmentów koryta i tworzenie starorzeczy [Allan 1998]. Takie<br />
odizolowane od właściwego nurtu zbiorniki stwarzają odmienne od rzecznych warunki egzystencji<br />
dla organizmów wodnych. W zbiornikach tych przeważnie następuje intensywny<br />
rozwój roślinności, który prowadzi do powolnego zarastania starorzeczy. Procesowi temu<br />
można zapobiec, wywołując przepływ wód przez wykonanie zabiegów melioracyjnych, tj.<br />
udrożnienie [Obolewski 2005]. Wśród roślinności szuwarowej w odciętych zakolach rzek intensywnie<br />
rozwija się kosmopolityczna trzcina pospolita (Phragmites australi), której łodygi<br />
tworzą mikrohabitaty zasiedlane przez perifiton [Piesik, Obolewski 2000]. Roślinność wodna,<br />
w tym trzcina (choć w ograniczonym stopniu), wydziela substancje chemiczne bogate w<br />
toksyczne metale ciężkie, mogące redukować bardziej wrażliwych przedstawicieli perifitonu<br />
[Lakatos i in. 1999]. Prowadzone badania dowiodły, że spośród organizmów poroślowych<br />
zasiedlającej trzcinę Harpacticoida oraz Chlorophyta preferują podłoże o relatywnie dużej<br />
zawartości S i Cr, natomiast niskiej Mn, a Copepoda (Acanthocyclops sp.) niskie stężenie<br />
azotu w podłożu trzcinowy [Obolewski i in. 2007]. Perifiton zasiedlający tkaninę roszlową,<br />
nie jest narażony na oddziaływanie allelopatryczne podłoża. Jednak sam wpływ miejsca<br />
występowania perifitonu jest tylko jednym z elementów ograniczających jego ilość [Allan<br />
1998]. Innymi czynnikami potencjalnie wpływającymi na strukturę organizmów poroślowych<br />
są światło, temperatura, falowanie, rodzaj podłoża, skład chemiczny wody oraz presja drapieżnicza<br />
i inne [Mihaljević i in. 1998]. Nakładanie się poszczególnych czynników powoduje<br />
trudność w wykazaniu bezpośredniego wpływu pojedynczego z nich na zagęszczenie perifitonu.<br />
Mimo tego podjęto próbę określenia preferencji organizmów poroślowych do występowania<br />
w zbiornikach bogatych w niektóre metale – Zn, Cr, Pb, [Lakatos i in. 1999].<br />
Trzeba sądzić, że mikroelementy służą przeprowadzaniu przez organizmy procesów metabolicznych.<br />
Celem pracy było określenie wpływu metali (Mg, Ca, Mn i Fe) na strukturę perifitonu<br />
obrastającego biotyczne i abiotyczne podłoża w udrożnionym starorzeczu Słupi.<br />
MATERIAŁ I METODA.W okresie od sierpnia 2004 r. do lipca 2005 r. pobierano próby<br />
perifitonowe z trzciny (7 prób) i podłoża roszlowego (36 prób) w udrożnionym starorzeczu<br />
Słupi – Osokowy Staw. Jest to prawobrzeżny zbiornik zlokalizowany na 39 km biegu rzeki<br />
na terenie miasta Słupska (rys. 1). Zbiornik ten został w 2000 r. włączony do właściwego<br />
koryta rzecznego w wyniku zainstalowania dwóch rur PCV o średnicy 160 mm, co wymusiło<br />
przepływ wody.<br />
Głównym helofitem w tym starorzeczu jest trzcina, porastająca jedynie brzeg przy rurze<br />
wpustowej, tworząc wąski pas szuwarów. Próby trzciny zebrano w miesiącach sierpień<br />
– październik i marzec – lipiec. Pozyskanie materiału biologicznego jak i jego późniejszą<br />
analizę zostało przeprowadzone zgodnie z metodyką podaną przez Piesika i Obolewskiego<br />
[2000].<br />
W maju 2004 r. zainstalowano bloki roszlowe składające się z dziewięciu worków usytuowanych<br />
przy rurze wpustowej, środku zbiornika i przy rurze wypustowej. Badania rozpoczęto<br />
dopiero po upływie trzech miesięcy, ponieważ jest to okres niezbędny do prawidłowe-<br />
* Dr Krystian Obolewski – Zakład Ekologii Wód, Instytut Biologii i Ochrony Środowiska, Akademia<br />
Pomorska w Słupsku.<br />
380
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Rys. 1. Lokalizacja obiektu badań wraz z zainstalowanymi blokami roszlowymi<br />
381
Bioakumulacja<br />
go ukształtowania się formacji perifitonu. Każda próba z poszczególnych bloków roszlowych<br />
składała się z 9 fragmentów worków o powierzchni 30–90 cm 2 . Analizy laboratoryjne wykonywano<br />
zgodnie z metodyką Piesik, Obolewski [2000].<br />
W czasie poboru prób perifitonowych pobierano również wodę z punktów położonych w<br />
miejscu ustawienia bloków roszlowych w celu określenia stężenia magnezu, wapnia, żelaza<br />
i manganu. Analizy wykonano stosownie do odpowiednich Polskich Norm.<br />
Analizy statystyczne poprzedzono przekształceniem danych doświadczalnych przy<br />
użyciu transformacji log(x+1) w celu uzyskania normalnego rozkładu zmiennych oraz wyeliminowania<br />
wpływu licznych gatunków na rezultat analiz. Zależności i redundancję między<br />
predyktorami (zawartością pierwiastków) eksplorowano metodą analizy składowych głównych<br />
(PCA), opartą jedynie na danych chemicznych, oraz za pomocą wskaźnika inflacji wariancji<br />
(VIF) w kanonicznej analizie korespondencji (CCA), uwzględniającej zarówno skład<br />
chemiczny wód, jak i skład taksonomiczny perifitonu. Analizę DCA zagęszczenia organizmów<br />
poroślowych zastosowaniu w celu określenia długości gradientu pierwszej osi DCA.<br />
Wartości
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Ocena wpływu stężenia metali na strukturę perifitonu. Perifiton zasiedlający trzcinę<br />
w strefie napływu wody Słupi zdecydowanie dominowały Nematoda a wśród mikrofitoperifitonu<br />
Bacillariophyta, na roszlach natomiast Protozoa i ponownie okrzemki (tab.2). Perifiton<br />
zasiedlał trzcinę relatywnie liczniej (nie uwzględniono sezonu zimowego) jednak było na<br />
tym podłożu mniej taksonów niż na sztucznej, ażurowej tkaninie. Roszla najobficiej obrastał<br />
perifiton w strefie napływu wody rzecznej, po czym zagęszczenie organizmów poroślowych<br />
systematycznie malało. Sztuczne podłoże stwarzało dogodniejsze warunki dla większych<br />
zwierząt poroślowych (makrozooperifiton), tj. Asellus aquaticus Racov (Crustacea) czy larw<br />
Procladius sp. (Chironomidae larvae – Insecta). Wśród mikroflory poroślowej obficiej na roszlach<br />
niż na trzcinie występowały zielenice (Pedistrum sp. i Scenedesmus sp.) oraz chociaż<br />
w niewielkich ilościach sinice (Microcystis sp.).<br />
Zagęszczenie na biotycznym i sztucznym podłożu w strefie wpływu wód rzecznych<br />
utrzymywało się na porównywalnym poziomie (tab.2). Warto zauważyć pojawienie się na<br />
roszlach przy rurze wypustowej jamochłona Cordylophora caspia (Pallas 1771), nieobserwowanego<br />
nigdzie indziej w udrożnionym starorzeczu.<br />
Tabela 2. Zakres zagęszczenia taksonów zooperifitonu (osob.·m -2 ) oraz fitoperifitonu<br />
(tys. kom.·m -2 ) na biotycznym i abiotycznym podłożu<br />
Trzcina<br />
Roszla<br />
wpływ wpływ środek wypływ<br />
Liczba prób n=7 n=12 n=12 n=12<br />
zakres x zakres x zakres x zakres x<br />
Protozoa 245–194 103 9–2783 304 11–1046 298 37–1944 142<br />
Rotatoria 124–240 90 5–118 45 12–453 137 8–392 98<br />
Nematoda<br />
234–<br />
4321<br />
1575 0–83 7 2–66 13 0–48 10<br />
Oligochaeta 0–55 12 0–33 6 0–5 15 0–94 17<br />
Cladocera 0–107 27 0–37 15 0–24 4 0–23 6<br />
Copepoda 0–111 <strong>31</strong> 0–185 29 0–282 65 0–92 32<br />
Hydrachnella 0 0 0 0 0–7 1 0–2 0<br />
Tardigrada 0–35 10 0 0 0–5 1 0–16 2<br />
Coelenterata 0 0 0 0 0 0 0–2 1<br />
Crustacea 0 0 0–12 2 0 0 0–18 2<br />
Insecta 0 0 0–21 5 0–14 4 0–13 2<br />
Σ 1848 413 538 <strong>31</strong>2<br />
Rodzaj<br />
podłoża<br />
Miejsce starorzecza<br />
Bacillariophyta<br />
306–<br />
45670<br />
3332<br />
665–<br />
15433<br />
2727<br />
468–<br />
5309<br />
1707<br />
184–<br />
2937<br />
Chlorophyta 0–178 32 0–684 109 0–1188 92 0–472 42<br />
Cyanophyta 0 0 0 – 32 4 0–4 1 0–179 40<br />
Σ 3364 2840 1800 1344<br />
1262<br />
Interpretacja statystyczna. Analiza RDA kompleksu trzcina-perifiton wyjaśniła 86 %<br />
wariancji, przy czym RDA1 wyjaśniła 47,7 % wariancji, zaś druga oś 19,4% wariancji. Największy<br />
wkład w oś RDA1 miał Mg i Ca, a w RDA2 Mn i A. Zasiedlające trzcinę Testacea,<br />
Ciliata libera, Chaetogaster sp., Stylaria lacustris, inne Cladocera i Cyclopoida (Acanthocyc-<br />
383
Bioakumulacja<br />
lops sp.) preferowały wyższą zawartość Ca i Mg, Chlorophyta (Pedistrum sp. i Scenedesmus<br />
sp.) i Tardigrada natomiast niewielką Ca, a dużą zawartość Mn. Tardigrada i Chlorophyta wyraźnie<br />
miały nieco inne wymagania co do zawartości poszczególnych pierwiastków niż reszta<br />
taksonów (rys. 2). Wśród zwierząt poroślowych najwyższe współrzędne osi czynnikowej<br />
RDA1 osiągnęły Canthocamptus sp. (Harpacticoida) i Peritricha, natomiast wśród glonów<br />
perifitonowych zielenice. Najniższe współrzędne na osi czynnikowej RDA2 miały Acanthocyclops<br />
sp. a najwyższe Asellus aquaticus i wśród mikrofitoperifitonu sinice z rodzaju Microcystis<br />
sp.<br />
Analiza RDA kompleksu roszla-perifiton wyjaśniła tylko 18,5 % wariancji, przy czym oś<br />
RDA1 wyjaśniła 9,6 % wariancji, a RDA2 4,3% wariancji. Dla układu na roszlach praktycznie<br />
nie zauważono wyraźnych preferencji poszczególnych taksonów względem analizowanych<br />
metali (rys. 2). Pojawiła się tylko nieznaczna tendencja Peritricha i Canthocamptus sp.<br />
(Harpacticoida), względem większej ilości Ca, a mniejszej Fe. Również Microcystis sp. (Cyanophyta),<br />
preferowały wody bogatsze w Ca i Mg, a uboższe w Mn.<br />
DYSKUSJA. Starorzecza stanowią odmienny typ ekosystemów wodnych od rzek i jezior.<br />
Jest to szczególnie widoczne przy ocenie stężenia poszczególnych metali w wodzie,<br />
których jest z reguły więcej [Kohler i in. 2004]. Eksperyment terenowy polegający na udrożnieniu<br />
i wymuszeniu przepływu wody rzecznej przez starorzecze spowodował obniżenie<br />
stężeń badanych metali jednak w dalszym ciągu ich ilość jest większa niż ta obserwowana<br />
w rzece Słupi [Moczulska i in. 2006].<br />
W warunkach naturalnych przy dużych stężeniach żelaza i tlenu następuje wytrącenie<br />
wodorotlenku żelaza, co może wpływać destrukcyjnie na biocenozę. Duże ilości tego związku<br />
zalegające na dnie mogą być przyczyną wyniszczenia mikro- i makroorganizmów przez<br />
działanie mechaniczne i zmianę naturalnych warunków podłoża, na którym pojawiają się organizmy<br />
poroślowe [Turoboyski 1979]. W wodach zwierających małe ilości tlenu żelazo występuje<br />
w postaci dwuwartościowej. Koncentracja tej postaci metalu na poziomie 0,3 mg·l -1<br />
może być szkodliwa dla hydrobiontów. Takie wartości żelaza obserwowano przy wpływie i<br />
wypływie wód ze starorzecza, gdzie zagęszczenie zooperifitonu na roszlach było mniejsze<br />
niż w centralnej części zbiornika, a na trzcinie zadziwiająco wysokie wartości zagęszczenia<br />
spowodowało liczne pojawienie się Nematoda. Dla fitoperifitonu żelazo jest pierwiastkiem<br />
biogennym w wodach i ma znaczenie odżywcze dla glonów, np. dla okrzemek, które stanowią<br />
zazwyczaj 90% roślin poroślowych. Zdolność akumulacji metali przez okrzemki epifityczne<br />
jest znacząca, ale najbardziej istotna w stosunku do żelaza [Tien 2004].<br />
Równolegle z żelazem występuje w wodzie mangan, podobnie jak żelazo jest on pierwiastkiem<br />
biogennym dla glonów poroślowych przy odpowiednich wartościach pH [Rousch,<br />
Sommerfeld 1999]. Mangan różni się od żelaza tym, że łatwiej się redukuje a trudniej utlenia.<br />
W badanym starorzeczu wody przyjmowały odczyn bliski 7,0 [Obolewski 2005] i przy<br />
niskiej ilości tlenu rozpuszczonego w centralnej części tworzyć się powinien trwały dwuwęglan<br />
manganu [Turoboyski 1979]. Dlatego też zahamowany zostaje proces oksydacji a zawartość<br />
żelaza jest porównywalna ze stężeniem manganu. W wodach rzeki słabo obciążonych<br />
zanieczyszczeniami średnie stężenie dla Polski nie przekracza 0,05 mg·l -1 Mn. W<br />
badanym starorzeczu wartość ta została przekroczona dwukrotnie, co niewątpliwie wpływa<br />
na organizmy perifitonowe zasiedlające sztuczne i żywe podłoża. Warto tu zaznaczyć że<br />
Chlorophyta preferują wody o niskiej wartości Mn, natomiast dobrze rozwijają się na trzcinie<br />
bogatej w ten pierwiastek [Obolewski i in. 2007].<br />
W wodach słabo zmineralizowanych, takich jak rzeczne, wapń znajduje się w dużej<br />
przewadze ilościowej w stosunku do magnezu. Sytuacja taka panuje również w badanym<br />
starorzeczu, przy czym akumulacja tych jonów ma miejsce w środkowej części zbiornika,<br />
mającej charakter stawu. Obecność jonów wapnia jest wykorzystywana przez skorupiaki,<br />
384
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Rys. 2. Wykres RDA oddziaływania stężenia metali na zagęszczenie poszczególnych taksonów<br />
perifitonu na podłożu trzcinowym i roszlowym<br />
385
Bioakumulacja<br />
które wbudowują go w strukturę swoich pancerzyków, co ma swoje odzwierciedlanie w analizie<br />
RDA.<br />
Rodzaj podłoża zarówno sprzyja pojawianiu się pewnych taksonów perifitonu, jak i<br />
wpływa na nie hamująco. Biotyczne podłoża w wyniku oddziaływań chemicznych (allelopatria)<br />
kształtują strukturę obrastającego go perifitonu [Obolewski i in. 2007]. Wydzielanie substancji<br />
chemicznych wpływa pobudzająco na rozwój frakcji autotroficznej, ale redukująco<br />
na heterotrofy. Obfitość glonów stwarza możliwość egzystencji zwierzętom roślinożernym,<br />
a w dalszej kolejności i drapieżnikom. Usytuowanie bloków roszlowych w udrożnionym starorzeczu<br />
wykazuje na odmienność oddziaływań analizowanych metali na organizmy poroślowe<br />
w zależności od obrastanego podłoża. Świadczy to o tworzeniu przez trzcinowiska<br />
specyficznych mikrosiedlisk, stymulujących lub redukujących ekspansje perifitonu.<br />
Analiza perifitonu pokazała pozytywną korelację między indywidualnymi układami i<br />
magnezem, który podkreśla znaczenie procesów adsorpcji [Micele, Wetzel 1978]. Wysokie<br />
stężenia wapnia, żelaza i magnezu przy odpowiedniej ilości tlenu zapewnia właściwe działanie<br />
układu trzcina - perifiton jako biofiltra i pułapki substancji chemicznych, które wpływają<br />
na jakość wody. Brak jest tego oddziaływania dla kompleksu reszla-perifiton.<br />
WNIOSKI. Obecność w zbiorniku trzciny powoduje powstanie mikrosiedlisk, w obrębie<br />
których następuje odmienny obieg metali oddziałujących na perifiton niż przy sztucznym<br />
podłożu. Różnice w obfitości perifitonu zasiedlającego biotyczne i abiotyczne podłoża<br />
mogą być wynikiem chemicznych reakcji trzciny (allelopatrii). Prezentowane dane należy<br />
traktować jako wstęp do szerszych badań na wpływem metali w środowisku na kompleksy<br />
podłoże–perifiton.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Allan J. D. 1998. Ekologia wód płynących. PWN. Warszawa.<br />
Kohler, E.A., Poole, V.L., Reicher, Z.J., Turco, R.F. 2004. Nutrient, metal, and pesticide removal<br />
during storm and nonstorm events by a constructed wetland on an urban golf course. Ecological<br />
Engineering 23: 4–5: 285–298.<br />
Lakatos G., Kiss M. Mészáros I. 1999. Heavy metal content of common reed (Phragmites australis<br />
(Cav. Trin. ex Steudel) and its periphyton in Hungarian shallow standing waters. Hydrobiologia,<br />
415: 47–53.<br />
Mihaljević Z., Kerovec M., Tavčar V., Bukvić I. 1998. Microinvertebrate community on an artificial<br />
substrate in the Sava river: long-term changes in the community structure and water quality.<br />
Biologia, 53/5: 611–620.<br />
Mickle A.M., Wetzel R.G. 1978. Effectiveness of submersed angiosperm-epiphyte complexes on<br />
exchange of nutrients and organic carbon in littoral systems. I. Inorganic nutrients. Aquatic<br />
Botany 4: 303–<strong>31</strong>6.<br />
Moczulska A., Antonowicz J., Krzyk K. 2006. Wpływ aglomeracji Słupsk na stan jakościowy wód<br />
rzeki Słupi. Słupskie Prace Biologiczne 3: 45–56.<br />
Obolewski K. 2005. Możliwość praktycznego wykorzystania udrożnionych starorzeczy i czynnego<br />
podłoża do doczyszczania wód rzecznych. Zesz. Probl. Nauk Rolniczych, 506: 309<br />
– <strong>31</strong>6.<br />
Obolewski K., Strzelczak A., Kiepas-Kokot A. 2007. Chemical composition of reed Phragmites<br />
australis (Cav.) Trin. ex Steud. versus density and structure of periphyton in various aquatic<br />
ecostsems. J. Elementology 12, 1: 63–78.<br />
Piesik Z., Obolewski K. 2000. Epiphytic organisms (periphyton) inhabiting reed, Phragmites australis<br />
and artificial substrates in Lake Kopań. Baltic Coastal Zone 4: 73–86.<br />
386
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Rousch J., M., Sommerfeld M., R. 1999. Effect of manganese and nickel on growth of selected<br />
algae in pH buffered medium. Water Research 33, 10: 2448–2454.<br />
Ter Braak C.J.F. 1995. Ordination. In Jongman, R.H.G., C.J.F. ter Braak & O.F.R. van Tongeren<br />
(eds.), Data analysis in community and landscape ecology. Cambridge University Press,<br />
Cambridge, England: 91–173.<br />
Tien Ch.-J. 2004. Some aspects of water quality in a polluted lowland river in relation to the intracellular<br />
chemical levels in planktonic and epilithic diatoms. Water Research, 38, 7: 1779–<br />
1790.<br />
Turoboyski L. 1979. Hydrobiologia techniczna. PWN. Warszawa.<br />
Praca naukowa finansowana ze środków na naukę jako projekt badawczy<br />
PBZ/ MNiSW/07/2006/07.<br />
INFLUENCE OF SELECTED METALS CONCENTRATION IN WATER OF AN OPEN<br />
OXBOW LAKE ON REED-PERIPHYTON AND ARTIFICIAL<br />
SUBSTRATE-PERIPHYTON COMPLEXES<br />
The performed study concerned the influence of metals concentrations (Ca, Mg, Mn,<br />
Fe) on the structure of periphyton inhabiting reed (Phragmites australis Cav. Trin. ex Steud.)<br />
and artificial substrate in a re-opened oxbow lake on the Słupia River. RDA analysis betweeen<br />
periphyton taxa and content of the consecutive chemical elements revealed differences<br />
between perihyton structures on biotic and abiotic substrates. Testacea, Ciliata libera,<br />
Chaetogaster sp., Stylaria lacustris, unidentified Cladocera and Acanthocyclops sp.<br />
on reed preferred higher content of Ca and Mg while Chlorophyta and Tardigrada were favoured<br />
by lower concentration of Ca and Mn. Among the taxa observed on reed, considerably<br />
different requirements as for content of chemical elements had Tardigrada and Chloprophyta.<br />
(Pediastrum sp. and Scenedesmus sp.) In case of artificial substrate-periphyton<br />
system no distinct dependencies between metals concentration and periphyton abundance<br />
was observed. Only slight correlation between Peritricha and Canthocamptus sp. abundance<br />
and higher Ca concentration but lower Fe content appeared. Additionally, Microcystis<br />
sp. (Cyanophyta) seemed to prefer higher amount of Ca and Mg accompanied by lower Mn<br />
content. Among the taxa observed on artificial substrate Microcystis sp. (Cyanophyta) had<br />
the most distinctive preferences.<br />
387
Bioakumulacja<br />
WYBRANE GRUPY BAKTERII CYKLU AZOTOWEGO W DOPŁYWACH, ODPŁYWIE<br />
I STREFIE PRZYBRZEŻNEJ JEZIORA HAŃCZA*<br />
Wprowadzenie. Bakterie cyklu azotowego aktywnie uczestniczą w procesach mineralizacji<br />
związków azotowych. Uzyskują dzięki temu energię niezbędną do życia i udostępniają<br />
jednocześnie rozłożoną materię innym organizmom na wyższych poziomach łańcucha<br />
troficznego [Jetten 2001; Paul, Clark 2000; Stremińska, Błaszczyk 2004]. Liczebność<br />
tych drobnoustrojów oraz efektywność prowadzonych przez nie procesów biochemicznych<br />
zależy od wielu czynników, np.: rodzaj i głębokość zbiornika, pora roku, warunki atmosferyczne<br />
czy ilość i jakość dostępnej materii organicznej [Niewolak i in. 2005; Niewolak, Tucholski<br />
2001; Mendum i in. 1999]. Na podstawie danych literaturowych dotyczących występowania<br />
i aktywności drobnoustrojów cyklu azotowego w wodach różnych zbiorników<br />
można wnioskować o ich trofii i procesach samooczyszczania [Gotkowska-Płachta i in.<br />
2005a,b,c, Niewolak 2003, Niewolak i in. 2005, Wiśniewska i in. 2006]. Mając to na uwadze,<br />
w niniejszej pracy podjęto próbę określenia liczebności (zagęszczenia) i zmian sezonowych<br />
tych bakterii w dopływach, odpływie i strefie przybrzeżnej jeziora Hańcza.<br />
OBIEKT BADAŃ. Jezioro Hańcza (rys.1) to najgłębszy (108,5 m gł.) w Polsce i środkowej<br />
części Niżu Europejskiego polodowcowy zbiornik rynnowy, położony w północnowschodniej<br />
części Pojezierza Wschodnio-Suwalskiego [Cydzik i in. 1988]. Do jeziora dopływają<br />
wody rzeki Czarnej Hańczy i Starej Hańczy oraz wody niewielkich cieków (z jeziora<br />
Boczniel i dopływ „Spod Przełomki”), zbierających zanieczyszczenia odkładane przez bydło<br />
z pobliskich łąk i pastwisk oraz nielicznych zabudowań gospodarskich. Jezioro ze względu<br />
na swoje wyjątkowe walory przyrodnicze, geograficzno-geologiczne i limnologiczne od<br />
1963 roku objęte jest ochroną rezerwatową. Szczegółowe dane dotyczące jeziora podano<br />
w pracach Gotkowskiej-Płachty i in. (2005a,b).<br />
METODY BADAŃ. Badania prowadzono w odstępach 1-miesięcznych od kwietnia do<br />
października, w 3 kolejnych latach. Do badań wytypowano 3 stanowiska w strefie przybrzeżnej<br />
jeziora Hańcza, 4 na dopływach (na rzece Czarnej Hańczy, Starej Hańczy, cieku<br />
„Spod Przełomki” i z jeziora Boczniel), i jedno stanowisko na odpływie rzeki Czarnej Hańczy<br />
z jeziora (rys.1). Próby wody pobierano z głębokości 0,3m do jałowych naczyń szklanych.<br />
Podczas poboru prób wody jeziornej badano jej temperaturę, pH oraz zawartość tlenu. Badania<br />
mikrobiologiczne pobranych prób wody obejmowały oznaczenia liczby (jtk cm -3 ) tlenowych<br />
bakterii heterotroficznych (z grupy amonifikatorów), oraz liczby (NPL 100 cm -3 ) bakterii<br />
nitryfikacyjnych I i II fazy, utleniających odpowiednio NH 4<br />
+<br />
do NO 2ˉ (Nitrosomonas) i NO 2ˉ<br />
do NO 3ˉ (Nitrobacter),oraz bakterii redukujących NO 3ˉ do NO 2ˉ i denitryfikacyjnych (redukujących<br />
NO 3ˉ do N 2<br />
O/N 2<br />
). Wszystkie te oznaczenia wykonano zgodnie z danymi zawartymi<br />
w pracy Rodiny [1968]. Wyniki odczytywano z tablic Mc Cradyego.<br />
OBLICZENIA STATYSTYCZNE. W celu otrzymania informacji czy liczebności badanych<br />
grup drobnoustrojów różnią się na poszczególnych stanowiskach i w poszczególnych<br />
sezonach badawczych, posłużono się jednoczynnikową analizą wariancji (ANOVA).<br />
Do sprawdzenia jednorodności wariancji posłużył test Levene’a. Jeżeli wyniki tego testu<br />
okazały się istotne, stosowano test Kruskala-Wallisa [Stanisz 2006]. W pracy podano jedynie<br />
ogólne zależności statystyczne, które przedstawiono graficznie poniżej, szczegółowe<br />
wyniki badań zaś są dostępne u autora pracy.<br />
* Dr inż. Anna Gotkowska-Płachta − Katedra Mikrobiologii Środowiskowej. Uniwersytet Warmińsko-Mazurski<br />
w Olsztynie.<br />
388
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Rys. 1. Jezioro Hańcza, lokalizacja stanowisk badawczych<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. W badanych próbkach wody na wyznaczonych stanowiskach<br />
liczba bakterii cyklu azotowego wahała się w zakresie kilku rzędów wielkości. Najniższe<br />
liczebności osiągały bakterie denitryfikacyjne (
a)<br />
b)<br />
c)<br />
d)<br />
z roślinnymi intensywnym z i intensywnym zwierzęcymi ich wypłukiwaniem ich mogły wypłukiwaniem przedostawać zlewni się zlewni gdzie do cieków gdzie z cząstkami z i cząstkami jeziora. gleby Aakra gleby oraz i oraz in. (2000) szczątkami<br />
gleby niż podają, z stare intensywnym formy że młode i łatwiej ich komórki wypłukiwaniem i szybciej bakterii z nich nitryfikacyjnych ze wymywane. zlewni gdzie są z słabiej cząstkami zaadsorbowane gleby oraz szczątkami do cząstek<br />
roślinnymi podają, że roślinnymi i młode zwierzęcymi komórki i zwierzęcymi mogły bakterii przedostawać mogły nitryfikacyjnych przedostawać się są się cieków słabiej do cieków i zaadsorbowane jeziora. i jeziora. Aakra Aakra i do in. cząstek i (2000) in. (2000)<br />
gleby roślinnymi niż stare i formy zwierzęcymi 1 i łatwiej mogły i szybciej przedostawać z a) nich wymywane. się do cieków i jeziora. 2 Aakra i in. (2000)<br />
podają, gleby niż że podają, stare młode formy że komórki młode i łatwiej komórki bakterii i szybciej bakterii nitryfikacyjnych Bioakumulacja<br />
z nich nitryfikacyjnych wymywane. są słabiej są słabiej zaadsorbowane do cząstek do cząstek<br />
h ( 7, N= 151) =84,14926 p =,0000<br />
10000 podają, że młode komórki 1 bakterii nitryfikacyjnych a) są słabiej<br />
h ( 6, N= 151) =12,14478<br />
zaadsorbowane<br />
p =,0588 2 do cząstek<br />
6000<br />
gleby niż stare gleby formy niż stare i łatwiej formy 1 i łatwiej szybciej i szybciej z nich a) wymywane. z nich wymywane.<br />
h ( 7, N= 151) =84,14926 p =,0000<br />
2<br />
8000<br />
gleby<br />
10000<br />
h ( 6, N= 151) =12,14478 p =,0588<br />
niż stare formy i łatwiej i szybciej z nich 400 wymywane.<br />
6000<br />
h ( 7, N= 151) =84,14926 p =,0000<br />
6000 10000<br />
h ( 6, N= 151) =12,14478 p =,0588<br />
11 1 a)<br />
a) 2 2<br />
8000<br />
6000 3000<br />
400<br />
1 a) 2<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
4000 8000<br />
10000<br />
2000 6000<br />
8000<br />
4000 0<br />
6000<br />
-2000<br />
2000<br />
4000<br />
0<br />
2000<br />
-2000<br />
0<br />
-2000<br />
1000<br />
Liczba bakterii<br />
200<br />
-200 400<br />
0<br />
200<br />
-200<br />
0<br />
-200<br />
400<br />
300<br />
400<br />
200<br />
300<br />
400<br />
100<br />
200<br />
h ( 7, N= 151) =84,14926 p =,0000<br />
h 10000<br />
6000 ( 7, N= 151) =84,14926 p =,0000<br />
h ( 7, N= 151) =84,14926 p =,0000<br />
10000<br />
8000<br />
4000<br />
-2000 h ( 7, N= 147) =90,20904 p =,0000 Stanowiska<br />
1 2 3 42 53 64 57 68<br />
1 7 8<br />
Stanowiska Stanowiska<br />
-200<br />
1 2 3 4 5 6 7 8<br />
h ( 7, N= 147) =11,57044 p =,1156<br />
1 2 3 4 5<br />
Stanowiska<br />
h ( 7, N= 147) =11,57044 p 6=,1156<br />
7 8<br />
400<br />
Stanowiska<br />
200<br />
-100<br />
100<br />
0<br />
0 -100<br />
100<br />
-100<br />
0<br />
-200 -100 -200<br />
H ( 17, N= 147) 2 =28,35676 1 3 2 p 4 =,0002 3 5 4 6 5 7 6 8 7 8<br />
1500<br />
-200<br />
0<br />
-100<br />
1 Stanowiska 2 3Stanowiska<br />
4 5 6 7 8<br />
-200<br />
1 2 3 4 5 6Stanowiska<br />
7 8<br />
1200 -100<br />
-200<br />
Stanowiska<br />
H ( 7, N= 147) =28,35676 1 p =,0002 2 3 4 5 6 7 8<br />
1500<br />
Stanowiska<br />
900 -200<br />
H ( 7, N= 147) =28,35676 p =,0002<br />
1 2 3 H ( 7, N= 4 147) =28,35676 5 6p =,00027 8<br />
1500<br />
1500<br />
1200<br />
Stanowiska<br />
600<br />
1200<br />
1200<br />
900<br />
300<br />
900<br />
900<br />
600<br />
0<br />
600 600<br />
300<br />
-300<br />
0<br />
Liczba bakterii<br />
8000<br />
6000<br />
2000<br />
600 400<br />
800600<br />
200 800<br />
400 200 600400<br />
600 0<br />
Liczba bakterii<br />
6000<br />
4000<br />
0<br />
1 2 3 4 5 6 7 8<br />
4000<br />
2000<br />
-2000<br />
Stanowiska<br />
1 2 3 4 5 6 7 8<br />
2000<br />
0<br />
Stanowiska<br />
1 2 3 4 5 6 7 8<br />
0 -2000<br />
1 Stanowiska 2 3 4 5 6 7 8<br />
0 400200<br />
1 2 3 4 5 6 7 8<br />
-200 200 0<br />
1 2 Stanowiska 3 4 5 6 7 8<br />
300<br />
0<br />
200100<br />
100<br />
0<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
h ( 7, N= Stanowiska<br />
147) =90,20904 p Stanowiska =,0000<br />
1000<br />
800<br />
h ( 7, N= 147) =90,20904 p =,0000<br />
1000 800<br />
h ( 7, N= 147) =90,20904 p =,0000<br />
600<br />
1000<br />
800<br />
h ( 7, N= 147) =90,20904 p =,0000<br />
600 h ( 7, N= 147) =90,20904 p =,0000<br />
1000<br />
400 1000<br />
800<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
b)<br />
c)<br />
liczba bakterii liczba bakterii liczba bakterii<br />
Liczba bakterii Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii Liczba bakterii Liczba bakterii<br />
d)<br />
Liczba bakterii<br />
100 -1500<br />
3000<br />
-3000 0<br />
100<br />
0<br />
-1500<br />
-3000<br />
800<br />
400<br />
600<br />
800 200<br />
6000<br />
-200 400<br />
-400 200<br />
-200<br />
0<br />
-400<br />
-200<br />
-400<br />
450<br />
300<br />
-150 1200<br />
1500<br />
-300900<br />
1200<br />
600<br />
900<br />
300<br />
600<br />
0<br />
300<br />
300 300<br />
-300<br />
1 2 3 4 5 6 7 8<br />
0 0<br />
0<br />
Stanowiska<br />
b)<br />
b)<br />
Stanowiska<br />
-200 0<br />
1 2 3 4 5 6 7 86 1 2 3 4 5 7 8<br />
h ( 7, N= 147) =11,57044<br />
h ( 7,<br />
p<br />
N=<br />
=,1156<br />
147) =11,57044 p =,1156<br />
400<br />
300<br />
h ( 7, N= 147) =11,57044 p =,1156<br />
400300<br />
200<br />
h ( 7, N= 147) =11,57044 p =,1156<br />
300200<br />
100<br />
c)<br />
c)<br />
d)<br />
Liczba bakterii Liczba bakterii<br />
400 100<br />
6000<br />
30000<br />
400<br />
-1500<br />
-3000<br />
b)<br />
800<br />
400<br />
200<br />
Liczba bakterii<br />
liczba bakterii<br />
liczba bakterii<br />
liczba bakterii<br />
b)<br />
600<br />
b)<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
0<br />
c)<br />
c)<br />
450<br />
c)<br />
450<br />
300<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
300 150<br />
1500<br />
-150 0<br />
150<br />
-150 -300<br />
1500 0<br />
-300<br />
d) d)<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
h ( 6, N= 151) =12,14478 p =,0588<br />
3000 6000 h ( 6, N= 151) =12,14478 p =,0588<br />
h ( 6, N= 151) =12,14478 p =,0588<br />
6000<br />
400<br />
100<br />
400<br />
3000<br />
0<br />
3000 100<br />
-1500<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
1000<br />
-3000<br />
Miesice<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
-1500 0<br />
Miesice<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
-1500 -3000<br />
IV V Miesice VI VII VIII IX X<br />
h ( 6, N= 147) =8,053781 p =,2342 Miesice<br />
-3000<br />
IV V VI VII VI VIII VIII IX IXX<br />
IV V X<br />
h ( 6, N= 147) =8,053781 p =,2342<br />
Miesice Miesice<br />
800<br />
h ( 6, N= 147) =8,053781 p =,2342<br />
600<br />
800<br />
400<br />
800 600<br />
200<br />
600 400<br />
400<br />
0<br />
200<br />
-200 2000<br />
-400 -2000<br />
h ( 6, N= 147) =8,053781 p =,2342<br />
h ( 6, N= 147) =8,053781 p =,2342<br />
h ( 6, N= 147) =8,053781 p =,2342<br />
V VI VII VIII IX IV X<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
Miesice<br />
Miesice<br />
-200 -400<br />
IV V VI VII VIII IXVIII XIX IV V VI VII X<br />
Miesice Miesice<br />
-400<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
VII Miesice VIII IX X<br />
IV V VI<br />
h ( 6, N= 147) =13,33871 p =,0380<br />
h ( 6, N= Miesice 147) =13,33871 p =,0380<br />
450<br />
h ( 6, N= 147) =13,33871 p =,0380<br />
h ( 6, N= 147) =13,33871 p =,0380<br />
450<br />
300<br />
h ( 6, N= 147) =13,33871 p =,0380<br />
450 300<br />
150 h ( 6, N= 147) =13,33871 p =,0380<br />
300 150<br />
0<br />
1500<br />
-150<br />
-150 0<br />
-300<br />
H ( 6, N= VI V 147) =18,27396 VII VIII p =,0056 VIII IX IV VIV X IX X<br />
-150 -300<br />
Miesice VI IV V Miesice VII VIII IX X<br />
IV V VI VII VIII Miesice IX X<br />
-300<br />
IV V Miesice VI VII VIII IX X<br />
H ( 6, N= 147) =18,27396 p =,0056<br />
Miesice<br />
H ( 6, N= 147) =18,27396 p =,0056<br />
H VI ( 6, N= 147) VII =18,27396 VIII p =,0056 IX IV V X<br />
1500<br />
1500<br />
Miesice<br />
1200<br />
1200<br />
900<br />
900<br />
600 600<br />
300 300<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
0 0<br />
Miesice<br />
-300<br />
-300 -300<br />
1 2 3 4 5 6 7 8<br />
5 6 1 2 3 4 75 68<br />
1 2 3 4 7 8<br />
Stanowiska Stanowiska<br />
Stanowiska<br />
e)<br />
-300<br />
-300 -300<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
IV V VI VII VII VIII IX X<br />
IV V VI IX X<br />
Miesice Miesice<br />
Miesice<br />
e)<br />
Liczba bakterii Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
600<br />
400<br />
600<br />
200<br />
400<br />
Liczba bakterii<br />
0<br />
200<br />
-200<br />
0<br />
Liczba bakterii<br />
H ( 7, N= 147) =5,705525 p =,5745<br />
H ( H 7, ( N= 7, N= 147) 147) =5,705525 =5,705525 p =,5745 p =,5745<br />
600 600<br />
H ( 7, N= 147) =5,705525 p =,5745<br />
400 400<br />
200 200<br />
0 0<br />
-200 -200<br />
e)<br />
Liczba bakterii Liczba bakterii<br />
e) e)<br />
Liczba bakterii<br />
Liczba bakterii<br />
600<br />
400<br />
600<br />
200<br />
400<br />
0<br />
200<br />
-200<br />
0<br />
600 600<br />
400 400<br />
200 200<br />
0 0<br />
-200 -200<br />
H ( 6, N= 147) =22,75503 p =,0009<br />
H ( H 6, ( 6, N= N= 147) 147) =22,75503 p =,0009 p =,0009<br />
H ( 6, N= 147) =22,75503 p =,0009<br />
-400<br />
-200<br />
-400 -400<br />
1 2 3 42 35 6 75 68<br />
1 4 5 6 7 8<br />
1 2 3 4 7 8<br />
Stanowiska Stanowiska<br />
-400<br />
-400 -400<br />
-200<br />
IV V VI VI VI VII VII VIII VIII IX X<br />
IV VIII IX IX X<br />
IV V X<br />
Miesice<br />
-400<br />
-400<br />
Rys. 2. Średnie 1liczebności 2 3 4 (± 5 odchylenie 6 7 8<br />
IV V VI VII VIII IX X<br />
Średnia Średnia standardowe ±Błąd ±Błąd std std i ±Odch.std ± błąd standardowy) bakterii<br />
(jtk cm -3 Stanowiska<br />
); a − amonifikacyjnych oraz bakterii (NPL 100 cm -3 Miesice<br />
) b − nitryfikacyjnych I fazy,<br />
c − nitryfikacyjnych II fazy, Średnia d − bakterii redukujących ±Błąd std NO±Odch.std<br />
3ˉ do 2ˉ i e − denitryfikacyjnych<br />
(redukujących Rys. 2. 2. Średnie NO 3ˉ liczebności do N 2<br />
O/N 2<br />
)(± w (± wodzie odchylenie na poszczególnych standardowe i i ± stanowiskach błąd standardowy) i pobieranych bakterii<br />
Rys. 2. w poszczególnych Średnie (jtk (jtk cm cm -3 ): -3 liczebności ): a) a) amonifikacyjnych miesiącach; (± odchylenie zmienna oraz bakterii niezależna standardowe (NPL 100 (grupująca): i cm ± -3 -3 )) błąd b) b) nitryfikacyjnych 1) standardowy) stanowiska, I 2) I fazy, bakterii<br />
miesiące;<br />
-3 ): c) c) a) nitryfikacyjnych<br />
(jtk cm<br />
Rys. 2. Średnie<br />
Test amonifikacyjnych ANOVA<br />
liczebności<br />
rang II II fazy, Kruskala-Wallisa.<br />
oraz d) d) bakterii redukujących (NPL 100 NO 3¯ cm 3¯ do do -3 ) NO b) 2¯ 2¯ i i e) e) denitryfikacyjnych<br />
I fazy,<br />
c) nitryfikacyjnych (± odchylenie standardowe i ± błąd standardowy) bakterii<br />
(jtk cm -3 (redukujących II NO fazy, NO 3¯ 3¯ do d) do Nbakterii 2 O/N 2 2 ) 2 ) w redukujących wodzie na na poszczególnych NO 3¯ do<br />
): a) amonifikacyjnych oraz bakterii (NPL 100 cm -3 NO stanowiskach 2¯ i e) denitryfikacyjnych<br />
i i pobieranych<br />
(redukujących w w poszczególnych NO<br />
) b) nitryfikacyjnych I fazy,<br />
3¯ do Nmiesiącach. 2 O/N 2 ) w Zmienna wodzie na niezależna poszczególnych (grupująca): stanowiskach 1) 1) stanowiska, 2) i<br />
2)<br />
pobieranych<br />
miesiące.<br />
390 c)<br />
w poszczególnych<br />
nitryfikacyjnych Test Test ANOVA miesiącach.<br />
II rang fazy, Kruskala-Wallisa.<br />
d) bakterii<br />
Zmienna<br />
redukujących<br />
niezależna (grupująca):<br />
NO 3¯ do NO<br />
1) 2¯<br />
stanowiska,<br />
i e) denitryfikacyjnych<br />
2) miesiące.<br />
(redukujących<br />
Test ANOVA rang<br />
NO 3¯<br />
Kruskala-Wallisa.<br />
do N 2 O/N 2 ) w wodzie na poszczególnych stanowiskach i pobieranych<br />
w poszczególnych miesiącach. Zmienna niezależna (grupująca): 1) stanowiska, 2) miesiące.<br />
PODSUMOWANIE. W wodach przybrzeżnych jeziora Hańcza i i rzece Czarnej Hańczy<br />
Test ANOVA rang Kruskala-Wallisa.
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
1999, 2003, Niewolak i in. 2005, Niewolak, Tucholski 2001, Korzeniewska i in. 2001] podkreśla<br />
wpływ zlewni na skład ilościowy i jakościowy drobnoustrojów w wodach przez nie<br />
płynących i ich odbiornikach. Niewolak [2003, 2005], i Niewolak, Tucholski [2001], stwierdzili<br />
wysokie liczebności (do kilkuset tysięcy komórek w 1cm 3 wody) bakterii mineralizujących<br />
organiczne związki azotu w glebowo- gruntowej zlewni i jeziorze Bartąg. Statystycznie istotne<br />
wysokie współzależności między liczbą tych bakterii w badanych biotopach wskazywały<br />
na ich glebowe pochodzenie. Rodzaj i liczba wypłukiwanych bakterii cyklu azotowego z gleb<br />
zależy od wielu czynników, takich jak rodzaj, uziarnienie i wilgotność gleby, warunki atmosferyczne,<br />
nawożenie (mineralne, organiczne) czy sposób użytkowania (łąki, pastwiska) [Niewolak<br />
1999; Niewolak, Tucholski 2001; Niewolak 2003, 2005 a]. Strome skarpy otaczające<br />
jezioro Hańcza będące rezerwatem przyrody są wykorzystywane jako pastwiska. Na dopływie<br />
rzeki Czarnej Hańczy do jeziora obserwowano bydło pasące się kilka metrów od brzegu<br />
rzeki. Miało to odzwierciedlenie w uzyskanych wynikach badań, gdzie stwierdzano wówczas<br />
zwiększoną liczebność bakterii cyklu azotowego, zwłaszcza bakterii amonifikacyjnych (kilka<br />
do kilkunastu tysięcy komórek w 1cm 3 ). Wszystkie oznaczane grupy drobnoustrojów osiągały<br />
wyższe liczebności przeważnie latem, w lipcu i w sierpniu) (rys.2), kiedy temperatura wody<br />
wahała się od 9,8 do 23°C, zawartość tlenu nie spadała przeważnie poniżej 5 mg O 2<br />
dm -3<br />
(w wodach przybrzeżnych i odpływie wynosiła zwykle kilkanaście mg O 2 · dm -3 ), a pH wody<br />
kształtowało się na poziomie 8. Wszystkie te czynniki były korzystne dla rozwoju i aktywności<br />
bakterii cyklu azotowego. Większe liczebności bakterii nitryfikacyjnych w tym okresie<br />
mogą mieć również związek z mezofilnym charakterem Nitrosomonas i Nitrobacter [Bock<br />
i in., 1991]. Sporadyczny natomiast wzrost liczebności bakterii nitryfikacyjnych jesienią<br />
może być związany z intensywnym ich wypłukiwaniem ze zlewni, gdzie z cząstkami gleby<br />
oraz szczątkami roślinnymi i zwierzęcymi mogły przedostawać się do cieków i jeziora. Aakra<br />
i in. [2000] podają, że młode komórki bakterii nitryfikacyjnych są słabiej zaadsorbowane do<br />
cząstek gleby niż stare formy i łatwiej i szybciej z nich wymywane.<br />
PODSUMOWANIE. W wodach przybrzeżnych jeziora Hańcza i rzece Czarnej Hańczy<br />
z niego odpływającej oraz jak podaje Gotkowska-Płachta i in. [2005] w pelagialu tego zbiornika<br />
liczebności oznaczanych grup bakterii cyklu azotowego były typowe dla czystych jezior<br />
oligo- i mezotroficznych. Drobnoustroje te, preferujące środowiska o dużym stopniu nasycenia<br />
tlenem, pH zbliżonym do obojętnego i o małych wymaganiach pokarmowych, znajdowały<br />
dogodne warunki do rozwoju w badanych wodach głównie latem gdzie ich liczba była<br />
najwyższa. W wodzie rzek Czarna i Stara Hańcza oraz w innych drobnych ciekach wpływających<br />
do jeziora stwierdzono kilkanaście razy większe liczebności oznaczanych bakterii niż<br />
w strefie przybrzeżnej jeziora i odpływie z niego. Może to wskazywać na znaczny stopień<br />
zanieczyszczenia wymienionych rzek i cieków. Jednak biorąc pod uwagę niewielką ilość<br />
wód wpływających do jeziora, jego dużą objętość i głębokość oraz związaną z tym znaczną<br />
oporność na zanieczyszczenia, cieki te nie stanowią aktualnie bezpośredniego zagrożenia<br />
dla tego zbiornika.<br />
PISMIENNICTWO<br />
Aakra A., Hesseloe M., Bakken L.R. 2000. Surface attachment of ammonia oxidizing bacteria in<br />
soil. Microb. Ecol. 39, 2: 222–235.<br />
Bock E., Koops H.P., Harms H., Ahlers B., 1991. The biochemistry of nitrifying organisms. W: Variations<br />
in Autotrophic Life. J. M. Shively and L. Larry. Boston: Academic Press: 171–196.<br />
Cydzik D., Kudelska D., Soszka H. 1988. Atlas stanu czystości jezior Polski badanych<br />
w latach 1979–1983. t. 2. IKŚ Warszawa: 305–548.<br />
391
Bioakumulacja<br />
Gotkowska-Płachta A., Korzeniewska E., Niewolak S. 2005a. Pionowe zmiany liczebności wybranych<br />
grup bakterii cyklu azotowego i ich znaczenie w przemianach związków azotu w wodzie<br />
jeziora Hańcza. Woda Środowisko-Obszary Wiejskie. 5, 15: 201–218.<br />
Gotkowska-Płachta A., Jackowska B., Korzeniewska E. 2005b. Występowanie bakterii<br />
wiążących azot atmosferyczny w wodzie jeziora Hańcza, jego dopływach i odpływie.<br />
W: Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia, t. 3 IOŚ: 238–244.<br />
Gotkowska-Płachta A., Korzeniewska E., Niewolak S. 2005c. Pollution degree and sanitary state<br />
indicator bacteria as the indicators of the purity of Lake Hańcza waters. Arch. Environ. Protect.<br />
2: 53–68.<br />
Jetten M.S.M., 2001. New pathways for ammonia conversion in soil and aquatic systems. Plant<br />
and Soil. 230: 9–19.<br />
Korzeniewska E., Niewolak S., Gotkowsaka-Płachta A. 2001. Ocena sanitarno-bakteriologiczna<br />
wód pelagialu i profundalu jeziora Wigry w latach 1997–1999, Słup. Prac. Przyr. 1: 61–74.<br />
Mendum T.A., Sockett R.E., Hirsch P.R., 1999. Use of molecular and isotopic techniques to monitor<br />
the response of autotrophic ammonia-oxidizing populations of the beta subdivision of<br />
the class Proteobacteria in arable soils to nitrogen fertilizer. Appl. Environ. Microbiol. 65:<br />
4155–4162.<br />
Niewolak S. 1999. Ocena stopnia zanieczyszczenia i stanu sanitarno-bakteriologicznego wód<br />
powierzchniowych i podziemnych na obszarze Wigierskiego Parku Narodowego w latach<br />
1994-1996, Funkcjonowanie i Ochrona Ekosystemów Wodnych na Obszarach Chronionych.<br />
Praca zbiorowa pod red. Zdanowskiego B., M. Kamińskiego, M. Martyniaka. IRŚ, Olsztyn:<br />
447–473.<br />
Niewolak S. 2003. Sezonowe zmiany liczebności chemoautotroficznych bakterii nitryfikacyjnych<br />
w wodzie glebowo-gruntowej zlewni jeziora eutroficznego. Roczniki Gleboznawcze LIV (1/2),<br />
Warszawa: 125–136.<br />
Niewolak S., Filipkowska Z., Korzeniewska E. 2005. Presence of nitrogen cycle bacteria in the<br />
water of eutrophic lake (Lake Bartąg), Planned to supply the Olsztyn municipal waterworks.<br />
Acta Universitatis Nicolai Copernici). (Prace Limnologiczne XXV– Nauki matematyczno–<br />
przyrodnicze 113. Toruń: 85–103.<br />
Niewolak S., Tucholski S. 2001. Bakterie mineralizujące organiczne związki azotu w wodzie glebowo-gruntowej<br />
zlewni jeziora eutroficznego. Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 487: 275–286.<br />
Paul E.A., Clark F.E. 2000. Mikrobiologia i biochemia gleb. UMCS, Lublin,: 221–257.<br />
Rodina A. 1968. Mikrobiologiczne metody badania wód. PWR i L, Warszawa.<br />
Stanisz A. 2006. Przystępny kurs statystyki w oparciu o program STATISTICA PL<br />
na przykładach z medycyny, Vol. 1. Statystyki podstawowe. StatSoft Polska, Kraków.<br />
Stremińska A., Błaszczyk M. 2004. Cykl biogeochemiczny azotu w glebach ekosystemów borów<br />
iglastych. Post. Mikrobiol. 43,3: 235–250.<br />
Wiśniewska H., Niewolak S., Korzeniewska E., Filipkowska Z., 2006. Ecological aspects<br />
of nitrogen transformation in a mesotrophic lake (Lake Długie Wigierskie) in the presence of<br />
balack cormorants (Phalocrocorax Carbo). Pol. J. Natur. Sc. 21, 2: 937–949.<br />
SELECTED GROUPS OF NITROGEN CYCLE BACTERIA IN INFLOWS, OUTFLOW AND<br />
NEAR-SHORE WATERS OF THE HAŃCZA LAKE<br />
Studies were carried out to determine the numbers of ammonifying, nitrifying,<br />
and denitrifying bacteria in inflows (Czarna Hańcza and Stara Hańcza Rivers, the “Spod<br />
Przełomki” stream and the stream from Lake Boczniel), near-shore waters (3 sites) and in<br />
the Czarna Hańcza River flowing out from Hańcza Lake. The temperature and oxygen conditions<br />
were studied in the lake parallely. Water samples were collected at monthly intervals<br />
392
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
from April to October in three following years. Statistically significant differences were determined<br />
between numbers of the most analyzed groups of bacteria in water samples collected<br />
from different sites and time of sampling. In general, the average numbers of studied<br />
bacteria were higher in the summer and lower in spring or autumn. The most number of<br />
studied microorganisms groups were in the water „Stara” and Czarna Hańcza River inflowing<br />
to the Hańcza Lake. In the near-shore waters and in the Czarna Hańcza River flowing<br />
out from Hańcza Lake their number were a few/dozen times lower then in inflowing water. It<br />
could be betoken great deal of organic matter introducing into lake by tributaries, and also<br />
their quickly mineralization owing to it the Hańcza Lake could be efficiently resist processes<br />
of eutrophication.<br />
393
Bioakumulacja<br />
RTĘĆ W RYBACH W POLSKIEJ STREFIE BRZEGOWEJ BAŁTYKU*<br />
WPROWADZENIE. Rtęć obecna w morzu ulega bioakumulacji oraz biomagnifikacji w łańcuchu<br />
troficznym, dlatego w organizmach wodnych metal ten występuje nawet w stężeniach<br />
10 000–10 0000 razy wyższych niż w otaczającej wodzie [Rand 1995]. Poziom stężenia Hg<br />
w organizmach wodnych jest ściśle związany z ich wiekiem, sposobem odżywiania, głębokością<br />
wody, na której organizmy bytują, a także obszarem geograficznym, który zamieszkują.<br />
Ryby są pożywieniem ptaków i ssaków morskich, a tym samym głównym źródłem rtęci.<br />
Człowiek ma dietę bardziej urozmaiconą, choć ryby i owoce morza są dla mieszkańców<br />
stref nadmorskich wielu regionów świata pokarmem codziennym. Maksymalna dopuszczalna<br />
dawka rtęci, tolerowana przez organizm zdrowego człowieka, wynosi tygodniowo 5,0<br />
µg na kilogram masy ciała, w tym 1,6 µg związków metylortęci na 1 kg masy ciała. Według<br />
Światowej Organizacji Zdrowia (WHO), stężenie rtęci w mięśniach ryb przeznaczonych do<br />
spożycia nie powinno przekraczać 0,5 µg Hg·g -1 mokrej masy.<br />
Intencją autorów było rozpoznanie stężenia Hg w różnych gatunkach ryb bałtyckich<br />
w poszczególnych tkankach organizmu, jak również określenie zmienności stężenia wewnątrz<br />
tej samej tkanki zależnie od gatunku i obszaru bytowania ryb. Nasza uwaga skupiona<br />
została na rybach odławianych w pobliżu brzegów, gdzie z jednej strony oddziaływają lądowe<br />
źródła rtęci, a z drugiej pojawiają się największe skupiska ptaków wodnych i ssaków.<br />
W tym rejonie wiele małych kutrów rybackich prowadzi połowy ryb w celach zarobkowych.<br />
MATERIAŁ I METODY. Ryby zostały odłowione 18–19 stycznia 2007 r. w rejonie Zatoki<br />
Puckiej oraz w wodach otwartego morza na zewnątrz Półwyspu Helskiego. Stężenie rtęci<br />
całkowitej oznaczono w poszczególnych narządach: mięśnie, skrzela, gonady, serce w różnych<br />
gatunkach ryb: dorsz, stornia, okoń, sieja, śledź. Próbki zmineralizowano w mieszaninie<br />
kwasów: azotowego (V), siarkowego (VI). Hg (II) była zredukowana SnCl 2<br />
do formy<br />
gazowej. Pomiary stężenia rtęci w rybach wykonano przy zastosowaniu analizatora rtęci<br />
gazowej GARDIS 3. Dane biometryczne złowionych gatunków ryb zaprezentowano w tabeli<br />
1. Średnie wielkości storni, śledzi i okoni były porównywalne, odpowiednio: 29,8 cm, 23,6<br />
cm, 23,0 cm. Dorsze i sieja były większe: średnie odpowiednio 35 cm i 51 cm (tab. 1).<br />
Tabela 1. Parametry biometryczne ryb<br />
Gatunek Miejsce połowu Długość [cm] Waga [g]<br />
Stornia (Platichthys flesus)<br />
Zatoka Pucka<br />
otwarte morze<br />
28–30<br />
28–36<br />
280–350<br />
220–515<br />
Śledź (Clupea harengus) Zatoka Pucka 23–25 90–137<br />
Okoń (Perca fluviatilis) Zatoka Pucka 21–24 122–209<br />
Dorsz (Gadus morrhua)<br />
Zatoka Pucka<br />
otwarte morze<br />
30–35<br />
35–43<br />
350–463*<br />
417–628*<br />
Sieja (Coregonus lavaretus) Zatoka Pucka 51–52 270<br />
* ryby bez wnętrzności.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. W Zatoce Puckiej zarówno w wodzie, zawiesinie, jak i w osadach<br />
występują wyższe stężenia rtęci niż w obszarach oddalonych od strefy brzegowej<br />
[Bełdowska 2004; Bełdowski 2004]. Ma to swoje odzwierciedlenie w stężeniu Hg w po-<br />
* Dr Magdalena Bełdowska, mgr Katarzyna Zawalich, mgr inż. Justyna Kwaśniak, prof. dr hab.<br />
Lucyna Falkowska – Zakład Chemii Morza i Ochrony Środowiska Morskiego, Instytut Oceanografii,<br />
Uniwersytet Gdański.<br />
394
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
szczególnych tkankach Platichthys flesus złowionych w rejonie Zatoki Puckiej i w wodach<br />
otwartego morza. Prawie trzykrotnie wyższą koncentrację metalu pomierzono w skrzelach<br />
oraz dwukrotnie wyższą w gonadach storni zatokowej w porównaniu ze stornią pełnomorską<br />
(rys. 1). W tkance mięśniowej ryb, choć wyniki stężeń Hg były najwyższe, wystąpiło ich<br />
mniejsze zróżnicowanie, a poziom stężenia rtęci był tylko 30% większy w rybach z zatoki<br />
w porównaniu z organizmami z otwartego morza (rys.1).<br />
40<br />
35<br />
Zatoka Pucka<br />
otwarte morze<br />
Hg [ng·g -1 m.m.]<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
mięśnie skrzela gonady<br />
Rys. 1. Stężenie rtęci w poszczególnych tkankach Platichthys flesus złowionej w rejonie Zatoki<br />
Puckiej i w wodach otwartego morza na zewnątrz Półwyspu Helskiego<br />
W sezonie zimowym, wysokie stężenia rtęci w porównaniu ze skrzelami czy gonadami,<br />
pomierzono w tkance mięśniowej ryb: 25g·g -1 m.m. – stornia, 87 ng·g -1 m.m. – śledź (rys. 2).<br />
Jednak w sercach okoni i siei stężenie Hg było dużo wyższe niż w innych tkankach. Czas rezydencji<br />
rtęci we krwi jest rzędu kilku dni, dlatego należy przypuszczać, że w tym okresie badane<br />
ryby kumulowały Hg głównie z pokarmu. Skrzela wszystkich ryb poddanych analizie, odznaczały<br />
się niską koncentracją Hg co wskazuje że wchłanianie rtęci z wody w niskich temperaturach<br />
ma mniejsze znaczenie niż pokarm. Poziom zanieczyszczeń w gonadach organizmów zwykle<br />
zmienia się w skali roku i jest to związane z detoksyfikacją organizmów i wydalaniem związków<br />
toksycznych poprzez ikrę [Pazdro 2007] W narządach rozrodczych śledzia z Zatoki Puckiej pomierzono<br />
najwyższe stężenia rtęci w porównaniu z gonadami siei, okonia czy storni. Wynika to<br />
prawdopodobnie z przenoszenia metalu wraz z tłuszczem do tkanki rozrodczej.<br />
Hg [ng·g -1 m.m.]<br />
180<br />
160<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
stornia z zatoki stornia z morza Okoń Sieja Śledź<br />
gonady mięśnie serce skrzela<br />
Rys. 2. Stężenie rtęci w poszczególnych tkankach okonia, siei i śledzia złowionych w wodach<br />
Zatoki Puckiej oraz storni złowionych w dwóch akwenach: w rejonie Zatoki Puckiej i otwartego<br />
morza na zewnątrz Półwyspu Helskiego<br />
395
Bioakumulacja<br />
Rtęć w badanych rybach była nierównomiernie akumulowana zarówno w poszczególnych<br />
rybach tego samego gatunku, jak i w ich narządach czy samych tkankach. Stężenie<br />
rtęci w tkance mięśniowej w pobliżu płetwy ogonowej dorsza było dwudziestokrotnie wyższe,<br />
a u storni nawet trzydziestokrotnie wyższe w porównaniu z mięśniami w okolicy głowy<br />
(rys. 3). Jest to prawdopodobnie związane z intensywniejszym przyrostem w okolicach głowy<br />
tkanki mięśniowej i jej większą masą niż tkanki w okolicach płetwy ogonowej, gdzie koncentracja<br />
rtęci się pogłębia.<br />
a)<br />
60<br />
mięsień ok. głowy<br />
mięsień ogonowy<br />
50<br />
Hg [ng·g -1 m.m.]<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
b)<br />
0<br />
1 2 3 4 5<br />
organizm<br />
60<br />
mięsiń ok. głowy<br />
mięsień ogonowy<br />
50<br />
Hg [ng·g -1 m.m.]<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
1 2 3<br />
organizm<br />
Rys. 3. Stężenie rtęci w tkance mięśniowej ryb złowionych w rejonie Zatoki Puckiej<br />
a – dorsza, b – storni.<br />
Średnie stężenie Hg w tkance mięśniowej ryb złowionych zimą w polskiej strefie przybrzeżnej<br />
wyniosło 50 ng·g -1 m.m. Wśród małych ryb najwyższe stężenie metalu w tym sezonie<br />
stwierdzono w mięśniach śledzi (od 62,2 ng·g -1 m.m. do 95,7 ng·g -1 m.m.), okoni (od 49,6 ng·g -<br />
1<br />
m.m. do 82,0 ng·g -1 m.m.) i siei (od 60,0 ng·g -1 m.m. do 80,6 ng·g -1 m.m.) (tab. 2). Poziom stężenia<br />
Hg w mięśniach dużych drapieżników – dorszy (od 0,3 ng·g -1 m.m. do 51,0 ng·g -1 m.m.)<br />
był niższy w porównaniu z koncentracją Hg w mniejszych rybach, okoniach czy śledziach.<br />
Wysokie stężenia rtęci w mięśniach śledzi może być związane z miejscem żerowania. Ryba<br />
ta bytuje w płytkich rejonach morza, w pobliżu strefy brzegowej, ujść rzek, gdzie stężenia zanieczyszczeń<br />
są znacznie wyższe niż w głębszych rejonach akwenu, gdzie częściej spotyka<br />
się dorsze. Najwyższy poziom stężenia rtęci pomierzono w śledziach w Ujściu Wisły (średnio<br />
86 ng·g -1 m.m.) i w Zatoce Puckiej (średnio od 78 ng·g -1 m.m. do 81 ng·g -1 m.m.). Podobne<br />
wyniki dały badania przeprowadzone w polskiej strefie ekonomicznej w 1997 r. Pomierzono<br />
396
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
wówczas wyższe stężenia rtęci w mięśniach okonia (średnio 90 ng·g -1 m.m. – 130 ng·g -1 m.m.)<br />
niż w mięśniach dorsza (69 ng·g -1 m.m.) [Piotrkowska 1997; Falandysz, Boszke 1999; Falandysz<br />
i in. 2000; Barska, Skrzyński 2003; Boszke i in. 2003] (tab. 2).<br />
Tabela 2. Stężenia całkowitej rtęci w rybach polskiej strefy ekonomicznej<br />
Gatunek Miejsce połowu Rok<br />
Stornia<br />
Śledź<br />
Okoń<br />
Dorsz<br />
SE Bałtyk<br />
Zatoka Gdańska<br />
Zatoka Pucka<br />
Ujście Wisły<br />
SE Bałtyk<br />
Zatoka Pucka<br />
Ujście Wisły<br />
SE Bałtyk<br />
Zatoka Pucka<br />
Ujście Wisły<br />
SE Bałtyk<br />
Zatoka Pucka<br />
1998<br />
2007<br />
1993<br />
1994<br />
1995<br />
1997<br />
1995–1997<br />
1995<br />
1997<br />
2007<br />
1997<br />
1996<br />
1997<br />
1998<br />
1995–1997<br />
1997<br />
2007<br />
1997<br />
1997<br />
1998<br />
1995<br />
1997<br />
2007<br />
1997<br />
1997<br />
1998<br />
2007<br />
2007<br />
Stężenie Hgtot<br />
[ng·g -1 m.m.]<br />
śred. (min.-max.)<br />
47 (26–130)<br />
25 (14–41)<br />
93 (16–220)<br />
25 (16–47)<br />
75 (11–400)<br />
45 (24–100)<br />
39 (15–210)<br />
53(38–70)<br />
<strong>31</strong>-37(12–105)<br />
35 (0,2–39)<br />
49 (18–120)<br />
34 (18–71)<br />
30 (18–58)<br />
33 (8–120)<br />
81 (69–94)<br />
49 (22–97)<br />
78 (62–96)<br />
86(28–140)<br />
115 (65–170)<br />
48 (27–67)<br />
120 (23–200)<br />
110-130 (23–210)<br />
56 (50–82)<br />
90 (38–170)<br />
69 (30–143)<br />
57 (23–203)<br />
24 (19–29)<br />
27 (0,3–51)<br />
Autor<br />
Barska, Skrzyński 2003<br />
badania własne 2007<br />
Piotrowska 1997<br />
Piotrowska,1997<br />
Piotrowska,1997<br />
Falandysz i in. 2000<br />
Falandysz, Boszke 1999<br />
Boszke i in. 2003<br />
Boszke i in., 2003<br />
badania własne, 2007<br />
Falandysz i in., 2000<br />
Barska, Skrzyński 2003<br />
Barska, Skrzyński 2003<br />
Barska, Skrzyński 2003<br />
Falandysz, Boszke 1999<br />
Boszke i in. 2003<br />
badania własne 2007<br />
Falandysz i in. 2000<br />
Barska, Skrzyński 2003<br />
Barska, Skrzyński 2003<br />
Falandysz, Boszke 1999<br />
Boszke i in. 2003<br />
badania własne 2007<br />
Falandysz i in. 2000<br />
Barska, Skrzyński 2003<br />
Barska, Skrzyński 2003<br />
badania własne 2007<br />
badania własne 2007<br />
Z prowadzonych badań wynika, że stężenie rtęci w rybach jest bardzo zróżnicowane<br />
i zależy od wielu czynników. W trakcie badań ujawniony został czynnik geograficzny związany<br />
z obszarem bytowania i jakością pokarmu tam dostępnego, jak i biologiczny wynikający<br />
z cech gatunkowych, wielkości organizmu i jego tkanki mięśniowej oraz mechanizmu wchłaniania.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bełdowska M. 2004. Morze jako magazyn i jako źródło atmosferycznej rtęci (na przykładzie Basenu<br />
Gdańskiego). Praca doktorska, Uniwersytet Gdański.<br />
Bełdowski J. 2004.Uwarunkowania oraz znaczenie stężeń i specjacji rtęci w osadach dennych<br />
zachodnie części Basenu Gdańskiego. Praca doktorska, Uniwersytet Gdański.<br />
Barska I., Skrzyński I. 2003. Contents of methylmercury and total mercury in Baltic Sea fish and<br />
fish products. Biuletin of the Sea Fisheries Institute 3(160): 3–16.<br />
397
Bioakumulacja<br />
Boszke L., Siepak J., Falandysz J. 2003. Total Mercury Contamination of Selected Organisms in<br />
Puck Bay, Baltic Sea, Poland. Polish Jurnal of Environmental Studies. 12(3): 275–85.<br />
Falandysz J., Boszke L. 1999. Total mercury in muscle tissue of edible species offish from Puck<br />
Buy (in Polish). Bromat. Chem.Toksykol. 32: 75.<br />
Falandysz J., Chwir A., Wyrzykowska B. 2000. Total Mercury Contamination of Some Fish Species<br />
in the Firth of Vistula and Lower Vistula River, Poland. Polish Jurnal of Environmental<br />
Studies 9(4): 335–339.<br />
Pazdro K. 2007. Oszacowanie narażenia organizmów w morskich ekosystemach przybrzeżnych<br />
na ksenobiotyki z grupy trwałych zanieczyszczeń organicznych (TZO). Rozprawy i Monografie<br />
20/2007.<br />
Piotrowska M. 1997. Badania nad rozmieszczeniem przestrzennym i tendencjami czasowymi<br />
zmian zawartości rtęci w rybach z Zatoki Gdańskiej. Praca doktorska. Uniwersytet Gdański.<br />
Rand G. 1995. Fundamentals of aquatic toxicology. Taylor i Francis, Washington.<br />
MERCURY IN FISH IN A POLISH COASTAL ZONE OF THE BALTIC SEA<br />
Fish pose one of the components of birds, sea mammals and human diet, and the main<br />
source of mercury exposure as well. Fish caught in the Puck Bay and in the open Baltic waters<br />
off the Hel Peninsula were investigated. Total mercury concentration was measured in<br />
particular tissues: muscles (near head and caudal fin), gills, testis and heart in different fish<br />
species (cod, flounder, perch, lavaret, herring). Total mercury levels in fish tissues ranged<br />
from 0,2 ng Hg·g -1 of fresh weight (muscles near head) to 171,3 ng Hg·g -1 of fresh weight<br />
(heart). Mercury in fish was not accumulated evenly. It concerns as well different species as<br />
their tissues. Mercury concentration near caudal fin was thirty times higher than its concentration<br />
near head. Moreover, mercury concentration was lower in fish inhabiting open waters<br />
in comparison with fish from the Puck Bay. Among all investigated species, mercury concentration<br />
in herring tissues was the highest, reaching the value of 96 ng Hg·g -1 of fresh weight,<br />
but it did not exceed World Health Organization (WHO) guide values.<br />
398
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Zawartość Strontu w organizmach pszczelich i produktach<br />
spożywczych pochodzenia pszczelego*<br />
wprowadzenie. Pszczoła miodna jest silnie związana ze środowiskiem. Nie istnieje<br />
sposób na odizolowanie jej od niekorzystnych wpływów w rejonie bytowania rodziny<br />
pszczelej. Dlatego, produkty pszczele mogą być używane jako wskaźnik skażenia środowiska<br />
[Muszyńska 1995]. Najlepszymi obiektami do badań są pszczoły i pyłek kwiatowy. Przy<br />
użyciu pszczół prowadzony jest monitoring skażenia środowiska pestycydami, metalami<br />
ciężkimi i substancjami radioaktywnymi. Do badania występowania miedzi, cynku kadmu,<br />
ołowiu i arsenu wykorzystuje się pyłek [Topolska, Hartwig 2004].<br />
Produkty pochodzenia pszczelego, takie jak miód, pyłek czy propolis, są wykorzystywane<br />
jako produkty spożywcze i odżywki oraz w przemyśle kosmetycznym i farmaceutycznym.<br />
Stront jako pierwiastek towarzyszący występuje dość powszechnie zarówno w skałach<br />
osadowych, zapadliska przedkarpackiego jak również w hydrotermalnych złożach żyłowych<br />
barytowo-fluorowych Sudetów [Gąsiewicz 2004] Geneza nagromadzeń strontu nie jest jasna.<br />
Koncentracje w wapieniach siarkonośnych wiąże się powszechnie z uwalnianiem tego<br />
pierwiastka podczas procesów epigenetycznej redukcji z siarczanów badeńskich [Krajewski,<br />
1935; Parafiniuk 1986; Osmólski 1987]. Morawiecki i Domaszewska [1956] wskazują,<br />
że jedną z przyczyn wzbogacenia w stront utworów wapienno-gipsowych może być wietrzenie<br />
strontonośnych gipsów. Antropogenicznymi żródłami strontu jest przemysł szklarski, ceramiczny,<br />
cementowy oraz hutnictwo metali nieżelaznych.<br />
Pierwiastki chemiczne występują w organizmach żywych w bardzo różnych połączeniach<br />
i stężeniach. W stanie wolnym występuje tylko tlen, węgiel, wodór i azot, pierwiastki<br />
stanowiące ponad 90% masy materii ożywionej. Zawartość strontu w organizmach roślin<br />
morskich i lądowych wynosi od 5 do 1000 mg·kg -1 a w tkankach zwierząt morskich i lądowych<br />
od 0,1 do 10.000 mg·kg. -1 W organizmie stront jest antagonistą w stosunku do wapnia<br />
i fosforu [Kołacz i wsp.1997].<br />
Nawet małe dawki strontu pokrywają dzienne zapotrzebowanie organizmu na ten pierwiastek.<br />
Istotnym czynnikiem jest stosunek Ca/Sr, przy obniżeniu wartości tego stosunku<br />
występuje deformacja kośćca lub inne zespoły chorobowe. Rola tego pierwiastka nie jest<br />
do końca wyjaśniona. Prawdopodobnie stront odgrywa rolę w procesach wzrostu kości, zapobiega<br />
też próchnicy zębów. Być może ma udział w procesach energetycznych komórek.<br />
Dawka dzienna dostarczana z pożywieniem wynosi ok. 200 mg·kg -1 i różni się w zależności<br />
od regionu geograficznego. Toksycznych stężeń strontu w organizmach zwierzęcych nie<br />
odnotowano. Nadmiar strontu może wywoływać zaburzenia metabolizmu wapnia i fosforanu,<br />
a także miedzi i kobaltu. Zatrucie strontem-90 prowadzi do uszkodzeń kości i szpiku<br />
kostnego [Sobieraj 2006]. Podczas badań wykonywanych przez Zorga [2003] na 33 osobach<br />
stwierdzono pozytywna reakcję organizmu na działanie strontu 89. Paliatywne leczenie<br />
bólu przerzutowego strontem-89 jest skuteczną terapią obarczoną relatywnie niskim ryzykiem<br />
powikłań hematologicznych.<br />
Materiał i metody. Celem badań było określenie zawartości strontu Sr w organizmach<br />
pszczelich, miodzie, pierzdze i propolisie. Do badań wybrano dwa regiony Polski.<br />
W każdym regionie wytypowano 8 pasiek. Pierwszy region – warszawski – obejmował Warszawę<br />
i Mińsk Mazowiecki, tj. region w którym wpływ działalności człowieka na środowisko<br />
naturalne jest bardzo duży. Drugi region – Olecko – uznano za region czysty o niskiej an-<br />
* Dr inż. Piotr Michalik – Mazowiecki Ośrodek Doradztwa Rolniczego w Warszawie, prof. dr hab.<br />
Tadeusz Kośla – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt. Wydział Nauk o Zwierzętach. Szkoła<br />
Główna Gospodrastwa Wiejskiego w Warszawie.<br />
399
Bioakumulacja<br />
tropopresji. Badania prowadzono przez dwa sezony pszczelarskie, w czasie sezonu pobierano<br />
trzykrotnie – w czerwcu, lipcu i sierpniu – organizmy pszczele i miód, raz w miesiącu,<br />
w czerwcu, pobierano pierzgę i propolis. Zawartości strontu oznaczono w Centrum Analitycznym<br />
SGGW, metodą emisyjnej spektrometrii atomowej z plazmą wzbudzoną indukcyjnie<br />
ICP-AES.<br />
Wyniki. Na wykresie 1 pokazano ilość strontu zawartą w próbach organizmów pszczół<br />
w latach 2003 i 2004.<br />
1,4<br />
1,2<br />
mg·kg-1<br />
1<br />
0,8<br />
0,6<br />
0,4<br />
Warszawa 2003<br />
Warszawa 2004<br />
Olecko 2003<br />
Olecko 2004<br />
0,2<br />
0<br />
czerwiec lipiec sierpień<br />
Wykres 1. Zawartość stronu w organizmach pszczelich<br />
Wykres 1. Zawartość stronu w organizmach pszczelich<br />
W czerwcu 0,3 w 2003 roku zawartość Sr w organizmach pszczół w regionie Olecka wynosiła<br />
0,46 mg·kg -1 w lipcu 0,78 mg·kg -1 w sierpniu spadła do 0,70 mg·kg -1 . W regionie<br />
0,25<br />
warszawskim zawartość ta wynosiła w czerwcu 1,03 mg·kg -1 . W lipcu zanotowano spadek do<br />
0,2<br />
0,8 mg·kg -1 , a w miesiącu sierpniu wzrost do 1,15 mg·kg -1 Warszawa 2003<br />
. W roku 2004 w regionie Olecka<br />
Warszawa 2004<br />
odnotowano 0,15 wzrost zawartości z strontu w organizmach pszczelich Olecko z 2003 0,32 mg·kg -1 w czerwcu<br />
do 0,450,1<br />
mg·kg -1 w lipcu i spadek w sierpniu do 0,34 mg·kg -1 . W Olecko roku 2004<br />
w regionie Olecka<br />
mg/kg mg·kg -1<br />
zawartość Sr w pszczołach wynosiła 0,32 mg·kg -1 0,05<br />
po wzroście do 0,45 mg/kg w lipcu, w<br />
sierpniu odnotowano spadek do 0,34 mg·kg -1 . W tym okresie w regionie warszawskim<br />
0<br />
odnotowano wzrost czerwiec zawartości lipiec strontu z 0,54 sierpień mg·kg -1 w czerwcu 0,67 w lipcu do 1,09 mg·kg -1<br />
w sierpniu.<br />
Wykres 2. Zawartość strontu w miodzie pszczelim<br />
Wykres 2. Zawartość strontu w miodzie pszczelim<br />
W czerwcu . w 2003 roku zawartość Sr w organizmach pszczół w regionie Olecka wynosiła<br />
0,46 mg·kg W roku -1 w 2003 lipcu w 0,78 regionie mg·kg Olecka -1 w zawartość sierpniu Sr spadła wynosiła do w lipcu 0,700,10, mg·kg a w -1 sierpniu . W regionie 0,19 mg·kg warszawskim<br />
zawartość 1 Wykres w regionie ta 2 ilustruje wynosiła warszawskim zawartość w czerwcu 0,23 strontu i 0,18 w 1,03 próbach mg·kg mg·kg -1 miodu . W -1 roku pszczelego . W 2004 lipcu w zanotowano latach regionie 2003 Olecka i 2004. spadek zawartość do<br />
-<br />
0,8 mg·kg -1 , a w tego sierpniu pierwiastka wzrost w do czerwcu 1,15 wynosiła mg·kg -1 . 0,09 W roku mg/kg, 2004 a w w lipcu regionie i sierpniu Olecka 0,08 odnotowano<br />
wzrost zawartości z strontu w organizmach pszczelich z 0,32 mg·kg -1 w czerwcu do 0,45<br />
mg·kg -1 , w<br />
regionie warszawskim zawartość Sr zwiększała się od 0,11 w czerwcu, 0,16 w lipcu do 0,27<br />
mg·kg -1 w lipcu i spadek w sierpniu do 0,34 mg·kg -1 . W roku 2004 w regionie Olecka zawartość<br />
Sr w pszczołach mg·kg -1 sierpniu. wynosiła 0,32 mg·kg -1 po wzroście do 0,45 mg·kg -1 w lipcu, w sierpniu<br />
odnotowano spadek do 0,34 mg·kg -1 . W tym okresie w regionie warszawskim odnotowano<br />
wzrost zawartości Na wykresie strontu 3 z pokazano 0,54 mg·kg zawartość -1 w czerwcu strontu w 0,67 próbach w pierzgi lipcu do w latach 1,092003 mg·kg i 2004. -1 w sierpniu.<br />
Wykres 2 ilustruje zawartość strontu w próbach miodu pszczelego w latach 2003<br />
i 2004.<br />
400<br />
3<br />
2,5<br />
2<br />
Warszawa 2003
egionie warszawskim zawartość Sr zwiększała się od 0,11 w czerwcu, 0,16 w lipcu do 0,27<br />
mg·kg -1 sierpniu.<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Na wykresie 3 pokazano zawartość strontu w próbach pierzgi w latach 2003 i 2004.<br />
W roku 2003 zawartość strontu w pierzdze w regionie warszawskim wyniosła 1,52 mg·kg -1 , a<br />
w tym samym roku w regionie Olecka była niższa i wynosiła 0,83 mg·kg -1 . W roku 2004<br />
zawartość 3 tego pierwiastka w regionie warszawskim wzrosła w porównaniu do zawartości<br />
2003 2,5 i wynosiła do 2,45 mg·kg -1 . W regionie suwalskim zawartość strontu zmalała w<br />
stosunku do zawartości w 2003 roku do 0,63 mg·kg -1 .<br />
2<br />
Warszawa 2003<br />
Warszawa 2004<br />
Na wykresie 1,5 4 przedstawiono zawartość Sr w próbach propolisu Olecko w 2003 latach 2003 i 2004.<br />
Zawartość 1 strontu w propolisie w 2003 r. w regionie warszawskim Olecko wynosiła 2004 2,18 mg·kg -1 a w<br />
mg·kg mg/kg<br />
-1<br />
tym samym 0,5 czasie w regionie Olecka była wyższa i wynosiła 2,32 mg·kg -1 . W roku 2004 w<br />
obu regionach ilość Sr zawarta w propolisie wzrosła i w Olecku wynosiła 2,40 mg·kg -1 , a w<br />
0<br />
regionie warszawskim była najwyższa czerwiecw ciągu badanego okresu i wynosiła 3,01 mg·kg -1 .<br />
Wykres 3. Zawartość Wykres strontu 3. Zawartość w pierzdze strontu w pierzdze<br />
3,5<br />
3<br />
mg·kg-1 mg/kg<br />
2,5<br />
2<br />
1,5<br />
Warszawa 2003<br />
Warszawa 2004<br />
Olecko 2003<br />
Olecko 2004<br />
1<br />
0,5<br />
0<br />
czerwiec<br />
Wykres 4. Zawartość Wykres strontu 4. Zawartość w propolisie strontu w propolisie<br />
W roku 2003 w regionie Olecka zawartość Sr wynosiła w lipcu 0,10, a w sierpniu 0,19<br />
mg·kg -1 w regionie warszawskim DYSKUSJA. Naukowcy 0,23 i 0,18 twierdzą, mg·kg że ilość -1 . W metali roku w 2004 miodzie w zależy regionie od rodzaju Olecka miodu. zawartość<br />
tego pierwiastka Miody w czerwcu ciemne zawierają wynosiła więcej minerałów 0,09 mg·kg niż miody -1 , a jasne w lipcu [Ankalm1998, i sierpniu Fernandez-Torres 0,08 mg·kg -1 ,<br />
w regionie warszawskim<br />
2005]. Merin<br />
zawartość<br />
i wsp. [1997]<br />
Sr zwiększała<br />
na podstawie wyników<br />
się od<br />
badań<br />
0,11<br />
72 próbek<br />
w czerwcu,<br />
miodu wielokwiatowego,<br />
0,16 w lipcu do<br />
0,27 mg·kg -1 sierpniu.<br />
cytrusowego i eukaliptusowego, które otrzymali z Izraelskiej Organizacji Pszczelarskiej,<br />
Na wykresie 3 pokazano zawartość strontu w próbach pierzgi w latach 2003 i 2004.<br />
stwierdzili zawartość strontu wynoszącą 0,2 do 1,1 mg·kg<br />
W roku 2003 zawartość strontu w pierzdze w regionie warszawskim -1 i były to wartości wyższe niż<br />
wyniosła 1,52<br />
mg·kg -1 uzyskane w tej pracy. W czasie badań zawartości tego pierwiastka w miodach zakupionych<br />
, a w tym samym roku w regionie Olecka była niższa i wynosiła 0,83 mg·kg -1 w<br />
. W roku<br />
2004 zawartość tego pierwiastka w regionie warszawskim wzrosła w porównaniu do zawartości<br />
2003 i wynosiła do 2,45 mg·kg -1 . W regionie suwalskim zawartość strontu zmalała<br />
w stosunku do zawartości w 2003 roku do 0,63 mg·kg -1 .<br />
Na wykresie 4 przedstawiono zawartość Sr w próbach propolisu w latach 2003 i 2004.<br />
Zawartość strontu w propolisie w 2003 r. w regionie warszawskim wynosiła 2,18 mg·kg -1 a w<br />
tym samym czasie w regionie Olecka była wyższa i wynosiła 2,32 mg·kg -1 . W roku 2004<br />
w obu regionach ilość Sr zawarta w propolisie wzrosła i w Olecku wynosiła 2,40 mg·kg -1 , a w<br />
regionie warszawskim była najwyższa w ciągu badanego okresu i wynosiła 3,01 mg·kg -1 .<br />
Dyskusja. Naukowcy twierdzą, że ilość metali w miodzie zależy od rodzaju miodu. Miody<br />
ciemne zawierają więcej minerałów niż miody jasne [Ankalm1998, Fernandez-Torres 2005].<br />
Merin i wsp. [1997] na podstawie wyników badań 72 próbek miodu wielokwiatowego, cytrusowego<br />
i eukaliptusowego, które otrzymali z Izraelskiej Organizacji Pszczelarskiej, stwierdzi-<br />
401
Bioakumulacja<br />
li zawartość strontu wynoszącą 0,2 do 1,1 mg·kg -1 i były to wartości wyższe niż uzyskane w tej<br />
pracy. W czasie badań zawartości tego pierwiastka w miodach zakupionych w lokalnym supermarkecie<br />
w Austin Texas stwierdzono zawartośći tego pierwiastka mniejsze niż 2 mg·kg -1<br />
[Iskander1995]. Naukowcy hiszpańscy badali zawartość strontu w czterech rodzajach miodów:<br />
wrzosowym, eukaliptusowym, z kwiatów pomarańczy i rozmarynowym. Najwyższe ilości strontu<br />
stwierdzono w miodach z kwiatów pomarańczy – 0,86 mg·kg -1 , a miody pochodzące z eukaliptusa<br />
zawierały średnio 0,77 mg·kg -1 i były to wartości wyższe niż w miodach pochodzących z regionu<br />
warszawskiego i regionu Olecka. Podobne do wyników prezentowanych w tej pracy zawartości<br />
strontu w miodzie miały miody z rozmarynu 0,42 mg·kg -1 i z wrzosu 0,36 mg·kg -1 . Także<br />
w badaniach prowadzonych na miodach z Egiptu [Rashed i wsp. 2004] ilość strontu jest zróżnicowana<br />
w zależności od rodzaju rośliny, z której pszczoły zbierały nektar. Najwyższe wartości<br />
stwierdzono w miodzie z koniczyny – 3,2 mg·kg -1 i z kwiatów pomarańczy – 0,50 mg·kg -1 .<br />
Nie znaleziono literatury dotyczącej zawartości strontu w organizmach pszczelich, propolisie<br />
i pierzdze. W czasie badań prowadzonych w Poznaniu i jego okolicach stwierdzono,<br />
że gleby rolniczo-leśnego otoczenia Poznania zawierają najczęściej 1–14 mg·kg -1 strontu,<br />
w dzielnicach peryferyjnych miasta więcej niż 14 mg·kg -1 , a w dzielnicach centralnych więcej<br />
niż 45 mg·kg -1 . W glebach trawników przyulicznych i parków miejskich zawartości strontu<br />
są najwyższe i wynoszą odpowiednio 4–269 mg·kg -1 i 14–46 mg·kg -1 . Źródłem tych wzbogaceń<br />
są prawdopodobnie pyły niskich emisji ze spalania węgla kamiennego. Najmniejsze<br />
zawartości strontu charakteryzują gleby leśne – od mniej niż 1 do 275 mg·kg -1 , a większe<br />
gleby pól uprawnych – od 2 do 417 mg·kg -1 , oraz łąk – od 2 do 222 mg·kg -1 . W wodach powierzchniowych<br />
stwierdzono zawartość strontu w przedziale od 45 do 348 µg·dm -3 [Lis i Pasieczna<br />
2005].<br />
Wnioski. Uzyskane wyniki badań i dane literaturowe pozwalają sformułować następujące<br />
wnioski:<br />
1. Region warszawski prócz jednego pobrania charakteryzowała większa zawartość strontu<br />
w organizmach pszczelich niż występujące w regionie Olecka.<br />
2. Na przestrzeni dwóch lat próby miodów i pierzgi z regionu warszawskiego miały większą<br />
zawartość strontu niż próby pobrane z regionu Olecka.<br />
3. Zawartość strontu w miodach z obu regionów Polski była mniejsza niż ilość tego pierwiastka<br />
podawana w literaturze.<br />
4. Zawartość strontu w propolisie wzrosła w obu regionach w 2004 r. w porównaniu do<br />
roku 2003.<br />
5. Najwyższe ilości strontu stwierdzono w propolisie > pierzdze > organizmach pszczelich<br />
> miodzie.<br />
pismiennictwo<br />
Ankalm E. 1998. Food Chemistry 63,4,549.<br />
Fernandez- Torres Rut., Perez- Bernal Juan. Luis., Bello-Lopez Angel., Callejon- Mochon. Manuel.,<br />
Jimenez- Sanchez Juan. Carlos., Guiraum-Perez A. 2005. Mineral content and botanical<br />
origin of spanish honeys. Talanta 65: 686–691.<br />
Gąsiewicz J. 2004. Surowce chemiczne. Stront. Państwowy Instytut Geologiczny www.pgi.gov.<br />
pl/surowce_chemiczne/stront.htm<br />
Iskander F.Y. 1995. Trace and minor elements in four comercial honey brands. J. Radional. Nucl.<br />
Chem. Letters 201,5: 401–408.<br />
Kołacz R., Mizera A., Rogala R. 1997. Antropogeniczne źródła metali ciężkich, W: Bodak E., Dobrzański<br />
Z. 1997. Ekotoksykologiczne problemy chowu zwierząt w rejonach skażeń metala-<br />
402
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
mi ciężkimi. Centrum Badawczo-Projektowe Miedzi „Cuprum”, Wrocław.<br />
Krajewski R. 1935. Złoże siarki w Czarkowach. Sprawozdanie Państwowego Instytutu Geologicznego<br />
8: 1–40.<br />
Lis J., Pasieczna A.2005. Atlas geochemiczny Poznania i okolic. Gleby, osady wodne i wody powierzchniowe.<br />
Państwowy Instytut Geologiczny, Warszawa.<br />
Merin U., Bernstein S., Rosenthal I. 1998. A parameter for quality of honey. Food Chemistry 63,<br />
2: 241–242.<br />
Morawiecki A., Domaszewska T., 1956. O celestynie z Czarkowów nad Nidą. Archiwum Mineral.<br />
20: 121–160.<br />
Muszyńska J. 1995. Produkty pszczele jako wskaźnik skażeń środowiska. Medycyna weterynaryjna<br />
51, 8: 457–458.<br />
Osmólski T. 1987. Stront. W: Osika R. (red.): Złoża surowców mineralnych. Budowa geologiczna<br />
Polski. 6: 469–472. Wydawnictwo. Geologiczne. Warszawa.<br />
Parafiniuk J. 1987. Stront i bar w siarkonośnych utworach miocenu północnej części zapadliska<br />
przedkarpackiego. Archiwum Mineral. 43: 87–143.<br />
Rashed M.N., Zoltan M.E. 2004. Journal of Food Composition and Analysis 17: 725–735.<br />
Sobieraj W. 2006. Strona internetowa Laboratorium Biomol.<br />
Topolska G., Hartwig A. 2004. Pszczoły jako wskaźniki skażenia środowiska. Pszczelarstwo 5:<br />
2–4.<br />
Zorga P., Birkenfeld B. Stront-89 w paliatywnym leczeniu bólu w przebiegu przerzutów nowotworowych<br />
do kości. Ortopedia, Traumatologia, Rehabilitacja 3/2003.<br />
The influenze of place and term of samples collections on strontium<br />
concentration in honey bee (Apis Meliffera) organisms and in<br />
bee origin products<br />
A trial at comparing the effect of anthropopression revealed by various degrees of region<br />
urbanization on the strontium concentration in honey, bee organisms, bee-bread and<br />
propolis. At the same time the content of this element in honey depending on the time of<br />
gathering was analyzed. Honey from two regions, north-eastern ( Olecko) and central Poland<br />
(Warsaw) was investigated. The investigations were carried out for two years, three<br />
collections in a season, bee-bread and propolis once in a season, from 16 apiaries. Samples<br />
were mineralized using the microwave method under pressure and determinations<br />
were done using the ICP-AES. method.<br />
403
Bioakumulacja<br />
Rtęć u gągoła Bucephala clangula z Zalewu Szczecińskiego*<br />
WPROWADZENIE. Rtęć jest zaliczana do grupy metali śladowych o wybitnie toksycznych<br />
właściwościach, a jej szkodliwe działanie u stałocieplnych kręgowców zaznacza się<br />
głównie w stosunku do układu nerwowego, nerek oraz procesów reprodukcyjnych [Wolfe<br />
i in. 1998]. Związki tego metalu, zwłaszcza metylortęć, mają tendencję do nagromadzania<br />
się na kolejnych poziomach troficznych. Proces kumulacji w ekosystemach wodnych zachodzi<br />
dużo intensywniej w porównaniu do lądowych, co zostało dobrze udokumentowane [Nicholas<br />
i Bradbury 1999; UNEP Chemicals 2002]. W świecie od wielu lat próbuje się wykorzystywać<br />
ptaki jako bioindykatory zanieczyszczenia akwenów morskich i słodkowodnych<br />
metalami ciężkimi, w tym rtęcią. Ponadto, z punktu widzenia ochrony rodzimej ornitofauny,<br />
istotne jest poznanie stopni narażenia ptaków na powszechnie obecną w środowisku rtęć<br />
[Furness i in. 1993; Burger i Gochfeld 2004]. W Polsce tego rodzaju badania nie są zbyt<br />
często podejmowane [Falandysz i in. 1988, 1994, 2001; Lisowski i Kalisińska 2005, 2006],<br />
chociaż nasz kraj od wielu dziesięcioleci jest zaliczany do grupy państw wprowadzających<br />
do Bałtyku, głównie za pośrednictwem Odry i Wisły, największe ilości metali ciężkich, w tym<br />
rtęci, jednak sytuacja ta ulega stopniowej poprawie [HELCOM 1993, 2004]. Przyujściowy<br />
odcinek Odry wraz z Zalewem Szczecińskim doczekał się wielu opracowań w tym zakresie,<br />
dotyczą one przede wszystkim zanieczyszczenia wód i osadów dennych różnymi metalami<br />
[Neumann i in. 1998; Glasby i in. 2004; Osadczuk 2004]. Ponadto ukazało się kilka prac<br />
o zawartości rtęci w żyjących na dnie zoobentosowych organizmach zasiedlających wspomniany<br />
obszar [Protasowicki 1991; Piotrowski 2006].Wiedza na temat stężeń rtęci w ciele<br />
ptaków przebywających na Zalewie Szczecińskim jest jedynie fragmentaryczna [Falandysz<br />
i in. 1988; Lisowski i Kalisińska 2006]. W roku 2004 Zalew Szczeciński został włączony, jako<br />
tzw. obszar specjalnej ochrony ptaków (oznaczony symbolem PLB320009), do europejskiego<br />
systemu ekologicznego Natura 2000 (Dz U <strong>nr</strong> 229, poz. 2<strong>31</strong>3) i zgodnie z obowiązującym<br />
prawem powinien podlegać szeroko rozumianemu monitoringowi przyrodniczemu (Dz<br />
U z 2004 <strong>nr</strong> 92, poz. 880). W ramach biomonitoringu mogą być prowadzone chemiczne badania<br />
co najmniej dwojakiego rodzaju:<br />
1) ukierunkowane na pośrednią ocenę stopnia zanieczyszczenia środowiska, w których<br />
wykorzystuje się analizy ilościowe zanieczyszczeń zgromadzonych w ciałach wybranych<br />
organizmów;<br />
2) nastawione na poznanie obciążenia polutantami organizmów gatunków rzadkich, zagrożonych<br />
wyginięciem i podlegających ścisłej ochronie (tzw. autoindykacja).<br />
W biomonitoringu pierwszego rodzaju najistotniejsze są organizmy związane z określonymi<br />
terenami przez długi okres i licznie na nich występujące, np. młode ptaki pospolitych<br />
gatunków przebywające na lęgowiskach przez wiele miesięcy, a w biomonitoringu drugiego<br />
rodzaju – zwykle pojedyncze osobniki rzadkich gatunków [Apostoli 1992; Furness i Greenwood<br />
1993; Becker 2004; Kalisińska i in. 2004].<br />
Wiele ptaków z różnych jednostek systematycznych, które są związane z ekosystemami<br />
wodnymi, to zwierzęta wiodące drapieżny tryb życia. Do nich należy grupa dobrze nurkujących<br />
kaczek ze szczepu Mergini (rodzina Anatidae, rząd Anseriformes), a wśród nich<br />
gągoł Bucephala clangula. Kaczka ta, odżywiająca się bezkręgowcami i drobnymi kręgowcami,<br />
jest uważana za bardzo nieliczny gatunek lęgowy w Polsce i podlega ochronie ścisłej<br />
[Tomiałojć i Stawarczyk 2003; Dz U z 2004 <strong>nr</strong> 220, poz. 2237]. Zgodnie z ostatnio opracowaną<br />
światową czerwoną listą gatunków zagrożonych IUCN Bucephala clangula ma naj-<br />
* Prof. dr hab. Elżbieta Kalisińska, mgr Katarzyna Dziubak − Katedra Zoologii, Akademia Rolnicza<br />
w Szczecinie.<br />
404
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
niższą kategorię zagrożenia (LC, Least Concern) w skali globalnej [BirdLife International<br />
2006]. W rejonie Zalewu Szczecińskiego gniazduje około 30 par, a zimuje tam do 3 tys.<br />
gągołów [Tomiałojć i Stawarczyk 2003]. Niekiedy ptaki te giną podczas nurkowania po pokarm,<br />
zaplątując się w sieci rybackie. Celem niniejszych badań było określenie stężeń rtęci<br />
w różnych częściach ciała młodych gągołów z Zalewu Szczecińskim oraz porównanie własnych<br />
danych z analogicznymi danymi dostępnymi w piśmiennictwie naukowym. Pośrednio<br />
informacje te mogą być podstawą do oceny stanu stopnia zanieczyszczenia rtęcią wspomnianego<br />
akwenu.<br />
MATERIAŁ I METODY. W listopadzie 2003 r. rybacy łowiący na Zalewie Szczecińskim<br />
przekazali do badań 9 młodych gągołów, które zginęły w ich sieciach nurkując po pokarm.<br />
Ptaki te były w wieku 6–7 miesięcy. Na pozyskiwanie do badań chronionych gatunków ptaków<br />
Katedra Zoologii AR w Szczecinie posiada stosowną zgodę Ministra Środowiska. Od<br />
ptaków pobrano fragment mięśnia piersiowego, wątrobę i nerkę oraz pióra z klatki piersiowej.<br />
Materiały te do czasu analiz przechowywano w woreczkach polipropylenowych w stanie<br />
zamrożonym (w temperaturze –20ºC). Naważki z miękkich materiałów (po ok. 10 g)<br />
wysuszono do stałej masy (w temperaturze 50ºC). Pióra do analiz przygotowano zgodnie<br />
z procedurą opisaną przez Applequista i in. [1984] oraz Burger i Gochfelda [1997]. Zanieczyszczenia<br />
powierzchniowe z piór usunięto myjąc je w acetonie i pięciokrotnie płucząc<br />
podwójnie destylowaną wodą. Później pióra suszono w temperaturze 50ºC (przez 24 h).<br />
Kolejnym etapem przygotowawczym było rozdrobnienie materiału w monomłynku planetarnym<br />
typu Pulverisette 6. W naważkach (ok. 0,5 g) sproszkowanych materiałów biologicznych<br />
oznaczono rtęć, a jej stężenia przeliczono na 1 g suchej masy (s.m.). Ponadto, w celu<br />
ocenienia prawidłowości postępowania analitycznego, wykonano analizy dwóch rodzajów<br />
materiałów certyfikowanych o znanej zawartości rtęci: BCR 185 i BCR 186, odpowiednio liofilizowanej<br />
wątroby bydlęcej i nerki świni (Commission of the European Communities, Community<br />
Bureau of Reference). Oznaczenia stężeń rtęci wykonano metodą spektroskopii atomowej<br />
(AAS) w Katedrze Ekologii i Ochrony Środowiska AR w Szczecinie na analizatorze<br />
rtęci AMA 254, którego dokładność pomiaru wynosi 0,01 ng.<br />
Opracowanie statystyczne objęło ustalenie średniej arytmetycznej i odchylenia standardowego<br />
oraz porównanie stężeń rtęci w badanych materiałach (testem t-Studenta), a także<br />
ustalenie współczynników korelacji (Pearsona) między nimi. Do tego celu wykorzystano<br />
program Statistica 6.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Według producentów w materiałach certyfikowanych stężenia<br />
rtęci w BCR 185 i BCR 186 wynoszą odpowiednio 0,044±0,006 i 1,97±0,08 µg·g -1 s.m. Na<br />
podstawie naszych oznaczeń stwierdzono, że w BCR 185 znajduje się 0,045, a w BCR<br />
186 1,73 µgHg·g -1 s.m. Obie te wartości są zbliżone do podawanych przez ich producenta<br />
(Commission of the European Communities, Community Bureau of Reference).<br />
Stężenia rtęci w miękkich częściach ciała gągoła wahały się od 0,174 µg·g -1 (w mięśniu)<br />
do 4,136 µg·g -1 (w nerce). Największe stężenie odnotowano w piórach (4,209 µgHg·g -1 s.m.).<br />
Statystycznie istotne różnice stwierdzono jedynie między stężeniem rtęci w mięśniach<br />
a koncentracjami tego metalu w nerkach, wątrobie i piórach (p≤0,05). U ponad 55% badanych<br />
osobników stężenie rtęci w wątrobie i nerkach było większe niż 1 µg·g -1 , a ponad<br />
66% gągołów miała więcej niż 2 µgHg·g -1 s.m. w piórach. Kolejność stężeń badanego<br />
metalu w analizowanych materiałach przedstawiała się następująco: pióra > nerki =<br />
wątroba > mięśnie. Taki model rozkładu stężeń jest w zasadzie zgodny z obserwacjami<br />
innych badaczy zajmujących się rtęcią i jej dystrybucją w organizmach ptaków. W upierzeniu<br />
ptaków środowisk morskich i słodkowodnych znajduje się od ok. 55 do 80% całkowitej<br />
ilości tego metalu zgromadzonego w ich ciele, a stężenia rtęci w piórach doro-<br />
405
Bioakumulacja<br />
słych osobników niekiedy dochodzą do kilkudziesięciu ppm, chociaż na ogół oscylują<br />
wokół wartości 5 µgHg·g -1 [Honda i in. 1986; Spalding i in. 2000; Agusa i in. 2005]. Przypuszcza<br />
się, że ptaki morskie wykształciły dosyć skuteczny mechanizm usuwania rtęci<br />
z organizmu, polegający na przemieszczaniu jej do piór, a następnie pozbywaniu się<br />
pewnej ilości tego toksycznego metalu podczas pierzenia się [Burger i Gochfeld 1997,<br />
2004]. Ponadto u niektórych grup ptaków morskich (Procellariiformes) stwierdzono zdolność<br />
do detoksykacji najbardziej trującego związku rtęci, jakim jest metylortęć przez jej<br />
demetylację [Wolfe i in. 1998]. Wydaje się, że rozmaite grupy ptaków rozwinęły strategie<br />
ochronne o różnych stopniach skuteczności zapobiegania zatruciom rtęci. Dlatego<br />
prawdopodobnie u niektórych gatunków czasami stwierdza się bardzo duże stężenia<br />
tego metalu bez towarzyszących temu zjawisku objawów zatrucia (np. >100 µgHg·g -1<br />
s.m. w wątrobie albatrosa czarnonogiego, Procellariiformes), a u innych nawet niewielkie<br />
stężenia (1,5–5 µgHg·g -1 s.m. w wątrobie) powodują obniżenie sukcesu lęgowego, jak<br />
w przypadku bażanta, rząd Galliformes [Wolfe i in. 1998]. Braune i in. [2005] oraz Braune<br />
i Malone [2006] za różnymi badaczami podają, że stężenia rtęci w wątrobie ptaków<br />
środowisk innych niż morskie wynoszące 20-30 mg·kg -1 m.m. (60-90 mg·kg -1 s.m.) można<br />
uznać za wskazujące na zatrucia ptaków tym metalem. Jednak inni autorzy sugerują,<br />
że u ptaków wodnych i wodno-błotnych, do których zalicza się m. in. przedstawicieli Anseriformes,<br />
progiem, powyżej którego występuje większość objawów zatrucia rtęcią, jest<br />
stężenie 5 µgHg·g -1 mokrej masy (ok. 16 µgHg·g -1 s.m.) w wątrobie [Zillioux i in. 1993;<br />
Wolfe i in. 1998].<br />
Biorąc powyższe pod uwagę porównania własnych wyników z analogicznymi danymi<br />
pochodzącymi z piśmiennictwa naukowego przeprowadzono tylko w odniesieniu do ptaków<br />
blaszkodziobych zamieszkujących podobne środowiska i/lub odżywiających się zbliżonym<br />
pokarmem. Gerstenberger [2004] analizował stężenie rtęci w mięśniach i wątrobie<br />
14 gatunków migrujących ptaków blaszkodziobych (w tym gągoła), które pozyskał w południowej<br />
Newadzie (USA) w sezonie łowieckim 2001/2002. U większości badanych przez<br />
niego gatunków średnie stężenia rtęci w wątrobie i mięśniu były niewielkie i nie przekraczały<br />
0,5 i 0,1 µg·g -1 m.m., ale wyjątki stanowiły gągołek Bucephala albeola (2,63 i 0,91<br />
µg·g -1 ), nurogęś Mergus merganser (2,61 i 0,22 µg·g -1 ), płaskonos Anas clypeata (3,51<br />
i 0,16 µg·g -1 ) i gągoł. Gerstenberger [2004] uważa, że w stosunku do tych czterech gatunków<br />
doszło prawdopodobnie do znaczniejszego wzrostu stężeń rtęci w ich organizmach<br />
w wyniku zanieczyszczenia rtęcią środowiska i pokarmu zjadanego przez te ptaki. U gągoła<br />
(n=2) Gerstenberger [2004] stwierdził odpowiednio 0,42 i 0,40 µgHg·g -1 m.m. w wątrobie<br />
i mięśniu, co odpowiada w przybliżeniu stężeniom 1,7 i 1,6 µg·g -1 w przeliczeniu na<br />
suchą masę. Braune i Malone [2006] przeanalizowali stężenia rtęci u 8 gatunków ptaków<br />
blaszkodziobych upolowanych w północnej Kanadzie w latach 1988–1994. Wykazali oni<br />
istnienie różnic w stężeniu rtęci między badanymi gatunkami oraz pomiędzy ptakami tych<br />
samych gatunków, ale pochodzącymi z różnych rejonów badanego obszaru. Najmniejsze<br />
stężenia rtęci w wątrobie miały kaczki o przewadze roślin w diecie (cyraneczka Anas crecca<br />
i rożeniec A. acuta < 0,3–0,4 µg·g -1 ), a największe kaczki zwykle zjadające dużo bezkręgowców<br />
i drobnych kręgowców, w tym gągoł. W wątrobach trzech grup ptaków tego<br />
gatunku (łącznie 8 osobników pochodzących z różnych rejonów Kanady) Braune i Malone<br />
[2006] wykazali, że stężenia rtęci były dosyć znaczne i zróżnicowane, przy czym wahały<br />
się one od 0,64 do 1,3 µg·g -1 m.m. (co odpowiada 2,6 i 5,2 µgHg·g -1 s.m.). Ponadto osiem<br />
innych osobników Bucephala clangula, w omawianym aspekcie, było badanych na zimowiskach<br />
w stanie Michigan USA i stwierdzono, że średnie stężenia rtęci w ich wątrobie<br />
wynosi 1,03 µg·g -1 s.m. [Custer i Custer 2000]. W porównaniu do gągołów północnoamerykańskich<br />
(z wyjątkiem upolowanych w Newadzie) osobniki zebrane przez nas cechuje<br />
znaczne podobieństwo stężeń rtęci w wątrobie i mięśniach.<br />
406
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
W niniejszych badaniach analizami objęto 9 młodych gągołów, u których oznaczono<br />
stężenie rtęci w czterech różnych materiałach biologicznych. Analogiczne analizy wykonano<br />
w przypadku dwóch innych gatunków kaczek bytujących w północno-zachodniej Polsce,<br />
co umożliwiło szersze ich porównanie. Na rysunku 1 przedstawiono średnie stężenia<br />
rtęci u trzech gatunków kaczek pochodzących z Zalewu Szczecińskiego (gągoł i głowienka)<br />
i okolic Szczecina (krzyżówka), które zgromadzono w latach 2003 i 2004. Głowienka<br />
Aythya ferina to dobrze nurkująca kaczka, zjadająca pobierane z dna części roślin oraz<br />
niewielkie ilości zoobentosu, a krzyżówka Anas platyrhynchos to ptak przede wszystkim<br />
zbierający pokarm roślinny (rzadziej zwierzęcy) z powierzchni wody, ale chętnie żerujący<br />
też na lądzie. Dane dotyczące głowienki (n=6, dorosłe) i krzyżówki (n=10, młode) zaczerpnięto<br />
z pracy Lisowskiego i Kalisińskiej [2006]. W porównaniu do tych dwóch dzikich<br />
kaczek, stężenia rtęci u młodych gągołów należy uznać za wyraźnie większe i to w odniesieniu<br />
do wszystkich analizowanych materiałów biologicznych: mięśni, nerek, wątroby<br />
i piór. W porównaniu do krzyżówki oba gatunki pochodzące z Zalewu Szczecińskiego<br />
mają większe stężenia rtęci w ciele. Różnice te mogą wynikać z odmiennych preferencji<br />
pokarmowych i znaczniejszego stopnia zanieczyszczenia Zalewu Szczecińskiego w porównaniu<br />
do śródlądowych oczek i jezior znajdujących się w okolicach Szczecina, z których<br />
pozyskano krzyżówkę.<br />
10<br />
1<br />
µgHg/g s.m.<br />
0,1<br />
0,01<br />
mięśnie nerki wątroba pióra<br />
B. c. A. f. A. p.<br />
Rys. 1. Porównanie stężenia rtęci w ciele kaczek pochodzących z Zalewu Szczecińskiego (B.<br />
c. i A. f.) oraz okolic Szczecina (A. p.). Objaśnienia: B.c. Bucephala clangula gągoł – badania<br />
własne; A.f. Aythya ferina głowienka i A.p. Anas platyrhynchos krzyżówka – dane<br />
Lisowskiego i Kalisińskiej 2006)<br />
U porównywanych gatunków kaczek pochodzących zarówno z północo-zachodniej Polski,<br />
jak i Ameryki Północnej, stężenia rtęci w wątrobie i mięśniach zwykle nie osiągały progu<br />
toksyczności przyjętego dla grupy ptaków wodno-błotnych. Jednakże, jak piszą Burger<br />
i Gochfeld [2004], niewiele wiadomo o wpływie niskich stężeń rtęci na ptaki – ich kondycję,<br />
behawior, refleks, sprawność ruchową, orientację przestrzenną (niezbędną podczas migracji),<br />
umiejętność doboru partnera i odchowania potomstwa, od których ostatecznie zależy<br />
przecież egzystencja pojedynczych osobników i całych gatunków.<br />
407
Bioakumulacja<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Agusa T. Matsumoto T. Ikemoto T. Anan Y. Kubota R. Yasunaga G. Kunito T. Tanabe S. Ogi H, Shibata<br />
Y. 2005. Body distribution of trace elements in black-tailed gulls from Rishiri Island, Japan:<br />
age-dependet accumulation and transfer to feathers and eggs. Environ. Chem. 24:2107–2120.<br />
Apostoli P. 1992. Criteria for the definition of reference values for toxic metals. Sci. Total Environ.<br />
120: 23–37.<br />
Applequist H.S. Asbirk I., Daraback L. 1984. Mecury stability in bird feathers. Mar. Pollut. Bull. 15: 22-27.<br />
Becker P.H. 2004. Biomonitoring with birds. In: A.A.Markert, A.M. Breure, H.G. Zechmeister (eds)<br />
Bioindicators & Biomonitors. Elsevier, Amsterdam: 677–736.<br />
BirdLife International 2006. Species factsheet: Bucephala clangula. http://www.birdlife.org.<br />
Braune B.M, Hobson K.A., Malone B.J. 2005. Regional differences in collagen stable isotope<br />
and tissue trace element profiles in populations of long tailed duck breeding in the Canadian<br />
Arctic. Sci. Total Environ. 346: 156–168.<br />
Braune B.M, Malone B.J. 2006. Mercury and selenium in livers of waterfowl harvested in northern<br />
Canada. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 50: 284–289.<br />
Burger J. Gochfeld M. 1997. Risk, mercury levels, and birds: relating adverse laboratory effects<br />
to field biomonitoring. Environ. Res. 75: 160–172.<br />
Burger J. Gochfeld M. 2004. Marine birds as sentinels of environmental pollution. EcoHealth 1:<br />
263–274.<br />
Custer C.M., Custer T.W. 2000. Organochlorine and trace element contamination in wintering and<br />
migrating diving ducks in the southern Great Lakes, USA, since the zebra mussel invasion.<br />
Environ. Toxicol. Chem. 19: 2821–2829.<br />
Dz U z 2004 <strong>nr</strong> 220, poz. 2237. Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie gatunków dziko<br />
występujących zwierząt objętych ochroną.<br />
Dz U z 2004 <strong>nr</strong> 229, poz. 2<strong>31</strong>3. Rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie obszarów specjalnej<br />
ochrony ptaków Natura 2000.<br />
Dz U z 2004 <strong>nr</strong> 92, poz. 880. Ustawa o ochronie przyrody (z późn. zm.).<br />
Falandysz J, Włodarczyk J, Piotrowska M. 1994. Stężenie i dystrybucja rtęci w ustroju alczyka<br />
Alle alle (L). Bromat Chem Toksykol 27: <strong>31</strong>7–321.<br />
Falandysz J., Ichihashi H., Szymczyk K., Yamasaki S., Mizera T. 2001. Metallic elements and<br />
metal poisoning among white-tailed sea eagle from the Baltic south coast. Mar. Poll. Bull.<br />
42: 1190–1193.<br />
Falandysz J., Jakuczun B., Mizera T. 1988. Metals and organochlorines in four females of whitetailed<br />
eagles. Mar. Poll. Bull. 19: 521–526.<br />
Furness R.W., Greenwood J.J.D. (ed). 1993. Birds as Monitors of Environmental Change. Chapman<br />
& Hall, London.<br />
Furness R.W., Greenwood J.J.D., Jarvis PJ. 1993. Can birds be used to monitor the environment?<br />
In: Furness R.W., Greenwood J.J.D. (ed) Birds as Monitors of Environmental Change.<br />
Chapman & Hall, London: 1–41.<br />
Gerstenberger S. L. 2004. Mercury concentrations in migratory waterfowl harvested from Southern<br />
Nevada Wildlife Management areas, USA. Environ. Toxicol. 19: 35–44.<br />
Glasby G.P., Szefer P., Geldon J., Warzocha J. 2004. Heavy-metal pollution of sediments from<br />
Szczecin Lagoon and the Gdansk Basin, Poland. Sci Total Environ 330:249–269.<br />
HELCOM. Baltic Sea Pollutution Load Compilation 1993. Baltic Sea Environ Proc 45.<br />
HELCOM. The Fourth Baltic Sea Pollutution Load Compilation (PLC-4) 2004. Baltic Sea Environ<br />
Proc 93.<br />
Honda K., Min B. Y., Tatsukawa R. 1986. Distribution of heavy metals and their age-related changes<br />
in the eastern great white egret, Egretta alba modesta, in Korea. Arch. Environ. Contim.<br />
Toxicol. 15: 185–197.<br />
408
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Kalisińska E., Salicki W., Mysłek P.,K. Kavetska K.M., Jackowski A. 2004. Using of mallard to<br />
biomonitor of the heavy metal contamination of wetlands in the north-west Poland. Sci. Total<br />
Environ. 320: 145–161.<br />
Lisowski P., Kalisińska E. 2005. Mercury in the kidneys, muscles, and feathers of the greater<br />
scaup (Aythya marila) from north-western Poland. 5 th Conference of the European Ornithologists’<br />
Union, Strasbourg, France, 19–23.08.2005, 307.<br />
Lisowski P., Kalisińska E. 2006. Rtęć w organach, tkankach miękkich i piórach dwóch gatunków<br />
ptaków z rzędu Anseriformes – Aythya ferina i Anas platyrhynchos. W: J. Nowakowski, P.<br />
Tryjanowski, P. Indykiewicz (red.) „Ornitologia polska na progu XXI stulecia. Dokonania i perspektywy”,<br />
Wyd. UWM w Olsztynie, Olsztyn: 173–181.<br />
Neumann T. Leipe T. Shimmield G. 1998. Heavy-metal e<strong>nr</strong>ichment in surficial sediments in the<br />
Oder River discharge area: source or sink for heavy metals? Appl Geochem 13:329–337.<br />
Nichols J., Bradbury S. 1999. Derivation of wildlife values for mercury. J. Toxicol. Environ. Health.<br />
2: 325–355.<br />
Osadczuk A. 2004. Zalew Szczeciński – środowiskowe warunki współczesnej sedymentacji lagunowej.<br />
Wyd. Nauk. Uniw. Szczec. Rozp. i Stud. 549, Szczecin: 1–156.<br />
Piotrowski S. 2006. Zależność koncentracji metali ciężkich i węgla w muszlach mięczaków słodkowodnych:<br />
Lymnea peregra (Müller, 1774), Lymnea stagnalis (L.) i Dreissena polymorpha<br />
(Pallas, 1771) od ich wielkości. Prz. Geolog. 54: 501–508.<br />
Protasowicki M. 1991. Long-term studies on heavy metals in aquatic organisms from the river<br />
Odra mouth area. Acta Ichthyol. Piscat. 21 (suppl.):301–309.<br />
Spalding M.G., Frederick P.C., McGill H.C., Bouton S.N., McDowell L.R. 2000. Methylmercury accumulation<br />
in tissues and its effects on growth and appetite in captive grest egrets. J. Wildl.<br />
Dis. 36: 411–422.<br />
Tomiałojć L., Stawarczyk T. 2003. Ptaki Polski. Rozmieszczenie, liczebność i zmiany. PTPP pro-<br />
Natura, Wrocław.<br />
UNEP Chemicals 2002. Global Mercury Assessment. Geneva, Swizerland: 1–270.<br />
Wolfe M.F., Schwarzach S., Sulaiman R.A. 1998. Effects of mercury on wildlife: a comprehensive<br />
review. Environ. Toxico. Chem. 17: 146–160.<br />
Zillioux E.J., Porcella D.B., Benoit J. M. 1993. Mercury cycling and effects in freshwater wetland<br />
ecosystems. Environ. Toxicol. Chem. 12: 2245–2264.<br />
Składamy serdeczne podziękowania za pomoc w przygotowaniu prób panu<br />
mgr. P. Lisowskiemu i pani mgr T. Kucharskiej za wykonanie analiz chemicznych.<br />
Mercury in the goldeneye Bucephala clangula from Szczecin Lagoon<br />
Mercury is a trace metal with particularly toxic properties, and its compounds (especially methylmercury)<br />
tend to cumulate along trophic chains. Its accumulation is more intensive in aquatic ecosystems<br />
compared to terrestrial ecosystems. The final links of water food chains are carnivorous<br />
birds and mammals. It is one of the reasons that the Department of Zoology at the Agricultural University<br />
in Szczecin has carried out long-term exotoxicological research on anseriform birds, including<br />
ducks preying on invertebrates and small fish. The Szczecin Lagoon, situated next to the south Baltic<br />
Sea, is heavily polluted with heavy metals, including mercury. The aim of this study was to determine<br />
the concentration of mercury in various body parts of the carnivorous duck Bucephala clangula. The<br />
study involved 9 immature ducks (6-7 months old) which died entangled in fishing nets while diving<br />
for food. Mercury concentration per one gram of dry mass was determined in the chest muscle, liver,<br />
kidney and feathers. The concentrations of mercury in the muscle and parenchymatous organs<br />
ranged from 0.174 – 4.209 µg·g -1 dry weight (muscle: 0.174-0.754 µg·g -1 ; liver: 0.430-1.947 µg·g -1 ;<br />
kidney: 0.513-4.136 µg·g -1 ). The highest concentration was observed in feathers (4.209 µgHg·g -1 ).<br />
409
Bioakumulacja<br />
ZAWARTOŚĆ MIEDZI, CYNKU, KADMU I OŁOWIU W WąTROBIE GĘSI<br />
POCHODZĄCYCH Z WYBRANYCH FERM WOJEWÓDZTWA<br />
WARMIŃSKO-MAZURSKIEGO*<br />
WPROWADZENIE. Metale ciężkie powszechnie występujące w środowisku, pochodzą<br />
z dwóch źródeł: naturalnego (procesy geologiczne powodujące uwalnianie metali zdeponowanych<br />
w różnych formacjach geologicznych) i antropogenicznego [Kabata-Pendias<br />
i Pendias 1999]. Emisja tych pierwiastków, powodowana głównie przez przemysł, motoryzację<br />
oraz chemizację rolnictwa jest wysoka, stąd problemom zanieczyszczenia środowiska<br />
przez metale toksykogenne poświęca się wciąż wiele uwagi [Żmudzki i in. 2001; Larsen<br />
i in. 2002; Satarug i in. 2003].<br />
Jednym z najważniejszych bioindykatorów skażeń środowiska metalami ciężkimi jest<br />
oznaczenie ich stężenia w organizmie zwierząt. Zawartość tych pierwiastków w tkankach<br />
zwierząt hodowlanych, w tym także ptactwa domowego, jest odzwierciedleniem stopnia zanieczyszczenia<br />
środowiska. Gęsi stanowią bardzo dobry wskaźnik narażenia na metale toksyczne<br />
ze względu na specyficzny system chowu, oparty m.in. na utrzymaniu ptaków na wybiegach<br />
i pastwiskach.<br />
W literaturze fachowej spotyka się liczne prace dotyczące zawartości metali ciężkich<br />
u drobiu grzebiącego [Doganoc 1996; Demirbas 1999; Jevsnik i Doganoc 2003, Zasadowski<br />
i in. 2005] natomiast tylko sporadyczne informacje dotyczą drobiu wodnego [Raport 2001].<br />
Celem prezentowanej pracy było określenie zawartości miedzi (Cu), cynku (Zn), kadmu<br />
(Cd) i ołowiu (Pb) w wątrobie gęsi pochodzących z wybranych rejonów województwa warmińsko-mazurskiego,<br />
a także dostarczenie informacji z zakresu występujących przekroczeń<br />
najwyższych dopuszczalnych stężeń w analizowanym materiale biologicznym i ocena zagrożeń<br />
toksykologicznych. Praca stanowi kontynuację badań dotyczących oceny skażeń metalami<br />
ciężkimi niektórych gatunków ptaków i ssaków z regionu warmińsko-mazurskiego.<br />
MATERIAŁ I METODY. Badaniem objęto gęsi pochodzące w wybranych ferm województwa<br />
warmińsko-mazurskiego (Podleśne, Gajówki, Kramarzewo i Krzemieniewo) ubite<br />
w 2006 r. Materiał do badań stanowiły wątroby pobierane od wybranych losowo ptaków<br />
(po 15 sztuk z każdej miejscowości). Do czasu wykonania analiz wątroby przechowywano<br />
w stanie zamrożonym w temperaturze -25°C. Ilościowego oznaczenia miedzi, cynku, kadmu<br />
i ołowiu w tkance wątrobowej, po uprzedniej mineralizacji na sucho, dokonano metodą<br />
spektrofotometrii absorpcji atomowej przy użyciu spektrofotometru UNICAM 939 Solar.<br />
Oznaczenia ilościowe kadmu przeprowadzono po ekstrakcji do fazy organicznej APDC/<br />
MIBK [Żmudzki 1977; Żmudzki 1980, Szkoda i Żmudzki 1990]. Każdy pomiar powtarzano<br />
3-krotnie, a uzyskane wyniki były średnią z tych oznaczeń. Odzysk Cu, Zn, Cd i Pb z wątroby<br />
wynosił odpowiednio: 91,6%, 90,4%, 94,0% i 93,5%.<br />
Uzyskane wyniki poddano analizie statystycznej, wykorzystując jednoczynnikową analizę<br />
wariancji ANOVA, którą wykonano testem Duncana. Za istotne przyjęto różnice między<br />
średnimi na poziomie p≤0,05 i p≤0,01.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Wyniki zawartości miedzi (Cu), cynku (Zn), kadmu (Cd) i ołowiu<br />
(Pb) w wątrobie gęsi przedstawiono w tabeli 1, zamieszczając średnie arytmetyczne, błąd<br />
standardowy średniej (SEM), a także zakres stężeń (min.–maks.). Zawartość pierwiastków<br />
podano w mg·kg -1 świeżej tkanki.<br />
Średnia zawartość miedzi w wątrobach gęsich z wybranych miejscowości województwa<br />
warmińsko-mazurskiego kształtowała się na poziomie 107,81 mg Cu·kg -1 . Najwyższą śred-<br />
* Dr Anna Spodniewska, Dariusz Barski, prof. dr hab. Arkadiusz Zasadowski – Zespół Toksykologii<br />
Weterynaryjnej i Środowiskowej, Wydział Medycyny Weterynaryjnej, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski<br />
w Olsztynie.<br />
410
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
nią zawartość stwierdzano w wątrobach ptaków z Gajówek (133,61 mg Cu·kg -1 ) i Krzemieniewa<br />
(124,<strong>31</strong> mg Cu·kg -1 ), a najniższą z Kramarzewa (83,54 mg Cu·kg -1 ).<br />
Tabela 1. Średnia zawartość miedzi (Cu), cynku (Zn), kadmu (Cd) i ołowiu (Pb) w wątrobie<br />
gęsi z wybranych ferm województwa warmińsko-mazurskiego<br />
Miejscowość<br />
Metal<br />
Cu<br />
mg·kg -1 tkanki<br />
Zn<br />
mg·kg -1 tkanki<br />
Cd<br />
mg·kg -1 tkanki<br />
Pb<br />
mg·kg -1 tkanki<br />
Podleśne<br />
n = 15<br />
Gajówki<br />
n = 15<br />
Kramarzewo<br />
n = 15<br />
x 89,79 36,85 0,088 0,045<br />
SEM 9,96 1,36 0,009 0,027<br />
min. 44,53 27,73 0,051 ns<br />
maks. 155,75 45,53 0,153 0,354<br />
x 133,61 48,92 0,178 ns<br />
SEM 18,09 2,08 0,009 ns<br />
min. 51,64 38,33 0,133 ns<br />
maks. 283,92 61,07 0,223 ns<br />
x 83,54 53,72 0,194 ns<br />
SEM 10,48 2,37 0,017 ns<br />
min. 51,83 36,67 0,063 ns<br />
maks. 185,50 71,07 0,285 ns<br />
Krzemieniewo<br />
n = 15<br />
x 124,<strong>31</strong> 41,87 0,097 ns<br />
SEM 13,79 1,18 0,006 ns<br />
min. 64,21 35,13 0,077 ns<br />
maks. 227,23 51,80 0,159 ns<br />
x dla całego regionu 107,81 45,34 0,139 0,011<br />
Istotność różnic P 1-2,3<br />
≤ 0,05<br />
P 1-2,3<br />
≤ 0,01<br />
P 2-3<br />
≤ 0,05<br />
P 3-4<br />
≤ 0,01<br />
ns – stężenie poniżej granicy oznaczalności metody.<br />
x – średnia; SEM – średni błąd standardowy; n – liczba prób.<br />
P 1-2,3<br />
≤ 0,01<br />
P 2-3<br />
≤ 0,01<br />
P 3-4<br />
≤ 0,01<br />
P 1-2,3,4<br />
≤ 0,05<br />
Średni poziom cynku w wątrobach gęsi wynosił 45,34 mg Zn·kg -1 , przy czym najwyższe<br />
średnie stężenie tego pierwiastka występowało w wątrobie ptaków z Kramarzewa (53,72<br />
mg Zn·kg -1 ) i Gajówek (48,92 mg Zn·kg -1 ), a najniższe z Podleśnego (36,85 mg Zn·kg -1 ).<br />
Obecność kadmu stwierdzano we wszystkich analizowanych próbkach jednostkowych<br />
wątrób gęsich. Średnia zawartość Cd wynosiła 0,139 mg Cd·kg -1 tkanki. Najwyższe<br />
średnie stężenie Cd odnotowano u ptaków z Kramarzewa (0,194 mg Cd·kg -1 ), a najniższe<br />
z Podleśnego (0,088 mg Cd·kg -1 ). W żadnej z analizowanych próbek nie został<br />
przekroczony dopuszczalny w naszym kraju limit 0,50 mg Cd·kg -1 [Rozporządzenie...<br />
2004].<br />
W przeprowadzonych badaniach zaobserwowano również, że w wątrobach gęsi pochodzących<br />
z Kramarzewa podwyższonemu poziomowi Cd towarzyszył najniższy ze stwierdzanych<br />
poziom Cu, a najwyższy Zn.<br />
Zawartość ołowiu odnotowano jedynie w 3 próbkach jednostkowych wątrób gęsich pochodzących<br />
z Podleśnego, ale w żadnej z nich nie został przekroczony dopuszczalny limit<br />
0,50 mg Pb·kg -1 . Średnie stężenie tego pierwiastka wynosiło 0,011 mg Pb·kg -1 , W pozosta-<br />
411
Bioakumulacja<br />
łych próbkach pochodzących z tej miejscowości oraz 3 pozostałych, poziom Pb był poniżej<br />
granicy oznaczalności metody.<br />
W dostępnej literaturze, z wyjątkiem Raportu Ministerstwa Rolnictwa i Rozwoju Wsi<br />
[Raport 2001], nie znaleziono prac dotyczących zawartości metali ciężkich w tkankach gęsi.<br />
Porównując średnie stężenia badanych metali w wątrobie gęsi z wybranych miejscowości<br />
województwa warmińsko-mazurskiego do poziomów stwierdzanych w wyżej wymienionym<br />
raporcie, należy odnotować, że z wyjątkiem miedzi, były one niższe. Średnie stężenia miedzi<br />
i cynku mieściły się w zakresach uznawanych za fizjologiczne i nie budziły zastrzeżeń<br />
toksykologicznych [Żmudzki i Szkoda 1995; Raport 2001].<br />
Poziomy pierwiastków toksycznych (kadm, ołów) w wątrobie gęsi nie różniły się zasadniczo<br />
od stężeń stwierdzanych we wcześniejszych badaniach własnych i innych autorów,<br />
ale dotyczących drobiu grzebiącego [Żmudzki i Szkoda 1995; Doganoc 1996; Sinigoj-Gacnik<br />
i Doganoc 2000; Zasadowski i in. 2003; Barski i in. 2005].<br />
W porównaniu do danych z raportu z 2000 r. [Raport 2001], odnoszących się do zawartości<br />
kadmu i ołowiu w wątrobach gęsich, wyniki uzyskane w badaniach własnych są nieco<br />
niższe. Nieznacznie podwyższone średnie stężenie kadmu i ołowiu, ale nie przekraczające<br />
dopuszczalnych norm, stwierdzono w stosunku do zawartości tych metali w wątrobach<br />
ptaków fermowych (kurczęta, indyki) [Zasadowski i in. 2003; Barski i in. 2005]. Można to<br />
tłumaczyć większym narażeniem gęsi na zanieczyszczenia środowiskowe, w stosunku do<br />
ptaków z chowu fermowego, gdzie istnieje możliwość kontroli jakości paszy, wody i warunków<br />
bytowania.<br />
Biorąc pod uwagę zbliżone warunki chowu gęsi i kur przyzagrodowych (pastwiskowy<br />
i wybiegowy), należy odnotować, że średnie stężenie zarówno kadmu (0,139 mg Cg·kg -1 )<br />
jak i ołowiu (0,011 mg Pb·kg -1 ) w wątrobach gęsi były zdecydowanie niższe niż stwierdzane<br />
przez Żmudzkiego i Szkodę (odpowiednio: 0,614 mg Cd·kg -1 i 0,174 mg Pb·kg -1 ) w wątrobach<br />
kur [1995]. Wyższy poziom kadmu (0,7 mg Cd·kg -1 ) i ołowiu (0,3 mg Pb·kg -1 ), w stosunku<br />
do badań własnych, stwierdzał także Doganoc [1996] u kur przyzagrodowych z terenu<br />
Słowenii.<br />
Na podstawie przeprowadzonych badań stwierdzono, że zawartość kadmu i ołowiu<br />
w wątrobie gęsi pochodzących z wybranych miejscowości województwa warmińsko-mazurskiego<br />
była znacznie niższa niż ich dopuszczalne limity w produktach pochodzenia zwierzęcego,<br />
a poziom miedzi i cynku oscylował w granicach wartości referencyjnych. Odnotowane<br />
stosunkowo niskie zawartości analizowanych pierwiastków można tłumaczyć brakiem bądź<br />
niskim zanieczyszczeniem środowiska Warmii i Mazur.<br />
Oceniając otrzymane wyniki na podstawie aktualnie obowiązującego Rozporządzenia<br />
Ministra Zdrowia z dnia 30 kwietnia 2004 r. [Rozporządzenie... 2004], w którym określono<br />
maksymalne poziomy zanieczyszczeń metalami szkodliwymi dla zdrowia w produktach pochodzenia<br />
zwierzęcego, należy uznać, że wątroby gęsie pochodzące od ptaków z wybranych<br />
rejonów województwa warmińsko-mazurskiego nie budzą zastrzeżeń higieniczno-toksykologicznych.<br />
WNIOSKI. Przeprowadzone analizy pozwoliły na sformułowanie następujących<br />
wniosków:<br />
1. Stwierdzane średnie zawartości badanych metali kadmu i ołowiu w wątrobie gęsi z wybranych<br />
ferm województwa warmińsko-mazurskiego są znacznie niższe od dopuszczalnych<br />
w Polsce limitów w produktach zwierzęcego pochodzenia.<br />
2. Średnia zawartość miedzi i cynku mieściła się w zakresach uznawanych za fizjologiczne.<br />
3. Uzyskane wyniki wskazują, że wątroby pozyskane od gęsi z województwa warmińskomazurskiego<br />
nie budzą zastrzeżeń higieniczno-toksykologicznych i nie stanowią zagrożenia<br />
dla zdrowia konsumentów.<br />
412
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Barski D., Spodniewska A., Zasadowski A. 2005. Zawartość kadmu, ołowiu i rtęci w wątrobie kurcząt brojlerów<br />
z wybranych rejonów województwa warmińsko-mazurskiego. Bromat. Chem. Toksykol. 38(4): 387–391.<br />
Demirbas A. 1999. Proximate and heavy metal composition in chicken meat and tissues. Food<br />
Chem. 67: 27–<strong>31</strong>.<br />
Doganoc Z.D. 1996. Distribution of lead, cadmium and zinc in tissues of hens and chickens from<br />
Slovenia. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 57: 932–937.<br />
Jevsnik M., Doganoc D.Z. 2003. Trace elements in Slovenian poultry tissues. J. Food Prot. 66(4): 686–690.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN. Warszawa.<br />
Larsen E.H., Andersen N.L., Moller A., Petersen A., Mortensen G.K., Petersen J. 2002. Monitoring the<br />
concent and intake of trace elements from food in Denmark. Food Addit. Contam. 19(1): 33–46.<br />
Raport z monitoringu jakości gleb, roślin, produktów rolniczych i spożywczych w 2000 r. 2001.<br />
Wydawnictwo Elipsa, Warszawa: 166–167.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 30 kwietnia 2004 r. w sprawie maksymalnych poziomów<br />
zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą znajdować się w żywności, dozwolonych<br />
substancjach dodatkowych, substancjach pomagających w przetwarzaniu albo<br />
na powierzchni żywności (DzU <strong>nr</strong> 120, poz. 1257).<br />
Satarug S., Baker J.R., Urbenjapol S., Haswell-Elkins M., Reilly P.E.B., Williams D., Moore M.R.<br />
2003. A global perspective on cadmium pollution and toxicity in non-occupationally exposed<br />
population. Toxicol. Lett. 1–2: 65–83.<br />
Sinigoj-Gacnik K., Doganoc D.Z. 2000. Contamination of farm animals and fishes from Slovenia<br />
with heavy metals and sulfonamides. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 64: 235–241.<br />
Szkoda J., Żmudzki J. 1990. Instrukcja dla ZHW. Państwowy Instytut Weterynaryjny, Puławy.<br />
Zasadowski A., Barski D., Spodniewska A., Wysocki A. 2003. Zawartość miedzi, cynku i ołowiu<br />
w wątrobie kurcząt brojlerów z wybranych rejonów województwa warmińsko-mazurskiego.<br />
Obieg pierwiastków w przyrodzie. Monografia, tom II, IOŚ, Warszawa: 349–355.<br />
Zasadowski A., Barski D., Spodniewska A. 2005. Zawartość kadmu oraz rtęci w wątrobie kurcząt<br />
i indyków z wybranych ferm województwa warmińsko-mazurskiego. Obieg pierwiastków<br />
w przyrodzie. Monografia, tom III, IOŚ, Warszawa: 425–430.<br />
Żmudzki J. 1977. Oznaczanie zawartości ołowiu w materiale biologicznym metodą spektrofotometrii<br />
atomowo-absorpcyjnej. Medycyna Wet. 33(3): 179–181.<br />
Żmudzki J. 1980. Oznaczanie zawartości kadmu w materiale biologicznym metodą absorpcyjnej<br />
spektrofotometrii atomowej. Bromat. Chem. Toksykol. 13(1): 77–81.<br />
Żmudzki J., Szkoda J. 1995. Stężenie pierwiastków śladowych w tkankach kur przyzagrodowych<br />
i fermowych. Medycyna Wet. 51(10): 611–613.<br />
Żmudzki J., Niewiadowska A., Szkoda J., Semeniuk S. 2001. Toksyczne zanieczyszczenia żywności<br />
pochodzenia zwierzęcego w Polsce. Med. Pracy 52(5), supl.14: 35–40.<br />
Concentration of copper, zinc, cadmium and lead in the liver of geese<br />
from selected farms of Warmia and Mazury region<br />
The results of investigations relating to concentration of copper, zinc, cadmium and<br />
lead in the liver of gees from Warmia and Mazury region are presented in this paper. The<br />
mean levels of Cu, Zn, Cd and Pb in the liver were respectively 107,81 mg Cu·kg -1 , 45,34<br />
mg Zn·kg -1 , 0,139 mg Cd·kg -1 and 0,011 mg Pb·kg -1 . The concentration of heavy metals noted<br />
in the liver of geese were much lower than acceptable limits of animal origin products in<br />
Poland. The data obtained indicate, that the food of animal origin produced in Warmia and<br />
Mazury region does not pose risk to the consumers’ health and is export attractive.<br />
413
Bioakumulacja<br />
NAGROMADZANIE URANU W PTAKACH MORSKICH*<br />
WPROWADZENIE. Zainteresowanie obecnością i zachowaniem radionuklidów naturalnych<br />
i sztucznych w środowisku naturalnym człowieka początkowo związane było ze<br />
szkodliwymi efektami zdrowotnymi towarzyszącymi napromieniowaniu organizmów żywych.<br />
Obserwacje tych efektów u osób, które przeżyły bombardowania Hiroszimy i Nagasaki<br />
posłużyły do sformułowania tzw. hipotezy bezprogowej, czyli liniowej zależności między<br />
ujawniającymi się później stochastycznymi skutkami zdrowotnymi i otrzymaną dawką<br />
promieniowania jonizującego. Z tych samych zdrowotnych względów, alarmujące wieści<br />
z pierwszych stacji monitoringu radioaktywności w powietrzu doprowadziły do ogłoszenia<br />
w 1963 r. moratorium na testy broni jądrowej w atmosferze.<br />
Obecne poziomy aktywności radionuklidów w różnych elementach środowiska są na<br />
tyle niskie, że nie przedstawiają praktycznie żadnych ogólnoświatowych zagrożeń radiologicznych.<br />
Występują natomiast regionalne i lokalne narażenia, związane z katastrofą<br />
w Czarnobylu i awariami w przemyśle jądrowym. W związku z tym aktualne badania radiologiczne<br />
koncentrują się na wyznaczaniu dróg transportu i koncentracji radionuklidów<br />
w poszczególnych elementach ekosfery, ze szczególnym uwzględnieniem łańcucha pokarmowego<br />
człowieka. W opracowaniu przedstawiono wyniki badań dotyczące nagromadzania<br />
izotopów uranu 234 U, 235 U i 238 U w wybranych ptakach morskich zasiedlających obszar<br />
Zatoki Gdańskiej.<br />
MATRIAŁ BADAWCZY I METODA BADAŃ. Przedmiotem badań były ptaki morskie zasiedlające<br />
obszar Zatoki Gdańskiej, a jednocześnie reprezentujące:<br />
• gatunki zimujące – alka krzywonosa (Alca torda), czernica (Aythya fuligula), edredon<br />
(Somateria mollissima), lodówka (Clangula hyemalis), uhla (Melanitta fusca);<br />
• gatunki przelotne – nurnik białoskrzydły (Cepphus grylle), nur rdzawoszyi (Gavia stellata),<br />
nurzyk podbielały (Uria aalge);<br />
• gatunki lęgowe – kormoran (Phalacrocorax carbo), łyska (Fulica atra).<br />
Ptaki po dostarczeniu do laboratorium poddano sekcji, w wyniku której wydzielono: pióra,<br />
mięśnie, skórę, wątrobę, szkielet i tzw. „pozostałe trzewia” (organy wewnętrzne ptaków<br />
z wyjątkiem wątroby). Każdą podsekcyjną próbę zważono i przygotowano do analizy radiochemicznej,<br />
która obejmowała: mineralizację materiału biologicznego, prowadzoną na gorąco<br />
w stężonym kwasie azotowym, wyizolowanie i oczyszczenie izotopów uranu na żywicach<br />
jonowymiennych, elektrolizę na płytkach ze stali nierdzewnej oraz pomiar i oznaczenie<br />
aktywności izotopów uranu ( 234 U, 235 U, 238 U) za pomocą spektrometru alfa firmy Canaberra-<br />
Packard (USA).<br />
WYNIKI BADAŃ I ICH DYSKUSJA. Na rysunku 1 graficznie zobrazowano rozkład stężenia<br />
uranu całkowitego (U c<br />
) w narządach i tkankach badanych ptaków morskich. Średnie<br />
stężenia 234 U, 238 U oraz U c<br />
w całym organizmie ptaków mieszczą się odpowiednio w zakresie:<br />
od <strong>31</strong>,5±0,4 mBq·kg -1 m.m., 28,6±0,4 mBq·kg -1 m.m. i 2,33±0,03 µg·kg-1 m.m (alka<br />
krzywonosa) do 220±5 mBq·kg -1 m.m., 222±5 mBq·kg -1 m.m. i 18,1±0,4 µg·kg -1 m.m. (czernica).<br />
Natomiast stężenia 234 U, 238 U i U c<br />
w narządach i tkankach badanych ptaków morskich<br />
zawierają się odpowiednio w granicach: od 2,71±0,09 mBq·kg -1 m.m., 2,56±0,08<br />
mBq·kg -1 m.m. i 0,21±0,01 µg·kg -1 m.m. w mięśniach alki krzywonosej do 919±22 mBq·kg -1<br />
m.m., 922±22 mBq·kg -1 m.m. i 75,2±1,8 µg·kg -1 m.m. w pozostałych trzewiach czernicy.<br />
W przypadku izotopu 235 U 75% otrzymanych wartości nie przekraczało wyznaczonej granicy<br />
* Dr inż. Jacek Fabisiak – Akademia Marynarki Wojennej w Gdyni.<br />
414
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
oznaczalności. Spośród oznaczonych, największe stężenie tego radionuklidu stwierdzono<br />
w pozostałych trzewiach: od 3,9±0,6 mBq·kg -1 m.m. (lodówka) do 30,4±4,1 mBq·kg -1 m.m.<br />
(czernica), oraz piórach: od 4,2±0,5 mBq·kg -1 m.m. (alka krzywonosa) do 12,1±1,8 mBq·kg -1<br />
m.m. (kormoran).<br />
Otrzymane wyniki wskazują na znaczne zróżnicowanie nagromadzania izotopów uranu<br />
w narządach i tkankach badanych ptaków morskich. Największe wartości stężeń 234 U,<br />
238<br />
U oraz U c<br />
stwierdzono w pozostałych trzewiach, które w zależności od gatunku, mieściły<br />
się odpowiednio w przedziale: od 46,6±1,4 mBq·kg -1 m.m., 48,3±1,4 mBq·kg -1 m.m.<br />
i 3,94±0,12 µg·kg -1 m.m. w alce krzywonosej do 919±23 mBq·kg -1 m.m., 922±22 mBq·kg -1<br />
m.m. i 75,2±1,8 µg·kg -1 m.m. w czernicy oraz w piórach odpowiednio od 68,7±3,2 mBq·kg -1<br />
m.m., 76,7±3,4 mBq·kg -1 m.m. i 6,26±0,27 µg·kg -1 m.m. w łysce do 341±10 mBq·kg -1 m.m.,<br />
294±9 mBq·kg -1 m.m. i 24,0±0,7 µg·kg -1 m.m w kormoranie. Najmniejsze stężenia 234 U, 238 U<br />
oraz U c<br />
zaobserwowano w mięśniach, które zawierały się odpowiednio w przedziale: od<br />
2,71±0,09 mBq·kg -1 m.m., 2,56±0,08 mBq·kg -1 m.m. i 0,21±0,01 µg·kg -1 m.m. w alce krzywonosej<br />
do 50,4±2,3 mBq·kg -1 m.m., 144±4 mBq·kg -1 m.m. i 11,8±0,3 µg/g m.m. w nurniku<br />
białoskrzydłym.<br />
Rozmieszczenie uranu w analizowanych gatunkach ptaków morskich jest nierównomierne.<br />
Najwięcej uranu znajduje się w pozostałych trzewiach: od 6,5% (nurnik białoskrzydły)<br />
do 83,2% (czernica) oraz w piórach: od 4,1% (czernica) do 46,3% (alka krzywonosa).<br />
Znaczące, aczkolwiek mniejsze ilości uranu lokują się także w szkielecie: od 5,0% (nur<br />
rdzawoszyi) do 28,2% (edredon) oraz w skórze: od 2,3% (łyska) do 26,7% (kormoran), najmniej<br />
natomiast tego pierwiastka nagromadza się w mięśniach: od 1,0% (czernica) do 7,5%<br />
(łyska). Tylko w przypadku nurnika białoskrzydłego odnotowano wyjątkowo wysoki udział<br />
uranu, wynoszący <strong>31</strong>,7%.<br />
Podobne wyniki zaobserwowano, badając nagromadzanie i rozmieszczenie uranu w organizmie<br />
człowieka [EWH 2004]. Stwierdzono, że uran ulega odkładaniu głównie w nerkach,<br />
kościach, gruczole tarczycowym oraz w mniejszych ilościach w wątrobie [Wrenn i in.<br />
1985; La Touche i in. 1987]. W badanych ptakach morskich nerki i gruczoł tarczycowy wchodzą<br />
w skład próby opisanej jako tzw. pozostałe trzewia, która charakteryzuje się największymi<br />
stężeniami uranu. Mniejszy procentowy udział uranu w szkielecie ptaków, w porównaniu<br />
ze szkieletem człowieka, spowodowany jest prawdopodobnie inną budową kości ptaków.<br />
W celu ustalenia narządów i tkanek, w których uran wykazuje tendencje do kumulowania<br />
się wprowadzono znormalizowany współczynnik udziału uranu w narządach i tkankach<br />
organizmu PF (iloraz procentowego udziału aktywności radionuklidu w badanym narządzie<br />
lub tkance, w stosunku do oznaczonej aktywności tego radionuklidu w całym organizmie,<br />
i procentowego udziału masy narządu lub tkanki w całkowitej masie badanego organizmu).<br />
Wartości współczynnika PF znacznie przekraczające jednorodny rozkład uranu w ptakach<br />
stwierdzono dla pozostałych trzewi: od 1,4 (kormoran) do 4,2 (czernica), co wskazuje, że<br />
w nich uran ulega nagromadzaniu. Równie duże wartości tego parametru stwierdzono dla<br />
piór: od 2,1 (edredon) do 6,5 (kormoran), jednak – ze względu na kilka źródeł dopływu tego<br />
pierwiastka do piór, wbudowywanie uranu w strukturę piór w czasie ich wzrostu, rozprowadzanie<br />
go po piórach wraz z wydzieliną gruczołów kuprowych oraz adsorpcję bezpośrednio<br />
z atmosfery i wody [Pilastro i in. 1993; Furness, Camphuysen 1997] – nie można<br />
jednoznacznie stwierdzić, że w nich uran wykazuje tendencję do kumulowania się. W pozostałych<br />
badanych narządach i tkankach stwierdzono kilka, a nawet kilkunastokrotnie mniejsze<br />
wartości współczynnika PF (w mięśniach alki krzywonosej i czernicy odpowiednio: 0,09<br />
i 0,06), co świadczy, że zarówno w wątrobie, jak i mięśniach, szkielecie, skórze uran nie wykazuje<br />
tendencji do akumulowania się lub jest z nich szybko usuwany. Tylko w przypadku<br />
wątroby alki krzywonosej wartość współczynnika PF wynosi 2,04 i wskazuje na tendencję<br />
do nagromadzania się uranu w wątrobie tego gatunku ptaka morskiego.<br />
415
Bioakumulacja<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
Kormoran<br />
wtroba minie pióra szkielet skóra pozostae trzewia<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
yska<br />
minie pióra szkielet skóra pozostae trzewia<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
80<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
5<br />
20<br />
10<br />
0<br />
Alka krzywonosa<br />
0<br />
Czernica<br />
wtroba minie pióra szkielet skóra pozostae trzewia<br />
wtroba minie pióra szkielet skóra pozostae trzewia<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
Edredon<br />
wątroba mięśnie pióra szkielet skóra pozostałe trzewia<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
Lodówka<br />
wtroba mienie pióra szkielet skóra pozostae trzewia<br />
25<br />
20<br />
25<br />
20<br />
ng/g m.m.<br />
15<br />
10<br />
ng/g m.m.<br />
15<br />
10<br />
5<br />
5<br />
0<br />
Uhla<br />
wtroba minie pióra szkielet skóra pozostae trzewia<br />
0<br />
Nurnik biaoskrzydy<br />
wtroba minie pióra szkielet skóra pozostale trzewia<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
Nur rdzawoszyi<br />
0<br />
Nurzyk podbielay<br />
wtroba minie pióra szkielet skóra pozostae trzewia<br />
wtroba minie pióra szkielet skóra pozostae trzewia<br />
Rysunek Rys. 1. Stężenie 1. Stężenie uranu uranu w w narządach i tkankach i tkankach ptaków ptaków morskich morskich.<br />
416<br />
3
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Badania specjacyjne uranu zawartego w piórach wykazały, że ponad 63% tego pierwiastka<br />
związane jest z formami zaadsorbowanymi na powierzchni piór, co świadczy, że ptaki morskie<br />
są ważnym ogniwem obiegu uranu w przyrodzie, związanym głównie z jego przemieszczaniem<br />
z powietrza do środowiska wodnego, a także lądowego, natomiast pióra ptaków<br />
morskich stanowią dobry materiał w biomonitoringu środowiska skażonego uranem.<br />
Analizy diety pokarmowej ptaków oraz miejsca nagromadzania się uranu w ich organizmach<br />
pozwalają stwierdzić, że pokarm odgrywa znaczącą rolę w dostarczaniu uranu do<br />
organizmu ptaków morskich. Ptaki preferujące ryby (kormoran, nurzyk podbielały, nur rdzawoszyi<br />
i alka krzywonosa) charakteryzują się najmniejszymi stężeniami uranu: od 2,33±0,03<br />
µg·kg -1 m.m. (alka krzywonosa) do 3,64±0,21 µg·kg -1 m.m. (kormoran), podobnie jak ryby będące<br />
ich pokarmem [Skwarzec 1995]. Nieco większe stężenia obserwuje się u ptaków preferujących<br />
mieszany pokarm zwierzęcy (mięczaki, skorupiaki i ryby): od 4,61±0,07 µg·kg -1<br />
m.m. (lodówka) do 9,29±0,17 µg·kg -1 m.m. (edredon). Największe stężenia uranu zaobserwowano<br />
w gatunkach preferujących pokarm roślinny: łyska i czernica, u których średnie stężenia<br />
uranu w całym organizmie wynosiły odpowiednio: 11,4±0,2 µg·kg -1 m.m. (nie uwzględniając<br />
wątroby) i 18,1±0,4 µg·kg -1 m.m.<br />
Wartości współczynnika przenoszenia TF (współczynnik przenoszenia – iloraz stężenia<br />
radionuklidu w organizmie konsumenta do stężenia radionuklidu w pokarmie). mieszczą<br />
się w szerokim przedziale (od 0,08±0,01 do 4,1±2,0), a wyższe od 2 zaobserwowano w ogniwach:<br />
szprot → alka krzywonosa (3,8±0,6), szprot → nurzyk podbielały (4,1±2,0) oraz<br />
dorsz, śledź → nur rdzawoszyi (2,1±0,3), co oznacza, że jedynie w relacjach troficznych,<br />
gdzie pokarmem ptaków są ryby, uran wykazuje pewne tendencje do biomagnifikacji.<br />
Analizując roczny cykl życia ptaków stwierdzono, że największymi stężeniami uranu charakteryzują<br />
się ptaki gniazdujące (lęgowe) w rejonie Zatoki Gdańskiej: od 3,64±0,21 µg·kg -1<br />
m.m. (kormoran) do 18,1±0,4 µg·kg -1 m.m (czernica), znacznie mniejszymi natomiast ptaki<br />
tylko zimujące w tym rejonie: od 4,61±0,07 µg·kg -1 m.m. (lodówka) do 9,29±0,17 µg·kg -1<br />
m.m. (edredon). Najmniejsze wartości stężenia uranu w całym organizmie stwierdzono dla<br />
gatunków przelotnych: od 2,33±0,03 µg·kg -1 m.m. (alka krzywonosa) do 3,21±0,04 µg·kg -1<br />
m.m. (nur rdzawoszyi). Biorąc pod uwagę fakt, że na średnią zawartość uranu w całym organizmie<br />
ptaków znaczący wpływ ma zawartość uranu w pozostałych trzewiach, należy sądzić,<br />
że pokarm jest istotnym źródłem uranu w organizmach badanych ptaków morskich.<br />
Ptaki zasiedlające i żerujące w rejonie Zatoki Gdańskiej i w pobliżu lądu (czernica, łyska)<br />
charakteryzują się większymi stężeniami uranu niż ptaki żerujące na wodach otwartych Morza<br />
Bałtyckiego, znacznie oddalonych od lądu (lodówka, uhla), a więc w rejonach, gdzie zarówno<br />
w rybach, jak i zooplanktonie stwierdza się znacznie mniejsze stężenia uranu w porównaniu<br />
z organizmami zasiedlającymi rejony Zatoki Gdańskiej, która charakteryzuje się<br />
podwyższonym poziomem stężenia uranu (wlewy wód Wisły, niosące ze sobą znaczne ilości<br />
tego pierwiastka) [Skwarzec 1995; Jahnz 2006].<br />
Oprócz drogi pokarmowej, również inhalacja odgrywa istotną rolę w ogólnej zawartości<br />
uranu w organizmie ptaków morskich. Badania wykazują, że większe stężenia uranu w powietrzu<br />
obserwuje się nad lądem, niższe natomiast nad oceanami [Hamilton 1970; Hirose<br />
i Sugimura 1981; Fisenne i in. 1987]. W związku z tym u ptaków, które znaczną część swojego<br />
życia spędzają na lądzie lub w jego pobliżu (kormoran, edredon i łyska), obserwuje się<br />
większe stężenia uranu, szczególnie w ich piórach, niż u gatunków, które większość swojego<br />
życia spędzają na wodach otwartych (czernica, uhla i alka krzywonosa).<br />
Średnie wartości stosunków aktywności 234 U/ 238 U w całym organizmie większości badanych<br />
ptaków morskich oscylowały wokół jedności i zawierały się w przedziale od 0,95±0,41<br />
u nurzyka podbielałego do 1,12±0,03 u edredona oraz były nieznacznie mniejsze niż obliczone<br />
dla organizmów fito- i zooplanktonowych, zoobentosowych oraz ryb zasiedlających<br />
południową część Morza Bałtyckiego [Skwarzec 1995].<br />
417
Bioakumulacja<br />
Stosunki aktywności 234 U: 238 U w narządach i tkankach badanych ptaków morskich są<br />
bardziej zróżnicowane i mieszczą się w zakresie od 0,35±0,02 w mięśniach nurnika białoskrzydłego<br />
do 1,25±0,10 w szkielecie nura rdzawoszyjego. Znaczne zróżnicowanie wartości<br />
tego ilorazu świadczy o różnym zachowaniu się izotopów uranu w organizmie ptaków<br />
morskich oraz o szybszym lub wolniejszym tempie ich usuwania z narządów i tkanek ptaków<br />
morskich.<br />
Wartości stosunku aktywności 235 U: 238 U w analizowanych narządach i tkankach mieszczą<br />
się w przedziale od 0,032±0,003 w szkielecie edredona do 0,050±0,008 w piórach kormorana<br />
i są zbliżone do wartości wyznaczonej dla uranu naturalnego – 0,046 [Skwarzec 1995].<br />
Opierając się na średnich stężeniach uranu w poszczególnych przedstawicielach biocenozy<br />
południowego Bałtyku [Möller i in. 1983; Skwarzec 1995; Szefer 1987; Szefer, Wenne<br />
1987], stwierdzono, że zawartość uranu w organizmach zamieszkujących środowisko<br />
morskie zwiększa się w szeregu: ryby < ptaki morskie < zooplankton < fitoplankton < fitobentos<br />
< skorupiaki < małże.<br />
WNIOSKI. Wyniki przeprowadzonych badań i ich analiza pozwoliły na sformułowanie<br />
następujących wniosków:<br />
1. Zawartość uranu w ptakach morskich jest stosunkowo mała, podobnie jak u organizmów<br />
morskich, jednak większa niż w rybach i zależy od zawartości tego pierwiastka<br />
w pokarmie oraz jego koncentracji w środowisku, w którym one żyją. Ptaki morskie spędzające<br />
większą część swojego życia na wodach otwartych charakteryzują się niższymi<br />
stężeniami niż ptaki przybrzeżne.<br />
2. Uran nie jest rozmieszczony równomiernie w narządach i tkankach analizowanych gatunków<br />
ptaków morskich. Największą jego zawartością charakteryzują się pozostałe<br />
trzewia oraz pióra, najmniejszą natomiast skóra i mięśnie.<br />
3. Ponad 63% zawartego w piórach uranu jest na nich zaadsorbowana i pochodzi przede<br />
wszystkim z atmosfery.<br />
4. Bardzo ważnym zjawiskiem mającym wpływ na zawartość uranu w narządach i tkankach<br />
ma pierzenie się ptaków. W czasie tego procesu znaczna jego część jest usuwana<br />
i stanowi istotne źródło tego pierwiastka w miejscu ich pierzenia się. Świadczy to<br />
o znaczącej roli ptaków morskich w obiegu tych radionuklidów w środowisku przyrodniczym.<br />
5. Uran wykazuje tendencje do akumulowania się jedynie w relacjach troficznych typu:<br />
ryby → ptaki morskie.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
EWH 2004. Environmental and Workplace Health. Uranium. Health Canada. http://www.hc-sc.gc.<br />
ca/ewh-semt/pubs/water-eau/doc_sup-appui/uranium.htm<br />
Fisenne I.M., Perry P.M., Decker K.M., Keller H.W. 1987. The daily intake of 234,235,238 U, 228,230,232 Th<br />
and 226,228 Ra by New York City residents. Health Phys. 53: 357–363.<br />
Furness R.W., Camphuysen C.J. 1997. Seabirds as monitors of the marine environment. J. Mar.<br />
Sci. 54: 726–737.<br />
Hamilton E.I. 1970. The concentration of uranium in air from contrasted natural environments.<br />
Health Phys. 19 (4): 511–520.<br />
Hirose, K., Sugimura, Y. 1981. Concentration of uranium and the activity ratio of 234 U/ 238 U in surface<br />
air: effect of atmospheric burn-up of Cosmos-954. Meteorol. Geophys. 32: <strong>31</strong>7–322.<br />
Jahnz A. 2006. Spływ radionuklidów polonu, uranu i plutonu z dorzecza Wisły. Praca doktorska,<br />
Wydział Chemii Uniwersytetu Gdańskiego.<br />
418
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
La Touche Y.D., Willis D.L., Dawydiak O.I. 1987. Adsorption and biokinetics of U in rats following<br />
an oral administration of uranyl nitrate solution. Health Phys. 53 (2): 157–162.<br />
Möller H., Shneider R., Schnier Ch. 1983. Trace metal and PCB content of mussels (Mytilus edulis)<br />
from the south–western Baltic Sea. Int. Rev. Hydrobiol. 68: 633–647.<br />
Pilastro A., Congiu L., Tallandini L., Turchetto M. 1993. The use of birds’ feathers for monitoring<br />
of cadmium pollution. Arch. Environ. Con. Tox. 24: 355–358.<br />
Skwarzec B. 1995. Polon, uran i pluton w ekosystemie południowego Bałtyku. Rozprawy i monografie.<br />
Instytut Oceanologii PAN, Sopot.<br />
Szefer P. 1987. Rozmieszczenie i migracja izotopów uranu w wodach śródlądowych i ujściowych.<br />
Stud. Mater. Oceanol. 51: 133–193.<br />
Szefer P., Wenne R. 1987. Concentration of uranium and thorium in molluscs inhabiting Gdansk<br />
Bay, Baltic Sea. Sci. Total Environ. 65: 191–202.<br />
Wrenn M.E., Durbin P.W., Howard B., Lipsztein J., Rundo J., Still E.T., Willis D.L. 1985. Metabolism<br />
of ingested U and Ra. Health Phys. 48 (5): 601–633.<br />
BIOACCUMULATION OF URANIUM IN MARINE BIRDS<br />
The aim of this work was to determine isotopes of uranium ( 234 U, 235 U, 238 U) content in<br />
marine birds, which permanently or temporally live in the Polish part of the Baltic Sea (mainly<br />
in the Gdansk Bay zone). I chose 10 species of sea birds: two species permanently residing<br />
at the southern Baltic Sea, five species of wintering birds and three species of migrating<br />
birds. The results show that the uranium is non-uniformly distributed in the marine birds.<br />
The highest activities of uranium were observed in the rest of viscera and feathers and the<br />
lowest in skin and muscles. Species of birds that eat mainly plants (Black Coot Fulica atra,<br />
Tufted Duck Aythya fuligula) accumulated more uranium than species that eat crustaceans,<br />
molluscs, fish and plants (Long-tailed Duck Clangula hyemalis, Common Eider Somateria<br />
mollissima) or only fish (Razorbill Alca troda, Great Cormorant Phalacrocorax carbo).<br />
Furthermore, species that live on nearwater (Tufted Duck Aythya fuligula, Black Coot Fulica<br />
atra) accumulated more uranium than birds, which live in the offing (Long-tailed Duck<br />
Clangula hyemalis, Velvet Scoter Melanitta fusca). Moreover, about 63% of the uranium that<br />
was located in feathers of birds was apparently adsorbed, suggesting an external source<br />
such as the air. It means that the adsorption of uranium on the surface may be an important<br />
transfer from air to water.<br />
419
Bioakumulacja<br />
Zawartość cynku w tkankach twardych saren (Capreolus<br />
capreolus L.) na tle obiegu cynku w przyrodzie*<br />
WPROWADZENIE. Rozwój cywilizacji niesie za sobą wzrost zanieczyszczenia środowiska,<br />
w którym żyjemy. Zanieczyszczone jest powietrze, gleba i woda, co oznacza, że wszystkie<br />
żywe organizmy mają nieustanny kontakt z tymi szkodliwymi substancjami [Seńczuk 2002;<br />
Lazarus i in. 2005]. Wraz z rozwojem przemysłu zwiększyło się zastosowanie metali, a to<br />
zwiększyło narażenie ogólnej populacji zamieszkałej w pobliżu rejonów przemysłowych. Niektóre<br />
z metali mają ważne znaczenie dla organizmu, ale spełniają swoją funkcję tylko w określonych<br />
stężeniach. Jednym z pierwiastków odgrywającym ważną rolę w rozwoju i prawidłowym<br />
funkcjonowaniu organizmów roślinnych i zwierzęcych jest cynk [Seńczuk 2002].<br />
W niniejszej pracy przedstawiono krążenie cynku w przyrodzie. Skupiono się na potencjalnych<br />
źródłach tego metalu w województwie zachodniopomorskim. Położenie nadgraniczne,<br />
przemysł i transport są realnym zagrożeniem dla środowiska naturalnego<br />
zachodnich ziem Polski. Główne źródła zanieczyszczeń pochodzą z aglomeracji szczecińskiej<br />
i pobliskich miast [http://biuletyn.zielonasiec.pl/region.php?id=16]. Uwalniane związki<br />
chemiczne przedostają się do wód i gleb, kumulują się w roślinach, a następnie poprzez<br />
łańcuch troficzny trafiają do organizmów zwierzęcych [Protasowicki i in. 1993]. W województwie<br />
zachodniopomorskim za najbardziej zagrożone uważa się obszary lasów w granicach<br />
aglomeracji szczecińsko-polickiej [http://biuletyn.zielonasiec.pl/region.php?id=16<br />
oraz http://wios.szczecin.pl/bip/chapter_16003.asp]. Sto kilometrów na wschód od Szczecina,<br />
na terenie Pojezierza Drawskiego brak jest dużych zakładów przemysłowych i aglomeracji<br />
miejskich. Tereny leśne na tym obszarze można więc uznać za czystsze ekologicznie<br />
w porównaniu z terenami leśnymi wokół Szczecina [http://biuletyn.zielonasiec.<br />
pl/region.php?id=16,http://wios.szczecin.pl/bip/chapter_16003.asp].<br />
Celem pracy było zbadanie jednego z ogniw krążenia cynku w przyrodzie w wyniku<br />
akumulacji tego metalu w tkankach twardych saren (Capreolus capreolus L.) pochodzących<br />
z okolicy Szczecina i Drawska Pomorskiego.<br />
Materiał i metody. Badania przeprowadzono na 22 próbach z poroży oraz czaszek<br />
saren (Capreolus capreolus L.), które pochodziły z planowanych odstrzałów myśliwskich<br />
z okolicy Drawska Pomorskiego (10 osobników: 5 osobników w wieku 1−2 lata i 5 osobników<br />
w wieku 4−8 lat) i Szczecina (12 osobników: 6 osobników w wieku 1−2 lata i 6 osobników<br />
w wieku 4−8 lat). Wiek zwierząt określono na podstawie stanu ich uzębienia [Lochman 1987].<br />
Poroża i kości czaszek po oczyszczeniu, odtłuszczeniu w acetonie i wysuszeniu w temperaturze<br />
pokojowej w celu uzyskania sproszkowanego materiału nawiercono wiertarką stomatologiczną<br />
[Dąbkowska i in. 1995]. Naważki cynku o masie 750 mg rozpuszczono w 9 ml 65%<br />
kwasu azotowego [Gutowska 2004; Dołęgowska i in. 2003]. Następnie zmineralizowano je za<br />
pomocą mineralizatora BM-1S/II. Zawartość cynku oznaczono metodą absorpcyjnej spektrometrii<br />
atomowej, używając spektrometru UNICAM 969-Solaar [Dołęgowska i in. 2003].<br />
Wyniki poddano analizie statystycznej, wykorzystując program STATISTICA 6.1.<br />
Wyniki. Średnią zawartość cynku (Zn) w mg·g -1 w porożach (a) i kościach czaszek (b)<br />
saren (Capreolus capreolus L.) podano w tabeli 1. Zwierzęta podzielono pod względem wieku<br />
i lokalizacji miejsca ich bytowania. U osobników starych poroża magazynują mniej cynku<br />
w porównaniu z zawartością Zn u osobników młodych. W kościach czaszki wraz z wiekiem<br />
saren zwiększa się stężenie cynku. Zarówno w porożach, jak i w kościach czaszek zwierząt<br />
* Mgr Sylwia Piotrowska, prof. dr hab. n. przyr. Zygmunt Machoy, prof. dr hab. n. med. Dariusz<br />
Chlubek − Pomorska Akademia Medyczna, Katedra Biochemii i Chemii Medycznej w Szczecinie.<br />
420
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
pochodzących z okolicy Szczecina zanotowano większą akumulację cynku niż u zwierząt<br />
pochodzących z okolicy Drawska Pomorskiego.<br />
Tabela 1. Średnie zawartości cynku (Zn) w mg·g -1 w porożach (a) i kościach czaszek (b) saren<br />
(Capreolus capreolus L.)<br />
Pierwiastek Wiek lub pochodzenie n Średnia Odchylenie standardowe<br />
Zn/a<br />
12 0,0997 0,00782<br />
młode<br />
Zn/b 12 0,0770 0,01271<br />
Zn/a<br />
10 0,0893 0,01507<br />
stare<br />
Zn/b 10 0,0823 0,00694<br />
Zn/a<br />
12 0,0979 0,01302<br />
Szczecin<br />
Zn/b 12 0,0818 0,01235<br />
Zn/a<br />
10 0,0915 0,01160<br />
Drawsko Pomorskie<br />
Zn/b 10 0,0765 0,00767<br />
Dyskusja. Kości, dzięki swojej budowie i trwałości, są dobrym modelem do badań<br />
akumulacji w nich wielu trucizn pochodzących ze środowiska. Głównym mineralnym składnikiem<br />
kości jest hydroksyapatyt – Ca 10<br />
(PO 4<br />
) 6<br />
(OH) 2<br />
. W takiej strukturze niektóre kationy dwuwartościowe<br />
(np. cynku) mogą wymieniać się z wapniem, dzięki czemu zmieniają się właściwości<br />
tkanki twardej [Machoy, Straszko 1997; Gutowska 2004]. Poroża są strukturą kostną<br />
rozwijającą się na kościach czaszki, na stale występujących wyniosłościach zwanych możdżeniami<br />
[Park i in. 2004]. Dzięki nim dostarczane są wszystkie substancje odżywcze,<br />
a także związki chemiczne zanieczyszczające środowisko naturalne [Kierdorf, Kierdorf 2003].<br />
dymy z przemysłu<br />
metalurgicznego,<br />
galwanizacja<br />
pyły z hut<br />
cynku<br />
minerały<br />
spalanie węgla,<br />
ropy naftowej i jej<br />
produktów<br />
WODA<br />
gLEBA<br />
Atmosfera<br />
spalanie stałych odpadów<br />
komunalnych<br />
ścieki komunalne<br />
preparaty ochrony<br />
roślin, nawozy<br />
fosforowe<br />
cynk ze zwałowisk<br />
odpadów górniczych<br />
i przemysłowych<br />
Rys.1. Źródła cynku w przyrodzie [Seńczuk 2002; Pasternak, Majdanik 1999]<br />
421
Bioakumulacja<br />
Rys. 2. Schemat krążenia cynku w przyrodzie [O’Neill 1997]<br />
W przyrodzie cynk występuje w postaci minerałów: sfalerytu, smitsonitu (ZnO 3<br />
), henimorfitu,<br />
wilemitu czy cynkitu (ZnO) [Seńczuk 2002]. Na rysunku 1 przedstawiono źródła<br />
oraz zastosowanie tego metalu przez człowieka. Obciążenie terenu województwa zachodniopomorskiego<br />
jest bardzo zróżnicowane [Landsberg-Uczciwek 2006]. Zagęszczenie populacji<br />
ludzkiej, a co za tym idzie większa ilość produkowanych odpadów i ścieków, predysponuje<br />
Szczecin do większej kumulacji cynku w środowisku naturalnym w porównaniu<br />
z obszarami Drawska Pomorskiego. Potwierdzają to dane z tabeli 1. W tkankach twardych<br />
saren pochodzących z okolicy Szczecina jest większe stężenie cynku niż u zwierząt z obszaru<br />
Drawska Pomorskiego.<br />
W biosferze istnieje stała migracja i wymiana materii. Zanieczyszczenia i skażenia przechodzą<br />
do gleby, wody, powietrza i świata istot żywych łącznie z człowiekiem (rys.1) [Kabata-Pendias,<br />
Pendias 1993]. Na rysunku 2 przedstawiono schemat krążenia cynku w przyrodzie.<br />
Substancje organiczne gleb tworzą łatwe połączenia z cynkiem. Metal ten akumuluje się<br />
w powierzchniowych poziomach gleb organicznych i mineralnych. W Polsce najmniejsze<br />
ilości cynku występują w lekkich glebach bielicowych i płowych, a największe w ciężkich<br />
glebach brunatnych i madach [Pasternak 1999]. Rysunek 3 przedstawia rodzaje gleb występujących<br />
na obszarze województwa zachodniopomorskiego. Profil glebowy potwierdza<br />
możliwość występowania większego stężenie cynku w glebach aglomeracji szczecińskopolickiej<br />
(gleby zniszczone przez przemysł i zabudowę) w porównaniu do stężenia tego metalu<br />
w okolicy Drawska Pomorskiego (gleby bielicowe, płowe). Na zachodzie województwa<br />
są też większe obszary kwaśnych ziem (torfowe) (rys.1), a przy kwaśnym odczynie gleby<br />
łatwiej uwalnia się cynk z fosforanu cynku, powstającego po zastosowaniu nawozów fosforowych<br />
[Pasternak, Majdanik 1999].<br />
W tabeli 2 zestawiono zawartości cynku w glebie, wodzie, atmosferze i tkankach twardych<br />
saren pochodzących z okolicy Szczecina i Drawska Pomorskiego. Największe ilości<br />
cynku występują w powietrzu regionów przemysłowych i dużych aglomeracji miejskich,<br />
szczególnie w miesiącach letnich [Pasternak, Majdanik 1999]. Cynk jest powszechnym<br />
składnikiem wód powierzchniowych, koncentruje się w osadach rzek i jezior. Przedostaje<br />
się do wód podziemnych w stosunkowo małych ilościach. Głównym zagrożeniem jako-<br />
422
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ści wód jest obecnie gospodarka komunalna, która odprowadza ponad 60% ogólnej ilości<br />
wytworzonych ścieków wymagających oczyszczenia. Ścieki są często odprowadzane bez<br />
oczyszczenia do małych rzek. Taki stan jest szczególnie widoczny na obszarach wiejskich,<br />
na których tylko 35,2 % ludności korzysta z kanalizacji [Landsberg-Uczciwek 2006].<br />
Rys. 3. Rodzaje gleb w województwie zachodniopomorskim [http://www.rumia.edu.pl]<br />
rys.3. rodzaje gleb w województwie zachodniopomorskim [http://www.rumia.edu.pl]<br />
Fizyczne krążenie cynku współgra z biologicznym krążeniem. Organizmy żywe składają<br />
się z pierwiastków chemicznych, które ciągle ulegają wymianie między częścią biotyczną<br />
a abiotyczną ekosystemu. Poszczególne atomy uczestniczące w cyklu mogą być wielokrotnie<br />
wykorzystywane przez rośliny i zwierzęta [Krebs 2001]. U większości roślin zawarte<br />
jest 15–80 ppm tego pierwiastka. O przyswajaniu tego metalu przez rośliny decydują warunki<br />
glebowe, odczyn i stosunek Ca:Zn. Cynk wchodzi w skład wielu enzymów i reguluje<br />
wiele procesów metabolicznych. Jest on łatwo transportowany w organizmach roślinnych,<br />
gromadzi się w nadmiarze głównie w korzeniach lub liściach, czyli organach spożywanych<br />
przez zwierzęta [Pasternak, Majdanik 1999]. Średnie zawartości cynku w roślinach przedstawia<br />
tabela 3.<br />
Organizmy zwierzęce narażone są na działanie zanieczyszczeń chemicznych pośrednio<br />
poprzez łańcuch pokarmowy oraz bezpośrednio w wyniku wdychania pyłów, gazów atmosferycznych<br />
i pobierania wody [Kabata-Pendias, Pendias 1993]. W łańcuchu troficznym im wyżej<br />
usytuowany jest organizm, tym charakteryzuje się większą akumulacją związków ze środowiska.<br />
W organizmie człowieka zawartość cynku szacowana jest na 2−3 g [Pasternak, Majdanik<br />
1999], 85% cynku zmagazynowane jest w mięśniach i kościach, a 11% w skórze, wątrobie<br />
i innych tkankach [Tapiero 2003]. W niniejszej pracy analizowano zawartość tego pierwiastka<br />
w tkankach twardych saren, ale w różnych tkankach organizmów zwierzęcych występuje on<br />
423
Bioakumulacja<br />
najczęściej w stężeniu 10–200 ppm [Pasternak, Majdanik 1999]. U osobników starszych badanych<br />
saren zanotowano wzrost stężenia cynku w kościach czaszki oraz spadek stężenia tego<br />
metalu w porożach (tab. 1). Przyczyną tego może być coroczne ich zrzucanie i ponowna w nich<br />
regeneracja i akumulacja substancji. Cynk wchodzi w skład wielu enzymów. Niedobór cynku<br />
hamuje wzrost organizmu [Pasternak, Majdanik 1999] i rozwój układu kostnego [Lowe 2002;<br />
Roughead, Łukaski 2003]. Przy nadmiarze cynku w organizmie następuje ograniczenie pobierania<br />
wapnia i fosforu z pożywienia [Pasternak, Majdanik 1999]. W ten sposób podwyższone<br />
stężenie cynku może wpływać na metabolizm tkanek twardych organizmów, których ważniejszymi<br />
składnikami są wapń i fosfor. Cynk stymuluje formowanie i mineralizację kości [Kirsch i in.<br />
2000; Zhang i in. 2003], i hamuje działanie osteoklastów resorbujących tkankę kostną [Lai, Yamaguchi<br />
2005; Nieves 2005; Okano 1996]. Jest potrzebny do syntezy kolagenu i do aktywności<br />
fosfatazy alkalicznej [Palacios 2006; Roughead, Łukaski 2003]. Wywołuje zaburzenia funkcji<br />
rozrodczych, stany zapalne i łysienie lub nieprawidłowy porost sierści, wełny czy upierzenia [Pasternak,<br />
Majdanik 1999]. U osobników saren starych stężenie cynku w porożach jest mniejsze<br />
niż u osobników młodych. Ten fakt może odzwierciedlać postępującą inwolucję poroży. Cynk<br />
stymuluje podział komórek, może przyczyniać się do rozrostu komórek rakowych [Pasternak,<br />
Majdanik 1999]. Intensywny wzrost poroży jest porównywany do nowotworopodobnego [Goss<br />
1990]. U osobników młodych, u których wzrost poroży jest intensywny, zanotowano wysoki poziom<br />
cynku w tych kostnych strukturach (tab. 1). Cynk jest stosunkowo mało toksyczny dla zwierząt,<br />
a najbardziej wrażliwe na ten metal są przeżuwacze [Pasternak, Majdanik 1999]. Jest on<br />
wydalany z kałem i moczem [Seńczuk 2002] i w ten sposób trafia z powrotem do środowiska.<br />
Tabela 2. Zawartość cynku w glebie, wodzie, atmosferze i tkankach twardych saren (Capreolus<br />
capreolus L.) pochodzących z okolicy Szczecina i Drawska Pomorskiego<br />
Materiał<br />
Gleba<br />
Woda<br />
Atmosfera<br />
Norma<br />
100 [mg·g -1 ] [ARCADIS<br />
Ekoko<strong>nr</strong>em Sp. z o.o.<br />
2004]<br />
Dopuszczalne stężenie:<br />
50 μg·l -1<br />
[Pasternak, Majdanik<br />
1999]<br />
Naturalna wartość<br />
Zn w powietrzu nad<br />
kontynentami: 10 ng·m -3<br />
[Państwowa Inspekcja<br />
Sanitarna 1999]<br />
Stan w województwie zachodniopomorskim<br />
Aglomeracja szczecińsko-<br />
Pojezierze Drawskie<br />
-policka<br />
Gleby zanieczyszczone<br />
przez przemysł i zabudowę<br />
[http://www.rumia.edu.pl];<br />
średnio 22 mg·g -1 (3–1176<br />
mg·g -1 ) [ARCADIS Ekoko<strong>nr</strong>em<br />
Sp. z o.o. 2004]<br />
Wody na cele wodociągowe<br />
klasy A1* pod względem<br />
zawartości w nich cynku<br />
[Złoczowska i in. 2006]<br />
Brak gleb zanieczyszczonych<br />
przez przemysł<br />
i zabudowę [http://www.<br />
rumia.edu.pl]<br />
Podwyższone stężenie<br />
cynku w osadach Drawy<br />
[Landsberg-Uczciwek 2006]<br />
W latach 1990–1992 nie zanotowano na obszarze województwa<br />
zachodniopomorskiego przekroczenia dopuszczalnego<br />
stężenia średniorocznego zawartości cynku<br />
w powietrzu [Państwowa Inspekcja Sanitarna 1999].<br />
Kości czaszki<br />
saren<br />
– 0,0818 mg·kg -1 0,0765 mg·kg -1<br />
Poroża saren – 0,0979 mg·kg -1 0,0915 mg·kg -1<br />
* − wody klasy A1 wymagają prostego uzdatniania fizycznego.<br />
Sytuację w środowisku naturalnym najlepiej oddają zbiory badań wieloletnich, pozwalające<br />
na analizę tendencji zachodzących zmian. Na skutek realizacji wielu inwestycji<br />
proekologicznych i większej świadomości ludzi jakość środowiska w województwie zachodniopomorskim<br />
stale poprawia się [Landsberg-Uczciwek 2006]. Dobrym materiałem do<br />
424
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
studiowania stężenia wielu substancji egzogennych kumulowanych w organizmach żywych<br />
są poroża zwierzyny płowej. Są one pozyskiwane z planowanych odstrzałów myśliwskich.<br />
Dzięki nim można w łatwy sposób monitorować czasowe zmiany poziomu m.in. fluorków<br />
w otoczeniu [Kierdorf, Kierdorf 2003] albo zawartość substancji radioaktywnych [Jaczewski<br />
1981]. Niniejsza praca jest kolejnym dowodem, że poroża saren można wykorzystać do<br />
monitorowania stężenia cynku w środowisku naturalnym saren (Capreolus capreolus L.)<br />
[Lazarus i in. 2005].<br />
Tabela 3. Średnie zawartości cynku w roślinach [Kabata-Pendias, Pendias 1993]<br />
Roślina<br />
Liście kapusty<br />
Liście sałaty<br />
Korzeń marchwi<br />
Bulwa ziemniaków<br />
Owoce – jabłka<br />
Grzyby jadalne<br />
Ziarno pszenicy<br />
Ziarno żyta<br />
Ziarno owsa<br />
Ziarno pszenżyta<br />
Zn [ppm]<br />
1,7 (w świeżej masie)<br />
4,0 (w świeżej masie)<br />
2,8 (w świeżej masie)<br />
3,9 (w świeżej masie)<br />
0,5 (w świeżej masie)<br />
0,12–0,59 (w suchej masie)<br />
27 (w suchej masie)<br />
<strong>31</strong> (w suchej masie)<br />
29 (w suchej masie)<br />
22 (w suchej masie)<br />
ppm – mg·kg -1<br />
Wnioski. W wyniku przeprowadzonych badań sformułowano następujące wnioski:<br />
1. Obieg cynku w przyrodzie obejmuje różne formy jego interakcji ze składnikami środowiska<br />
naturalnego.<br />
2. Poroża i kości czaszki saren (Capreolus capreolus L.) mogą być bioindykatorami zanieczyszczeń<br />
środowiska naturalnego związkami chemicznymi, np. związkami cynku.<br />
3. Tereny zachodnie województwa zachodniopomorskiego z aglomeracją szczecińsko-policką<br />
są bardziej narażone na zanieczyszczenie związkami cynku niż wschodnia część<br />
województwa zachodniopomorskiego.<br />
4. Coroczne zrzucanie poroży może być jedną z form detoksykacji poprzez eliminację<br />
substancji egzogennych z organizmu zwierzyny płowej.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
ARCADIS Ekoko<strong>nr</strong>em Sp. z o.o. − Wrocław dla Gminy i Miasta Szczecin 2004. Stan środowiska<br />
miasta Szczecina na dzień <strong>31</strong>.12.2002 r. Opracowano w ramach „Programu ochrony środowiska<br />
dla miasta Szczecina”: 1-115. http://www.ikzm-oder.de/download.php?fileid=2150<br />
Dąbkowska E., Machoy Z., Straszko J., Zakrzewska H., Paszkiewicz K. 1995. Obszary Pomorza<br />
Zachodniego, gdzie najdłużej utrzymuje się zagrożenie zwierzyny płowej przez emisje przemysłowe<br />
zawierające związki fluoru. Bromat. Chem. Toksykol. 3: 271–274.<br />
Dołęgowska B., Machoy Z., Chlubek D. 2003. Changes in the content of zinc and fluoride during<br />
growth of the femur in chicken. Biol. Trace. Elem. Res. 91: 67–76.<br />
Goss R.J. 1990. Tumor-like growth of antler in castrated fallow deer: an electron microscopic study.<br />
Scanning Microsc. 4(3): 715-20, discussion: 720–1.<br />
Gutowska I. 2004. Interakcje metali zawartych w tkance kostnej określone na podstawie programu<br />
Statistica Neural Network. Rozprawa na stopień doktora nauk medycznych. Pomorska<br />
Akademia Medyczna. Szczecin.<br />
425
Bioakumulacja<br />
Gutowska I., Machoy Z., Machaliński B. 2005. The role of bivalent metals in hydroxyapatite structures<br />
as revealed by molecular modeling with the HyperChem software. J Biomed Mater<br />
Res A. 15: 788–93.<br />
http://biuletyn.zielonasiec.pl/region.php?id=16<br />
http://www.rumia.edu.pl/210/MatDlaUczn/POLSKA%20I%20ŚWIAT/mapy-Polska/Polska%20-<br />
%20gleby.jpg<br />
http://wios.szczecin.pl/bip/chapter_16003.asp<br />
Jaczewski Z. 1981. Poroże jeleniowatych. Państwowe Wydawnictwo Rolnicze i Leśne, Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
Kierdorf U. Kierdorf H. 2003. Temporal variation of fluoride concentration in antlers of roe deer<br />
(Capreolus capreolus) living in an area exposed to emission from iron and steel industry.<br />
1948–2000. Chemosphere 52: 1677–1681.<br />
Kirsch T., Harrison G., Worch K.P., Golub E.E. 2000. Regulatory roles of zinc in matrix vesiclemediated<br />
mineralization of growth plate cartilage. J. Bone. Miner. Res. 15(2): 261–270.<br />
Krebs Ch.J. 2001. Ekologia. Eksperymentalna analiza rozmieszczenia i liczebności. PWN, Warszawa.<br />
Lai Y.L., Yamaguchi M. 2005. Effects of copper on bone component in the femoral tissues of rats:<br />
anabolic effect of zinc is weakened by copper. Biol. Pharm. Bull. 28(12): 2296–2301.<br />
Landsberg-Uczciwek M. 2006. Raport o stanie środowiska w województwie zachodniopomorskim<br />
w latach 2004–2005. Praca zbiorowa. XII Podsumowanie. Biblioteka Monitoringu Środowiska,<br />
Szczecin, 281–292. http://www.wios.szczecin.pl/bip/chapter_16003.asp.<br />
Lazarus M., Vicković I., Šoštarič B., Blanuša M. 2005. Heavy metal levels in tissues of red deer<br />
(Cervus elaphus) from eastern Croatia. Arh. Hig. Rada. Toksikol. 56: 233–240.<br />
Lochman J. 1987. Określanie wieku zwierzyny. Państwowe Wydawnictwo Rolnicze i Leśne, Warszawa.<br />
Lowe N.M., Lowe N.M, Fraser W.D., Jackson M.J. 2002. Is there a potential therapeutic value of<br />
copper and zinc for osteoporosis? Proc. Nutr. Soc. 61(2): 181–5.<br />
Nieves J.W. 2005. Osteoporosis: the role of micronutrients. Am. J. Clin. Nutr. 81 (suppl.)<br />
1232S−1239S.<br />
Machoy Z., Straszko J. 1997. Accumulation of bone fluoride in fallow deer from areas near a coal<br />
power plant. Environ Sci. 5: 159−167.<br />
Okano T. 1996. Effects of essential trace elements on bone turnover – in relation to the osteoporosis.<br />
Nippon Rinsho 54(1): 148−54.<br />
O' Neill P. 1997. Chemia środowiska. PWN, Warszawa.<br />
Palacios C. 2006. The role of nutrients in bone health, from A to Z. Crit. Rev. Food. Sci. Nutr.<br />
46(8): 621−628.<br />
Państwowa Inspekcja Sanitarna 1993. Zanieczyszczenie powietrza w Polsce w latach 1990−1992<br />
w świetle badań Państwowej Inspekcji Sanitarnej. Biblioteka Monitoringu Środowiska. Warszawa.<br />
Park H.J., Lee H., Park S.G., Lee S.C., Cho S., Kim H.K., Kim J.J., Bae H., Park B.C. 2004. Proteome<br />
analysis of red deer antler, Proteomic. 4: 3642−53.<br />
Pasternak K., Majdanik M. 1999. Rola cynku w przyrodzie. Biul. Magnezol. 4 3/4: 547−553.<br />
Protasowicki M., Machoy Z., Ciereszko W., Samujło D. 1993. Jakość zdrowotna żywności<br />
w Szczecinie i rejonie w świetle obecności wybranych zanieczyszczeń chemicznych. Stan<br />
środowiska miasta i rejonu Szczecina, zagrożenia i ochrona. red. Jasnowska J. ESOFT.<br />
Szczecin. 285−294.<br />
Roughead Z.K., Lukaski H.C. 2003. Inadequate copper intake reduces serum insulin-like growth<br />
factor-I and bone strength in growing rats fed graded amounts of copper and zinc. J. Nutr.<br />
133: 442−428.<br />
Seńczuk W. red. Toksykologia 2002. PZWL, Warszawa.<br />
426
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tapiero H., Tew K.D. 2003. Trace elements in human physiology and pathology: zinc and metallothioneins.<br />
Biomed. Pharmacother. 57(9): 399−411.<br />
Zhang Y.H., Cheng Y.Y., Hong Y., Wang D.L., Li S.T. 2003. Effects of zinc deficiency on bone mineralization<br />
and its mechanism in rats. Zhonghua Yu Fang Yi Xue Za Zhi. 37(2): 121−124.<br />
Złoczowska I. i in. 2006. Raport o stanie środowiska w województwie zachodniopomorskim w latach<br />
2004-2005. IV Rzeki. Biblioteka Monitoringu Środowiska. Szczecin. 55−82.<br />
http://www.wios.szczecin.pl/bip/chapter_16003.asp<br />
Zinc content in hard tissues of roe deer (Capreolus capreolus L.)<br />
against the zinc circle in nature.<br />
Zinc is one of the chemical elements that circulate in nature. The potential sources of<br />
this element in the Zachodniopomorskie Voivodeship in Poland were analysed. The vast<br />
majority of the waste is produced in the area of the highly industrialised western part of the<br />
Voivodeship. The contaminants penetrate the soil, water, air and living organisms. Animal<br />
bodies are exposed to the action of chemical contaminants indirectly through the food chain<br />
and directly as a result of inhalation of dusts and atmospheric gases and of water intake.<br />
The hard tissues of roe deer (Capreolus capreolus L.), i.e. antlers and cranial bones, which<br />
represent a fragment of the zinc cycle in nature, were selected for experimental studies.<br />
Zinc was measured by atomic absorption spectrometry. The mean contents of this metal in<br />
antlers and cranial bones were determined for young animals (12 animals) and old animals<br />
(10 animals) of the areas of Szczecin (12 animals) and Drawsko Pomorskie (10 animals).<br />
One of the characteristic features of antlers is their annual shedding, which constitutes one<br />
of the forms of zinc elimination from the body of roe deer. Other measurements of zinc contents<br />
were compared with the literature data. As shown by the summary of the studies, the<br />
antlers and cranial bones of roe deer (Capreolus capreolus L.) may be biomarkers of contamination<br />
of the natural environment with chemicals, e.g. zinc compounds, and annual antler<br />
shedding may be one of the forms of detoxication.<br />
427
Bioakumulacja<br />
Fluorki w zębach lisa Vulpes vulpes z Pomorza Zachodniego*<br />
WPROWADZENIE. Związki fluoru występujące w środowisku pochodzą zarówno<br />
z naturalnych, jak i antropogenicznych źródeł. Znaczne ich ilości powstają jako produkt<br />
uboczny w różnych gałęziach przemysłu, np. metalowego, szklarskiego, farbiarskiego, fotochemicznego,<br />
w elektrociepłowniach oraz podczas wytwarzania nawozów sztucznych<br />
– superfosfatów [Seńczuk 1994]. Uważa się, że niewielkie ilości fluoru są niezbędne dla<br />
kręgowców do właściwego funkcjonowania pewnych enzymów oraz uczestniczą w procesach<br />
tworzenia kości i zębów, ale w większych dawkach działają toksycznie, kancerogennie<br />
i mogą być przyczyną rozmaitych fluoroz, zarówno u ludzi, jak i u zwierząt [Gessner<br />
i in. 1994; Whitford 1994; Verner i in. 1998; Camargo 2003; Kono i in. 2003; Kockum i in.<br />
2006]. Należy dodać, że u dzikich, udomowionych i laboratoryjnych ssaków obserwuje<br />
się podobne objawy toksycznego zatrucia fluorem, jak u człowieka, w tym fluorozę zębów<br />
[Walton 1988; Kierdorf i in. 1996; Tataruch i Kierdorf 2004; Minttal i Flora 2006]. Od wielu<br />
lat w badaniach monitoringowych dotyczących obciążenia środowiska fluorem wykorzystywane<br />
są dziko żyjące stałocieplne zwierzęta. Wiele gatunków spośród nich stanowi dobre<br />
bioindykatory, bowiem są to na ogół zwierzęta występujące przez cały rok na określonym<br />
terenie, a ilość zanieczyszczeń w środowisku jest zwykle proporcjonalna do stopnia nagromadzania<br />
go w organizmach wskaźnikowych [Apostoli 1992; Shore 1995; Czarnowski<br />
2003; Becker 2004; Tataruch i Kierdorf 2004]. Związki fluoru w największych ilościach są<br />
deponowane w kościach, dlatego ich stężenia badane są przede wszystkim w silnie zmineralizowanych<br />
materiałach biologicznych, to znaczy w kościach, porożach i zębach [Machoy<br />
2003; de Menezes i in. 2003; Harrison 2005]. Spośród dziko żyjących stałocieplnych<br />
kręgowców najczęściej fluorki oznaczano w elementach kostnych kopytnych roślinożernych<br />
ssaków: jelenia szlachetnego Cervus elaphus, wapiti C. e. canadiensis, sarny Capreolus<br />
capreolus, łosia Alces alces, owcy kanadyjskiej Ovis canadiensis, a znacznie rzadziej<br />
u gryzoni, ssaków drapieżnych i ptaków [Walton 1988; Machoy i in. 1995; Shore 1995; Tataruch<br />
i Kierdorf 2004; Salicki i Kalisińska 2006]. W Polsce ukazało się wiele prac na temat,<br />
przy czym dotychczas fluorki u ssaków bytujących na Pomorzu Zachodnim analizowano<br />
jedynie u przedstawicieli kopytnych [Dąbkowska i in. 1995; Zakrzewska 1996; Zakrzewska<br />
i in. 2005; Piotrowska i in. 2006]. Obszar ten od lat wzbudza duże zainteresowanie<br />
naukowców w omawianym aspekcie, ponieważ na Pomorzu Zachodnim znajduje się wiele<br />
zakładów przemysłowych, w tym fabryka nawozów mineralnych, kwasów fosforowych<br />
i bieli tytanowej w Policach (ok. 14 km na północ od Szczecina). Celem niniejszych badań<br />
było określenie stężenia fluorków w zębach lisów pochodzących z tego terenu, znalezienie<br />
ewentualnych korelacji między analizowanymi parametrami, a także przeprowadzenie stosownych<br />
porównań z wynikami innych autorów.<br />
MATERIAŁ I METODY. Do badań zgromadzono 14 lisów (Vulpes vulpes) upolowanych<br />
na obszarze Pomorza Zachodniego w sezonie łowieckim 2005/2006, przy czym<br />
większość zwierząt pochodziła ze stycznia i lutego 2006 r. Cztery osobniki pozyskano<br />
koło Kołbaskowa leżącego 12 km na zachód od centrum Szczecina, a pozostałe dostarczono<br />
z miejsc położonych na północ od dużego miasta – Przybiernowa, wyspy Wolin<br />
i Kamienia Pomorskiego (odpowiednio odległych o 40, 50 i 60 km). Lisy były w różnym<br />
wieku (od roku do kilku lat). Przedmiotem analiz były pierwsze stałe zęby trzonowe pobrane<br />
z lewego łuku kości żuchwowej lisa. Suchą masę zębów oznaczono metodą wagową,<br />
susząc zęby w temperaturze 105ºC do stałej masy. Następnie trzonowce spalono w tem-<br />
* Prof. dr hab. Elżbieta Kalisińska, Mirona Palczewska − Katedra Zoologii, Akademia Rolnicza<br />
w Szczecinie.<br />
428
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
peraturze 700ºC w czasie 8 godz., co pozwoliło ustalić zawartość popiołu w suchej masie.<br />
Z każdego spopielonego i dokładnie rozdrobnionego w agatowym moździerzu zęba odważano<br />
dwie próbki (po około 100 mg każda), które rozpuszczano w 5 ml roztworu kwasu<br />
nadchlorowego o stężeniu 1,13 mol·l -1 . Następnie dodawano 50 ml 0,2 mol·l -1 roztworu<br />
cytrynianu sodowego i uzupełniano do 100 ml podwójnie destylowaną wodą. Przed każdym<br />
oznaczeniem korygowano wartość pH do 5,5 roztworem kwasu nadchlorowego lub<br />
NaOH. Oznaczenie stężenia fluoru w próbce wykonywano przy użyciu fluorkowej elektrody<br />
jonoselektywnej (Detektor) oraz jonometru CX-7<strong>31</strong> (Elmetron). Elektrodą odniesienia<br />
przy pomiarze różnicy potencjału była elektroda chlorosrebrowa z płaszczem zewnętrznym<br />
zawierającym 1 mol·l -1 roztwór KNO 3<br />
. Stężenie fluorków w zębach przeliczono na 1<br />
kg suchej masy oraz popiołu. Do opracowania statystycznego wykorzystano średnie wartości<br />
uzyskane z każdej pary próbek. Ustalono średnie arytmetyczne, odchylenia standardowe<br />
oraz współczynniki zmienności dotyczące suchej masy trzonowców, popiołu z nich<br />
otrzymanego, a także stężeń znajdujących się w nich fluorków dla 4 osobników upolowanych<br />
na zachód od Szczecina, 10 lisów pochodzących z miejsc leżących od niego na północ,<br />
jak i wszystkich zwierząt łącznie. Ponadto dokonano porównań analogicznych parametrów<br />
ustalonych dla obu grup lisów stosując test t-Studenta. Do obliczeń wykorzystano<br />
program statystyczny Statistica 6.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Wszystkie pobrane do badań zęby były prawidłowo zbudowane<br />
i nie stwierdzono na ich powierzchniach makroskopowo widocznych zmian barwnych,<br />
ani strukturalnych. Średnia zawartość wody w zębie wynosiła 6,5%. W tabeli 1 zestawiono<br />
średnie masy wysuszonych i spopielonych zębów lisów oraz stężenia fluorków w suchej<br />
masie i popiele analizowanych trzonowców.<br />
Tabela 1. Sucha masa zębów i popiołu w nim zawartego oraz stężeń fluorków w tych materiałach<br />
pochodzących od lisów upolowanych na Pomorzu Zachodnim (X−średnia arytmetyczna;<br />
SD− odchylenie standardowe; CV−współczynnik zmienności; zakres, min.-max.)<br />
Pochodzenie lisów i liczebność<br />
grup [n]<br />
Sucha masa<br />
zęba [g]<br />
0,96±0,09<br />
9,4<br />
0,83-1,04<br />
0,81±0,22<br />
27,16<br />
0,44-1,13<br />
0,85±0,20<br />
23,5<br />
0,44-1,13<br />
Popiół w zębie<br />
[%]<br />
76,25±0,66<br />
0,87<br />
75,52-77,05<br />
71,73±1,40<br />
1,95<br />
74,96-78,84<br />
76,41±1,02<br />
1,33<br />
74,96-78,84<br />
Stężenie F [mg·kg -1 ]<br />
w s.m. w popiele<br />
Tereny na zachód<br />
od Szczecina (n=4)<br />
X±SD<br />
CV<br />
zakres<br />
X±SD<br />
CV<br />
zakres<br />
X±SD<br />
CV<br />
zakres<br />
514±309<br />
60,1<br />
113-795<br />
389±242<br />
62,2<br />
12,9-687<br />
425±257<br />
60,5<br />
12,9-795<br />
672±401<br />
59,7<br />
149-1040<br />
510±320<br />
62,7<br />
16,9-904<br />
556±337<br />
60,6<br />
16,9-1040<br />
Tereny na północ<br />
od Szczecina (n=10)<br />
Pomorze Zachodnie<br />
(n=14)<br />
Nie stwierdzono statystycznie istotnych różnic między porównywanymi parametrami<br />
dotyczącymi zębów lisów pochodzących z obszarów leżących na zachód i północ od<br />
Szczecina. Można jednak zauważyć, że u lisów upolowanych na zachód od Szczecina<br />
średnie stężenie fluorków w suchej masie zęba jest o ponad 30% większe w porównaniu<br />
do stężenia lisów z obszarów bardziej odległych, usytuowanych na północ od tego miasta.<br />
Trzeba także zaznaczyć, że dysponowano niezbyt licznym materiałem, a ponadto<br />
stężenia fluorków zawierają się w dużych zakresach (w s.m. 12,9–795 mgF·kg -1 ; w popiele<br />
16,9–1040 mgF·kg -1 ), co znalazło odzwierciedlenie w wartości współczynników zmienności<br />
przekraczających 60% (tab. 1).<br />
429
Bioakumulacja<br />
Dla wszystkich zgromadzonych osobników (n=14) ustalono korelacje między różnymi<br />
badanymi parametrami, ale istotne statystycznie (p≤0,05) okazały się one jedynie dla kilku<br />
spośród nich:<br />
• procentowej zawartości suchej masy (s.m.) w zębie i procentowej zawartości popiołu<br />
w zębie r=0,90;<br />
• stężenia fluorków w s.m. zęba i jego suchą masą r=0,63;<br />
• stężenia fluorków w popiele z zęba i procentową zawartością w nim s.m. r=0,62;<br />
• stężenia fluorków w s.m. zęba i ich stężenia w popiele z zęba r=1,00.<br />
W przedmiotowym naukowym piśmiennictwie natrafiono tylko na jedną pracę dotyczącą<br />
fluoru w kościach lisa zamieszkującego Europę, a badania te zrealizowano w Wielkiej<br />
Brytanii [Walton 1984]. U lisów bytujących w pobliżu fabryki aluminium, emitującej<br />
bardzo duże ilości związków fluoru, wykryto kilka razy większe średnie stężenie fluorków<br />
w kościach (1650 mg·kg -1 ) w porównaniu z analogicznym materiałem pobranym od zwierząt<br />
tego gatunku bytujących na terenach niezanieczyszczonych związkami fluoru (283<br />
mgF·kg -1 ). Ponadto Walton [1984] stwierdził, że stężenie fluorków w kościach lisów jest<br />
dodatnio skorelowane z ich wiekiem. Ustalone przez nas średnie stężenie fluorków w zębach<br />
lisów z Pomorza Zachodniego jest o 50% większe od wartości podawanej przez<br />
Waltona [1984] dla tego gatunku ssaka z brytyjskich obszarów niezanieczyszczonych<br />
związkami fluoru. Na temat fluorków w kostnych utworach ssaków z terenu Polski najwięcej<br />
prac poświęcono zwierzętom kopytnym. Dane z nich pochodzące zestawiono w tabeli<br />
2, przy czym skoncentrowano się głównie na informacjach dotyczących Polski północnozachodniej.<br />
W wielu opracowaniach, podobnie jak w publikacji Waltona [1984], wykazano<br />
istnienie dodatnich korelacji między stężeniem fluorków w kościach a wiekiem zwierząt.<br />
Jednak od tego modelu zdarzają się wyjątki, np. w żuchwach saren w wieku do 4 lat było<br />
więcej fluorków niż osobników starszych, odpowiednio 1252 i 475 mg·kg -1 [Dąbkowska<br />
i in. 1995]. Wspomniane sarny pochodziły z Nadleśnictwa Rokita leżącego na północny<br />
wschód od Szczecina i Polic, a zatem na linii najczęściej wiejących w tym regionie wiatrów<br />
– z południowego zachodu. Jak wynika z zestawienia porównawczego (tab. 2) najmniejsze<br />
stężenia fluorków (< 200 mg·kg -1 ) występowały w kościach przedstawicieli rodziny<br />
jeleniowatych pochodzących z rejonów najbardziej odległych od uprzemysłowionej<br />
aglomeracji szczecińskiej (nadleśnictwa Szczecinek, Połczyn Zdrój i Świdwin). U zwierząt<br />
młodych i starych, które upolowano na Pomorzu Zachodnim, stężenie fluoru w zębach,<br />
kościach i porożach zawierało się zwykle w granicach 300–500 mg·kg -1 s.m., a tylko<br />
w skrajnych przypadkach było większe. W podanym przedziale mieszczą się również<br />
wartości ustalone przez nas dla zębów lisa. Badania Zakrzewskiej i in. [2005] wykazały,<br />
że stężenia fluorków w zębach jelenia odpowiadają w 70–80 procentach wartościom podawanym<br />
przez nich dla żuchwy.<br />
Biorąc pod uwagę wyniki badań Zakrzewskiej i in. [2005], a także Woltona [1984]<br />
i wyniki autorów tego opracowania, można stwierdzić, że lisy i pobierane od nich zęby<br />
stanowią dogodny materiał do pośredniej oceny stopnia zanieczyszczenia środowiska<br />
związkami fluoru. W przyszłości, w studiach bioindykacyjnych opartych na tych łownych<br />
i pospolitych ssakach, należy wziąć pod uwagę większą liczbę osobników pochodzących<br />
z rejonów o różnym stopniu zanieczyszczenia środowiska związkami fluoru, a także<br />
uwzględnić wiek zwierząt.<br />
430
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 2. Stężenia fluorków (mg·kg -1 s.m.) w utworach kostnych (ż − żuchwa; wkż − wyrostek<br />
kłykciowy żuchwy; p − poroże; cz − czaszka) ssaków łownych z terenu Polski, w tym<br />
z woj. zachodniopomorskiego. W nawiasach podano zakres zmienności<br />
Gatunek<br />
Łoś<br />
Alces alces<br />
Jeleń europejski<br />
Cervus elaphus<br />
(dane z 1990 r.)<br />
Sarna (kozły)<br />
Capreolus capreolus<br />
Jeleń europejski<br />
Cervus elaphus<br />
Sarna (kozły)<br />
Capreolus capreolus<br />
Jeleń europejski<br />
Cervus elaphus<br />
Jeleń europejski<br />
Cervus elaphus<br />
Jeleń europejski<br />
Cervus elaphus<br />
Sarna<br />
Capreolus capreolus<br />
Lis<br />
Vulpes vulpes<br />
Materiał kostny<br />
ząb<br />
Wiek<br />
(w latach)<br />
(pierwszy<br />
trzonowiec<br />
kość<br />
żuchwy)<br />
2 – ż 100<br />
13 – ż 400<br />
0–4<br />
≥4<br />
0–4<br />
≥4<br />
0–4<br />
≥4<br />
–<br />
–<br />
–<br />
ż 432,6±65,2<br />
ż 830,2±217,4<br />
ż 350,5±55,5<br />
ż 529,5±123,8<br />
ż 1251,9±39,9<br />
ż 474,8±95,9<br />
Pochodzenie<br />
Polska<br />
Pomorze Zachodnie<br />
Nadl. Trzebież<br />
Nadl. Goleniów<br />
Nadl. Rokita<br />
1–6<br />
2–9<br />
– ż 190,2<br />
(70,6–<strong>31</strong>5,7) Pomorze Środkowe<br />
– ż 182,7 Nadl. Szczecinek<br />
(69,2–332,0)<br />
3–10 –<br />
ż 273,3<br />
(159,7–407,1) Pomorze Środkowe<br />
2–7 –<br />
ż 55,8 Nadl. Połczyn Zdrój<br />
(34,2–77,5)<br />
2–5 –<br />
84,3<br />
(51,9–117,5)<br />
Pomorze Środkowe<br />
Nadl. Świdwin<br />
1–2 161,3 wkż 194,8 Pomorze Zachodnie<br />
6–8 552,1 wkż 750,2 (Szczecin)<br />
młode –<br />
dorosłe –<br />
od 10 mies.<br />
do kilku lat<br />
p 351±99<br />
cz 398±120<br />
p 4<strong>31</strong>±1<strong>31</strong><br />
cz 503±153<br />
Pomorze Zachodnie<br />
(Szczecin)<br />
425±257 – Pomorze Zachodnie<br />
Źródło<br />
Machoy Z. i in.<br />
1995<br />
Dąbkowska E.<br />
i in. 1995<br />
Gutowska J.<br />
i in. 2004<br />
Zakrzewska<br />
H. i in. 2005<br />
Piotrowska S.<br />
i in. 2006<br />
niniejsza<br />
praca<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Apostoli P. 1992. Criteria for the definition of reference values for toxic metals. Sci. Total Environ.<br />
120: 23–37.<br />
Becker P.H. 2004. Biomonitoring with birds. In: A.A.Markert, A.M. Breure, H.G. Zechmeister (eds)<br />
Bioindicators & Biomonitors. Elsevier, Amsterdam: 677–736.<br />
Camargo J.A. 2003. Fluoride toxicity to aquatic organisms: a review. Chemosphere 50: 251–264.<br />
Czarnowski W. 2003. Biomonitoring of fluorine pollution. In: D. Chlubek (ed.) Fluoride in medicine,<br />
biology and toxicology. Borgis Ltd, Warszawa: 80–89.<br />
Dąbkowska E., Machoy-Mokrzyńska, Straszko J., Machoy Z., Samujło D. 1995. Temporal changesin<br />
the fluoride levels of jaws of European deer in industrial regions of Western Pomerania,<br />
Poland. Environ. Geochem. Health 17: 155–158.<br />
de Menzenes L.M.B., Volpato M.C., Rosalen P.L., Cury J.A. 2003. Bone as a biomarker of acute<br />
fluoride toxicity. Fors. Sci. Internat. 137: 209–214.<br />
4<strong>31</strong>
Bioakumulacja<br />
Gessner B.D., Beller M., Middaugh J.P., Whitford G.M. 1994. Acute fluoride poisoning from a public<br />
water system. New Engl. J. Med. 330: 95–99.<br />
Gutowska I., Machoy Z., Machaliński B., Chlubek D. 2004. Ocena warunków bytowania zwierzyny<br />
płowej z Pomorza Zachodniego i Ziemi Lubuskiej na podstawie zawartości fluorków,<br />
wapnia i magnezu w żuchwach. I. Zależności pomiędzy zawartościami pierwiastków w żuchwach<br />
zwierząt. Ann. Acad. Med. Stet. (suppl.) 50: 42–46.<br />
Harrison P.T.C. 2005. Fluoride in water: a UK perspective. J. Fluor. Chem. 126: 1448–1456.<br />
Kierdorf U., Kierdorf H., Sedlacek F., Fejerskov O. 1996. Structural changes in fluorosed dental<br />
enamel of reed deer (Cervus elaphus L.) from a region with serve enviromental pollution by<br />
fluorides. J. Anat. 188: 183–195.<br />
Kockum P.C., Herbert R.B.,Gislason S.R. 2006. A diverse ecosystem response to volcanic aerosols.<br />
Chem. Geol. 2<strong>31</strong>: 57–66.<br />
Kono K., Dote T., Usuda K., Shimahara M. 2003. Health effects of occupational fluoride exposure.<br />
Borgis Ltd, Warszawa, pp. 90–100.<br />
Machoy Z. 2003. Fluorine bioaccumulation and elimination in animals and humans. Borgis Ltd,<br />
Warszawa, pp. 70–79.<br />
Machoy Z., Dąbkowska D., Samujło D., Ogoński T., Raczyński J., Gębczyńska Z. 1995. Relationships<br />
between fluoride content in bones and the age in European elk (Alces alces L.).<br />
Comp. Biochem. Physiol. 3C: 117–120.<br />
Mittal M., Flora S.J.S. 2006. Effects of individual and combined expozure to sodium arsenite and<br />
sodium fluoride on tissue oxidative stress, avserie and fluoride levels on male mice. Chem.-<br />
Bio. Interac. 162: 128v139.<br />
Piotrowska S., Machoy Z., Chlubek D. 2006. Porównanie zawartości wapnia, magnezu, fluorków<br />
i fosforu w porożach i kościach czaszek saren (Capreolus capreolus) w zależności od wieku.<br />
Ann. Acad. Med. Stet. 52 (suppl.): 83–87.<br />
Salicki W., Kalisińska E. 2006. Stężenia fluoru i wapnia w kościach grzywacza z okolic Szczecina,<br />
badania z lat 2002-2004. Ann. Acad. Med. Stet. 52 (suppl.): 89–95.<br />
Seńczuk W. (red.). 1994. Toksykologia. Wyd. Lekarskie PZWL, Warszawa.<br />
Shore R.F. 1995. Predicting cadmium, lead and fluoride levels in small mammals from soil residues<br />
and by species-species extrapolations. Environ. Poll. 88: 333–340.<br />
Tataruch F., Kierdorf H. 2004. Mammals as biomornitors. In: A.A.Markert, A.M. Breure, H.G.<br />
Zechmeister (eds) Bioindicators & Biomonitors. Elsevier, Amsterdam, 737–772.<br />
Varner J.A., Jensen K.F., Horvath W., Isaacson R.L. 1998. Chronic administration of aluminiumfluoride<br />
or soduim-fluoride to rats in drinking water: alterations in neuronal and cerebrovascular<br />
integrity. Brain Res. 784: 284–298.<br />
Walton K.C. 1984. Fluoride in fox bone near an aluminium reduction plant in Anglesey, Wales,<br />
and elsewhere in the United Kingdom. Environ. Poll. (ser. B) 7: 273–280.<br />
Walton K.C. 1988. Enviromental fluoride and fluorosis in mammals. Mam. Rev. 18: 77-90.<br />
Whitford G. M. 1994. Intake and metabolism of fluoride. Adv. Dent. Res. 8: 5–14.<br />
Zakrzewska H. 1996. Evaluation of some biochemical parameters in blood serum and bones<br />
of sheep from Western Pomerania regions of various element contamination degree. Ann.<br />
Acad. Med. Stetin. 10: 105–125.<br />
Zakrzewska H., Machoy-Mokrzyńska A., Materny M., Gutowska I., Machoy Z. 2005. Estimation<br />
of fluoride distribution in the manouble and teeth of the red deer (Cervus elaphus L.) from<br />
industrially polluted areas in Poland. Arch. Oral Biol. 50: 309–<strong>31</strong>6.<br />
PODZIĘKOWANIA. Składamy serdeczne podziękowanie za pomoc w zgromadzeniu<br />
materiału do badań dr. P. Mysłkowi, a dr. W. Salickiemu za cenne uwagi podczas<br />
wykonywania analiz chemicznych.<br />
432
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Fluoride in the teeth of the red fox Vulpes vulpes from Western<br />
Pomerania<br />
For many years, wild warm-blooded vertebrates have been used for determining environmental<br />
contamination from fluorides. In West Pomerania, such studies have also been<br />
carried out, mainly on herbivorous ungulates (roe deer and red deer) and pigeons. This study<br />
examined the red fox Vulpes vulpes to indicate environmental pollution from fluorides.<br />
The red fox Vulpes vulpes is a carnivorous mammal, widely present in Poland. It is easily<br />
available, as it belongs to the game animals. The study involved 14 individuals which<br />
were supplied to the Department of Zoology at the Agricultural University in Szczecin by<br />
hunters operating in West Pomerania. The foxes came from areas close to Szczecin, Poland<br />
(Kołbaskowo, Przybiernów, Kamień Pomorski, wyspa Wolin). The chemical analysis<br />
used material from the first molar tooth of the mandibule. After dry mass and mineral content<br />
(ash) were determined, fluoride concentrations (per one gram of dry mass and ash)<br />
were examined. The concentrations in dry mass ranged from 12.9 to 795.5 mgF·kg -1 , and in<br />
ash from 16.9 to 1040.1 mgF·kg -1 . In both cases the coefficients of variation were high and<br />
exceeded 60%.<br />
433
Bioakumulacja<br />
Magnesium content in hair of schnauzer dogs from the region of<br />
Warsaw depending on their breed, sex and colour*<br />
introduction. Magnesium comprises about 0.05% of body composition. Out of<br />
that, about 60% is in the skeleton, 39% in soft tissue cells and about 1% in the extracellular<br />
fluid. Together with potassium it is the most important cell mineral component [Deptuła et al.<br />
1993]. It regulates the composition of intra- and extra-cellular fluids [Papierkowski 2002]. It<br />
is impossible to overestimate the role of magnesium as a component or activator of many<br />
enzymes [Kośla 1988]. In this respect, out of various mineral components only zinc is similarly<br />
important. It is assumed that each of these elements takes part in the activity of about<br />
300 enzymes [Dainty 2001].<br />
Magnesium significantly affects lipid, carbohydrate and mineral metabolism. It also<br />
plays an important role in immunity of cellular type [Kondracki Bednarek 1996].<br />
The performed investigations aimed at evaluating magnesium content in hair of schnauzer<br />
dogs from the region of Warsaw depending on their breed, sex and colour.<br />
key words: magnesium, dog, hair<br />
material and methods. The investigation material comprised hair collected from<br />
dogs of schnauzer breed (black giant schnauzer, salt-and-pepper giant schnauzer, black<br />
medium schnauzer, salt-and-pepper medium schnauzer, black miniature schnauzer, saltand-pepper<br />
miniature schnauzer and black-silver miniature schnauzer, acc. to Ściesiński<br />
2003) from the region of Warsaw. Hair samples were collected during hair cutting at the<br />
dog parlour. Hair cutting was done close to the skin with electric hair trimmer. All together<br />
36 hair samples were collected, 15 from bitches and 21 from dogs. Samples were degreased<br />
with 70% ethyl alcohol in the extraction apparatus SER 148. The time of degreasing<br />
from the moment of alcohol boiling was 20 min. Then hair was washed in hot water,<br />
rinsed in distilled water and three times in redistilled water. After drying the samples to dry<br />
mass they were burnt in the muffle furnace at the temperature of 450º C. Then ash was<br />
quantitatively transferred to measuring flasks with the help of bidistilled water, standardized<br />
2.5% HCl in a sample. The content of manganese was determined in thus prepared samples<br />
with flame method of atomic absorption spectrophotometry (FAAS) in the Shimadzu<br />
apparatus at the Laboratory of Physico-chemical Analyses, Warsaw Agricultural University.<br />
The obtained results were analyzed statistically using the program Statistica 5.0. The<br />
significance of means was assessed with the Tukey’s test for various group sizes.<br />
results and discussion. Magnesium content in hair of schnauzer dogs depending<br />
on their sex.<br />
Magnesium content in hair of the investigated schnauzers varied from 103.36 to 400.36<br />
mg·kg -1 d.m. in bitches and 76.83 to 380.17 mg∙kg -1 d.m. in dogs. The obtained results are<br />
presented in Table 1. Statistical analysis did not reveal any significant differences in that element<br />
content depending on sex.<br />
Similarly insignificant difference in magnesium content in hair was observed by Kośla [1988]<br />
in horses comparing a group of mares (618 mg∙kg -1 d.m.) and geldings (780 mg∙kg -1 d.m.).<br />
The analysis of human hair performed by Anke and Schneider [1966] showed that woman’s<br />
hair contained significantly more magnesium than men’s hair and the authors confirmed<br />
the obtained results on another group of people [Anke i wsp. 1976].<br />
* Prof. dr hab. Tadeusz Kośla, mgr Grażyna Urbańska-Słomka, dr inż. Ewa Małgorzata Skibniewska,<br />
mgr Patrycja Klimkowska – Katedra Biologii Środowiska Zwierząt, Wydział Nauk o Zwierzętach,<br />
Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie.<br />
434
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Table 1. Mg content in hair of schnauzer dogs depending on their sex [mg∙kg -1 d.m.].<br />
Statistical parameters Bitches ♀ Dogs ♂ Total<br />
Group size (N)<br />
Arithmetic mean<br />
Standard deviation<br />
Lower quartile (25%)<br />
Median<br />
Upper quartile (75%)<br />
14<br />
256.53<br />
80.84<br />
209.8<br />
265.55<br />
297.7<br />
20<br />
204.89<br />
83.37<br />
132.5<br />
182.95<br />
274.6<br />
34<br />
226.15<br />
85.1<br />
155.7<br />
225.55<br />
287.2<br />
Magnesium content in hair of schnauzer dogs depending on their colour.<br />
In hair of dogs of salt-and-pepper colour the content of magnesium varied from 76.83 to<br />
276.36 mg∙kg -1 d.m., in black dogs these values varied from 172.42 to 400.36 mg∙kg -1 d.m.,<br />
while in the black-and-silver dogs it was from 190.55 to 297.68 mg∙kg -1 d.m. The obtained<br />
results are presented in Table 2. Statistical analysis showed significant differences between<br />
magnesium content in hair depending on its colour.<br />
Table 2. Mg content in hair of schnauzer dogs depending on their colour [mg∙kg -1 d.m.].<br />
Statistical parameters Black colour Black-and-silver colour Salt-and-pepper colour<br />
Group size (N)<br />
Arithmetic mean<br />
Standard deviation<br />
Lower quartile (25%)<br />
Median<br />
Upper quartile (75%)<br />
10<br />
B<strong>31</strong>2.94c<br />
65.65<br />
287.2<br />
<strong>31</strong>4.5<br />
360.4<br />
9<br />
B245.08b<br />
35.29<br />
229.2<br />
248.4<br />
267.7<br />
Small letters denote significant differences between groups at p≤ 0.05.<br />
Capital letters denote highly significant differences between groups at p≤ 0.01.<br />
15<br />
A156.94a<br />
53.35<br />
118.5<br />
144.4<br />
205.6<br />
The investigation of hair of black-and-white cattle showed differences in magnesium<br />
content in black and white hair. White hair contained less magnesium than black hair.<br />
Analysis of black and red hair in cattle again revealed a higher magnesium content in<br />
black hair than in red hair [Anke Risch 1979]. Korośnicka-Bombała [1996] observed highly<br />
significant positive correlations between eumelanine and magnesium in the Polish heath<br />
sheep. Anke i Risch [1979] also noted that the content of magnesium in hair depends on<br />
the amount of pigment (melanine). In the investigations on horses, Kośla [1988] did not<br />
find any significant differences in the content of magnesium depending on the animal<br />
hair colour despite a clear tendency that black hair > dark brown hair > light brown hair ><br />
white-red hair.<br />
magnesium content in hair of schnauzer dogs depending on<br />
their breed. Magnesium content in hair of the investigated schnauzer dogs varied<br />
from 102.36 do 380.16 mg∙kg -1 d.m. in miniature schnauzers, while in the group of medium<br />
and giant schnauzers these values amounted to from 76.83 to 400.36 mg∙kg -1 d.m.<br />
The obtained results are presented in Table 3. Statistical analysis did not reveal any significant<br />
differences between the group of miniature and the group of medium and giant<br />
schnauzers.<br />
Analysis of manganese in horse’s hair depending on breed did not show any significant<br />
differences [Kośla 1988]. Interesting is the author’s statement that hair differed significantly<br />
(p ≤ 0.001) in magnesium content depending on its type. Hair from mane contained less<br />
than 50% of magnesium as compared to coat [Kośla 1988]. Similarly significant factor de-<br />
435
Bioakumulacja<br />
termining magnesium content was the place of animal living. However, it was impossible to<br />
investigate these data on the population of schnauzer dogs.<br />
Table 3. Mg content in hair of schnauzers depending on their breed [mg∙kg -1 d.m.]<br />
Statistical parameters<br />
Group size (N)<br />
Arithmetic mean<br />
Standard deviation<br />
Lower quartile (25%)<br />
Median<br />
Upper quartile (75%)<br />
Schnauzers<br />
medium and giant*<br />
11<br />
242.72<br />
99.46<br />
169.6<br />
221.9<br />
320.6<br />
Schnauzers<br />
miniature**<br />
23<br />
218.23<br />
78.51<br />
144.4<br />
229.2<br />
274.2<br />
* That group comprised hair samples (N) from breeds: black gigant schnauzer (2), salt-and-pepper<br />
gigant schnauzer (1), black medium schnauzer (3), salt-and-pepper medium schnauzer (5).<br />
** That group comprised hair samples (N) from breeds: black miniature schnauzer (5), salt-and-pepper<br />
miniature schnauzer (9), black-and-silver miniature schnauzer (9).<br />
conclusions<br />
1. Analysis of magnesium content depending on their coat colour showed significant differences<br />
between groups. The highest magnesium contents were observed in black<br />
dogs, lower in black-and-silver dogs and the lowest in dogs of salt-and-pepper colour.<br />
The differences between salt-and-pepper group and the remaining groups were demonstrated<br />
at the significance level ≤ 0.01.<br />
2. While analyzing magnesium content depending on sex and breed within the group of<br />
schnauzers no statistically significant differences were observed.<br />
References<br />
Anke M., Grün M., Schneider H.J. 1976. Der Magnesiumstatus des Menschen in Abhängigkeit<br />
von Alter und Geschlecht. Magnesiumstoffwechsel, Friedrich – Schiller – Univ. Jena:<br />
36–52.<br />
Anke M., Risch M. 1979. Haaranalyse und Suprenelementstatus. VEB Gustav Fischer Verlag<br />
Jena.<br />
Dainty J.R. 2001. Use of stable isotopes and mathematical modeling to investigate human mineral<br />
metabolism. Nutr. Res. Rev. 14: 295–<strong>31</strong>5.<br />
Deptuła W., Szenfeld J., Stosik M. 1993. Witaminy i składniki mineralne w żywieniu bydła. Przegląd<br />
Hod. 9: 6–11.<br />
Kondracki M., Bednarek D. 1996. Znaczenie wybranych składników w odporności zwierząt. Życie<br />
Wet. 71,3: 85–88.<br />
Korośnicka-Bombała B. 1996. Wpływ pory roku i umaszczenia na zawartość pigmentu oraz makroi<br />
mikroelementów w okrywie owiec i kóz o różnym umaszczeniu. Zeszyty Nauk. PTZ 23: 117.<br />
Kośla T. 1988. Mengen- und Spurenelementstatus, -bedarf und -versorgung des Pferdes. Habilitationsschrift,<br />
Fakultät Vet. Med., Univ. Leipzig.<br />
Papierkowski A., 2002: Znaczenie magnezu w praktyce lekarskiej. Część I. Przyczyny i objawy<br />
zaburzeń gospodarki magnezowej. Med. Rodzinna 17,1: <strong>31</strong>–34.<br />
Ściesiński K., 2003: Hodowla psów. Wydawnictwo SGGW, Warszawa.<br />
436
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Zawartość magnezu w sierści psów sznaucer z terenu Warszawy<br />
w zależności od rasy, płci i umaszczenia<br />
Celem przeprowadzonych badań była ocena zawartości magnezu w sierści psów<br />
sznaucerów z terenu Warszawy, w zależności od płci, rasy i barwy włosa. Magnez określano<br />
metodą płomieniową atomowej spektroskopii absorpcyjnej (FAAS) w 36 próbach sierści.<br />
Uzyskane wyniki pozwalają na stwierdzenie, że średnia zawartość magnezu w sierści<br />
sznaucerów z terenu Warszawy wynosi 226 mg·kg -1 s.m. Płeć zwierząt oraz rasy w obrębie<br />
grupy sznaucery (I grupa: sznaucery olbrzymy i średnie, II grupa: sznaucery miniaturowe)<br />
nie wpłynęły istotnie na zawartość magnezu w sierści. Uzyskano różnice statystycznie<br />
istotne w zawartości magnezu w sierści w zależności od barwy włosa. Wystąpiły różnice<br />
wysoko istotne (p≤0,01) pomiędzy próbkami umaszczenia pieprz i sól [156,9 mg·kg -1 s.m.]<br />
a czarno-srebrnym [245,1 mg·kg -1 s.m.], a także pieprz i sól a czarnym [<strong>31</strong>2,9 mg·kg -1 s.m.].<br />
Istotne różnice zanotowano również (p≤0,05) między zawartością magnezu w sierści psów<br />
z umaszczeniem czarnosrebrnym i czarnym. Rezultaty są zgodne z danymi literatury dotyczącymi<br />
okrywy włosowej u bydła i owiec, najwyższa zawartość magnezu występuje przy<br />
włosie czarnym [Anke Risch 1979; Korośnicka-Bombała 1996].<br />
437
Bioakumulacja<br />
Correlation between sulphur content in hair and the results in<br />
blood of haematological and biochemical examinations in cats free<br />
living in Warsaw*<br />
Introduction. Constantly progressing increase of industrial production revealed the<br />
limit of tolerance of biotic environment in relation to the emitted sulphur compounds. An intensive<br />
atmosphere sulphating in the urbanized areas is a serious problem not only for living<br />
organisms but also for most of technical devices [Siuta 1980].<br />
Sulphur is a typical representative of the oxygen group. It is among the elements widely<br />
abundant in the nature. It is present either the form of native sulphur (in a few allotropic<br />
forms) or in numerous inorganic and organic compounds, minerals and their deposits, magmatic<br />
and sedimentary rocks, hard coal and crude oil, soil, water, atmosphere and all living<br />
organisms [Rejman-Czajkowska 1980]<br />
Sulphur is widely used in various branches of industry and also for disinfection and also<br />
as a fungicide. It is not water soluble and thus it not absorbed from the alimentary tract. It is<br />
excreted with faeces [Seńczuk 1999].<br />
For animals sulphur is an important macro-element which is a component of sulphur aminoacids<br />
(cystine, cysteine, methionine), mucopolysaccharides, creatine, insulin, heparin. It takes<br />
part in oxidation-reduction processes and carbohydrate and lipid metabolism [Kośla 1999].<br />
The requirement of domestic animals for sulphur amounts to 1-2 g·kg -1 b.w. feed.<br />
Daily requirement for sulphur is closely connected with protein metabolism and vitamins:<br />
biotin (vit. H), thiamin (vit. B 1<br />
) and lipoic amid). Sulphur reduces toxicity of selenium and<br />
show antagonistic action towards heavy metals. Low relation of sulphur to heavy metals<br />
(lead, mercury, cadmium and copper) points to the increase demand for protein containing<br />
sulphur amino-acids (cysteine, cystine, methionine). Usually the amount of sulphur<br />
contained in the feed covers the requirement, only in sheep, which use much sulphur for<br />
fleece production, this macro-element should be supplemented [Kośla 1999]. The content<br />
of sulphur in fleece is higher than in the coat of other animals and human hair [Seidler<br />
Maziarka 1980].<br />
The aim of the performed investigations was the evaluation of the effect of environment,<br />
age, sex and hair colour on its content of sulphur. The second aim was the determination<br />
whether the differentiation of the sulphur content in hair really affects morphology and biochemical<br />
indices of blood serum.<br />
Material and methods. The research material comprised in half feral urban cats<br />
(5 males and 5 females) and the other half pet cats (5 males and 5 females). The age of cats<br />
determined on the basis of their teeth was within the range 1 to 3 years. Fur was cut from<br />
the region of the stomach and blood was taken from the radial vein. Hair was degreased in<br />
hot, 70% ethyl alcohol, for 20 min. Then samples of 0.25 to 0.5 g of air dry mass were burnt<br />
in a microwave apparatus in the wet state (HNO 3<br />
), under pressure. Sulphur content was determined<br />
using the method ICP-OES in Jobin-Yvon/France appararus in the accredited laboratory.<br />
Results were controlled with the help of reference material.<br />
Morphology (haematocrit value, hemoglobin, numer of red and white cells) was examined<br />
in blood samples. In blood serum the following values were determined: biochemical<br />
indices (alanine aminotransferase – AIAT, aspartate aminotransferase – AspAT and alkaline<br />
phosphatase – AP).<br />
* Prof. dr hab. Tadeusz Kośla, dr inż. Ewa Małgorzata Skibniewska, mgr Grażyna Urbańska-<br />
Słomka, SGGW w Warszawie, dr n. weterynaryjnych Michał Skibniewski – Szkoła Główna Gospodarstwa<br />
Wiejskiego w Warszawie.<br />
438
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
The obtained results were analyzed statistically with the Statistica5.0 programme.<br />
Variance analysis was performed determining the significance of differences with the<br />
help of the least significant difference (LSD).<br />
Results and discussion. The content of sulphur in the cat fur amounted, on<br />
the average, to 40.00±2.04g·kg -1 , including 40.66 ±2.29 g·kg -1 in feral cats and 41.<strong>31</strong><br />
±1.81 g·kg -1 in pet cats. Statistical test did not reveal any statistically significant differences<br />
(Table 1).<br />
Table 1. Sulphur content in the fur of cats depending on their life environment [g·kg -1 ]<br />
Statistical parameters Frez living Bred cats Total<br />
Group size (N)<br />
Arithmetic mean<br />
Standard deviation<br />
Lower quartile (25%)<br />
Median<br />
Upper quartile (75%)<br />
10<br />
40.66<br />
2.29<br />
39.10<br />
40.22<br />
42.82<br />
10<br />
41.<strong>31</strong><br />
1.819.90<br />
41.90<br />
42.47<br />
20<br />
40.99<br />
2.04<br />
39.50<br />
40.92<br />
42.56<br />
Table 2 presents the results concerning the content of sulphur depending on the cat<br />
sex. Statistical test did not reveal any significant differences.<br />
Table 2. Sulphur content in the cat fur depending on sex [g·kg -1 ]<br />
Statistical parameters Males Females<br />
Group size (N)<br />
Arithmetic mean<br />
Standard deviation<br />
Lower quartile (25%)<br />
Median<br />
Upper quartile (75%)<br />
10<br />
41.16<br />
2.33<br />
39.90<br />
41.55<br />
42.82<br />
10<br />
40.81<br />
1.80<br />
39.10<br />
40.52<br />
41.92<br />
Table 3 shows the results concerning the content of sulphur in the fur depending on its<br />
colour. No differences in the sulphur content were shown depending on the hair colour.<br />
Table 3. Sulphur content in the cat fur depending on its colour [g·kg -1 ]<br />
Statistical parameters White fur Tortoiseshell fur Brownish grey fur Black fur<br />
Group size (N)<br />
Arithmetic mean<br />
Standard deviation<br />
Lower quartile (25%)<br />
Median<br />
Upper quartile (75%)<br />
5<br />
40.46<br />
2.81<br />
38.91<br />
39.90<br />
42.47<br />
4<br />
41.91<br />
1.64<br />
40.57<br />
41.76<br />
43.25<br />
4<br />
42.04<br />
1.58<br />
41.02<br />
42.03<br />
43.06<br />
7<br />
40.23<br />
1.76<br />
38.44<br />
40.16<br />
41.88<br />
Table 4 presents the results concerning the sulphur content depending on the cat age.<br />
Statistical test revealed some significant differences (p≤ 0,05).<br />
439
Bioakumulacja<br />
Table 4. Sulphur content in the cat fur depending on age [g·kg -1 ].<br />
Statistical parameters Young cats up to 2 years of age Cats older than 2 years<br />
Group size (N)<br />
Arithmetic mean<br />
Standard deviation<br />
Lower quartile (25%)<br />
Median<br />
Upper quartile (75%)<br />
10<br />
40.07*<br />
1.81<br />
38.91<br />
40.02<br />
41.88<br />
*- significant differences between groups at p ≤ 0,05.<br />
10<br />
41.90*<br />
1.90<br />
40.27<br />
42.30<br />
43.84<br />
Basing on the presented difference in the sulphur content in the cat hair depending on<br />
age the basic haematological and biochemical indices were analyzed dividing cats into two<br />
age groups: Young cats (up to 2 years of age) and older cats (over 2 years of age).<br />
The performed variance analysis did not reveal any significant statistical differences<br />
in the haematocrit level (haematocrit for cat population amounts to, on the average, 0.42<br />
[l/l] ±0.06, median 0.425); Number of red blood cells (on the average 9.29 [10 12·l -1 l] ±1.01,<br />
median 9.19 [10 12·l -1 ]); white blood cells (on the average 9.80 [10 9·l -1 ] ±2.47, median 10.80<br />
[10 9·l -1 ]). Significant differences depending on age were observed in the haemoglobin level<br />
(tab. 5). No significant differences were noted in the level of biochemical indices in the blond<br />
serum: AspAT (on the average 60.65 [U·l -1 ] ±26.37, median 52.5 [U·l -1 ]); AlAT (on the average<br />
95.65 [U·l -1 ] ±34.6, median 89.9 [U·l -1 ]); AP (on the average 68.05 [U·l -1 ] ±22.55, median<br />
63.5 [U·l -1 ]). In spite of the lack of differences depending on age, aspartate aminotransferase<br />
showed the activity exceeding the reference values (6–44 U·l -1 ), which could result either<br />
from the error in determination (haemolysis) or the liver or pancreas illness.<br />
Despite a significant decrease of the hemoglobin concentration in blond o folder cats, it<br />
can be assumed that the values in both groups are normal [Winnicka 2002].<br />
According to the reference values the concentration of haemoglobin in blood of healthy<br />
cats should amount to 80–150 g·l -1 .<br />
Table 5. Haemoglobin concentration in blood of cats depending on their age [g·l -1 ]<br />
Statistical parameters<br />
Young cats up to 2<br />
years of age<br />
10<br />
141.90*<br />
8.32<br />
136.00<br />
144.00<br />
148.00<br />
Older cats over 2 years<br />
of age<br />
10<br />
130.60*<br />
14.59<br />
122.00<br />
135.50<br />
142.00<br />
Total numer of cats<br />
Group size (N)<br />
Arithmetic mean<br />
Standard deviation<br />
Lower quartile (25%)<br />
Median<br />
Upper quartile (75%)<br />
20<br />
136.25<br />
12.93<br />
1<strong>31</strong>.50<br />
138.50<br />
144.00<br />
* Significant differences between groups at p≤0.05.<br />
Conclusions. Mean content of sulphur in the fur of cats amounted to 40.99±2.04<br />
g·kg -1 , no significant difference was observed depending on the environment (feral cats<br />
– bred cats), sex or hair colour. Differences were noted in the sulphur level in the fur depending<br />
on age, older cats had more sulphur in their hair. The results of haematological examination<br />
depending on the age of cats did not reveal any significant differences with the<br />
exception of the hemoglobin level, however, a significant Hb decrease in the older cats was<br />
within the physiological range. The investigated biochemical indices (AlAT, AP) were within<br />
the physiological range, the AspAT results exceeded the reference values, however, the biochemical<br />
indices did not differ depending on the animal age.<br />
440
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
References<br />
Kośla T. 1999. Biologiczne i chemiczne zanieczyszczenia produktów rolniczych. Wydawnictwo<br />
SGGW, Warszawa.<br />
Rejman-Czajkowska M. 1980. Wybrane właściwości fizyczne i chemiczne siarki. w: Siarka w biosferze.<br />
PWRiL, Warszawa: 12–16.<br />
Seidler S., Maziarska S. 1980. Siarka w organizmach zwierząt i człowieka. W: Siarka w bioferze.<br />
PWRiL, Warszawa: 194–209.<br />
Seńczuk W. 1999. Toksykologia. Wyd. Lekarskie PZWL, Warszawa.<br />
Siuta J.1980. Przedmowa, w: Siarka w biosferze, PWRiL, Warszawa: 9–10.<br />
Winnicka A. 2002. Wartości referencyjne podstawowych badań laboratoryjnych w Weterynarii.<br />
Wydawnictwo SGGW, Warszawa.<br />
Współzależność zawartości siarki w sierści a wynikami badań hematologicznych<br />
i biochemicznych krwi u kotów wolno żyjących na terenie<br />
Warszawy<br />
Celem badań była ocena wpływu środowiska, wieku, płci i barwy włosa na zawartość<br />
siarki. Materiał badawczy stanowiły w połowie zdziczałe koty miejskie (5 samców i 5 samic)<br />
i w połowie koty utrzymywane w mieszkaniach (5 samców i 5 samic) w wieku od 1 do 3 lat.<br />
Sierść pobrano z okolic brzucha i po odtłuszczeniu spalano w mikrofali na mokro (HNO 3<br />
)<br />
pod ciśnieniem. Zawartość siarki oznaczono metodą ICP-OES, aparatem Jobin-Yvon/France<br />
w laboratorium akredytowanym. W próbkach krwi (pobranej z żyły odpromieniowej) zbadano<br />
morfologię oraz wskaźniki biochemiczne (AlAT, AspAT, AP). Średnia zawartość siarki<br />
w sierści kotów wynosiła 40,99±2,04 g·kg -1 , u kotów dzikich 40,66 ±2,29 g·kg -1 , a domowych<br />
41,<strong>31</strong>±1,81 g·kg -1 . Test statystyczny nie wykazał różnic istotnych. Analizy nie wykazały różnic<br />
istotnych w zależności od płci: samce 41,6±2,33 g·kg -1 ; samice 40,81±1,80 g·kg -1 . Także<br />
w zależności od barwy włosa nie wykazano różnic istotnych. Istotne różnice (p ≤ 0,05) wykazano<br />
w zawartości siarki w sierści w zależności od wieku kotów. Grupa zwierząt do 2 lat:<br />
40,07±1,81 g·kg -1 , grupa kotów starszych niż 2 lata 41,90±1,90 g·kg -1 . W zależności od wieku<br />
kotów analizowano dane hematologiczne i biochemiczne. Nie stwierdzono różnic istotnych<br />
w poziomie hematokrytu, liczbie krwinek czerwonych i białych, a także AspAT, AlAT i<br />
AP. Istotne różnice w zależności od wieku stwierdzono w poziomie hemoglobiny. Poziom<br />
hemoglobiny u kotów do 2 lat 141,9±8,3 g·l -1 ; u kotów starszych niż 2 lata: 130,6±14,6 g·l -1 .<br />
441
Bioakumulacja<br />
Phosphorus content in hair of free living cats and haematological<br />
results*<br />
Phosphorus belongs to macro-elements, which appear in animal organism in large<br />
amounts (over 50 mg·kg -1 body weight). It is mainly used for energy metabolism, regulates<br />
acid-base balance and takes part in the processes of building bones and teeth. It<br />
participates in the synthesis of acids: deoxyribonucleic and ribonucleic. It affects the production<br />
of phospholipids used as building material in brain and nervous cells. Phosphorus<br />
is closely connected with calcium, especially in the processes connected with bone<br />
building.<br />
In the case of phosphorus deficit in feed a decrease of inorganic phosphorus content in<br />
the blood serum is observed as well as the supplementation of calcium and potassium reserve<br />
in bones. The normal level of inorganic phosphorus in blood serum in most farm animals<br />
amounts to 4.5 to 6.5 mg·deciliter -1 and in cats from 4.5 to 8.1 mg/deciliter. The greatest<br />
demand for this element is during lactation and intensive growth, the smallest in mature,<br />
non producing animals [Underwood 1971; Kośla 1999; Winnicka 2002].<br />
Cat is a representative of the Felidae family, predatory order (Carnivora). That family<br />
includes 35 species out of which only one was domesticated. Domestic cat belongs to cat<br />
genus Felis and appears in Euro-Asia, Africa, South and North America. Felis silvestris species<br />
– wild cat limes from the Western Europe to India and Africa. These cats can be seen<br />
in open forests, in the steppe and savanna. In warm and tropical climate these animals are<br />
slender, with thin legs, short fur, elongated face, long ears and tail. In cold, northern climate<br />
cats are characterized by a strong, compact silhouette, with thick fur, short face and short<br />
ears, tail and legs.<br />
Domestic cats originate from various forms and sub-species of wild cat – Felis silvestris.<br />
Cats are characterized by various size and the type of fur. Cats with long fur include Persian<br />
cats (angora), long-haired German cats and Burmese cats. Short-haired cats are: Siamese<br />
cats, Abyssinian cats, Egyptian cats, tiger-like cats, marbled cats and the, so called, blue<br />
cats. At present, domestic cats can be divided into four groups because of the colour of their<br />
fur: black cats, ginger cats, brownish grey with spots and brownish grey with stripes and<br />
also all possible colour combinations.<br />
It is assumed that most of domestic cats originate from a fawn Libyan cat. North European<br />
cats and Asian cats were also domesticated. The domestication of those animals raises<br />
many doubts because a considerable part of cats living as domestic ones did not give in<br />
to human intervention. What is more, domestic cats easily go back to the wild and can be<br />
mistook for wild ones [Lasota-Moskalewska 2005].<br />
Domestic cat is an animal which accompanies man for thousands of years. The domestication<br />
of that species most probably took place 5000 years B.C. in the Ancien Egipt<br />
[Bradshaw 1992]. The oldest cat remnants are dated for about 4000 B.C. and were found<br />
in Mostagedda in central Egypt [Lasota-Moskalewska 2005].<br />
At present the population of cats living in urban conditions can be devided into a number<br />
of cathegories:<br />
1) cats living exclusively in human houses, they do not hunt and fully depend on human<br />
care;<br />
2) stray cats living close to human houses which are directly (intentionally fed) or indirectly<br />
(wastes) fed by man;<br />
* Dr inż. Ewa Małgorzata Skibniewska, prof. dr hab. Tadeusz Kośla, Michał Skibniewski – Szkoła<br />
Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie.<br />
442
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
3) domestic cats, the, so called, let out cats which form a category between a and b [Liberg<br />
and Sandell 1988; Natoli 1994; Gunther and Terkel 2002].<br />
Urban feral cats as synathropic animals living in the urbanized environment consume<br />
feeds which are human wastes. Thus it can be treated as a bioindicator of the presence of<br />
certain elements in the environment.<br />
The aim of the investigation was a trial at answering a question whether there is a correlation<br />
between phosphorus content in the fur of free living and domestic cats as well as<br />
between haematological and biochemical indices in those animals.<br />
Material and methods. The investigation material comprised feral urban cats of<br />
both sexes and domestic cats. Homeless cats were caught in the Warsaw area within the<br />
campaign of limiting the number of population of homeless cats. After catching the animals<br />
were surgically sterilized. Males were subjected to orchiectomy and females to ovariohysterectomy.<br />
On the basis of clinical examination a group of twenty males and females which<br />
did not show any disease symptoms was selected. Samples of fur from the abdomen region<br />
and blood samples from the radial vein were collected. Samples of fur defatted in 70% ethyl<br />
alcohol were subjected to mineralization in microwave apparatus under pressure (HNO 3<br />
, fur<br />
sample from 0.25 g to 0.50 g of air dry mass). Phosphorus content in fur was determined<br />
with the help of the method ICP-OES.<br />
Morphology and smear were examined in blood samples and in the blood serum biochemical<br />
indices were determined: alanine aminotransferase (AlAT), aspartate aminotransferase<br />
(AspAT), AP and the level of glucose, creatinine and urea. The obtained results were<br />
analyzed statistically using the program Statistica 5.0.<br />
Results and discussion. Mean phosphorus content in fur of the investigated cats<br />
was within limits 257.6 – 364.8 ppm. The lowest values were observed in fur of bred males<br />
196 ppm and the highest in a group of wild females 500 ppm. Statistical analysis concerning<br />
phosphorus content in fur of the investigated animals showed significant differences at<br />
p≤ 0.05 between group of male cats bred and free living (Table 1).<br />
Significant differences were also revealed in the analysis of blood serum biochemical<br />
parameters and they concerned creatinine and glucose content. Highly significant differences<br />
at p≤ 0,01were observed in relation to alanine aminotransferase, alkaline phosphatase<br />
and urea.<br />
Hair analysis can be used for determining mineral state of the organism because this<br />
method is not subject, to a large degree, to the effects of homeostatic mechanisms. Hair<br />
is valuable research material allowing the determination of trace elements in the organism.<br />
Using hair analysis it is possible to determine also those elements which are present in<br />
slight amounts [Radomska et. al. 1991, Bodkowski et. al.2006].<br />
In the accessible literature there are no data concerning the trials at determining phosphorus<br />
content in cat’s fur. Anke and Risch [1979] determined the content of phosphorus in<br />
the hair of cattle and man. They observed that phosphorus content in the hair of cattle varied<br />
within the limits from 138 to 244 ppm and in human hair the content of phosphorus in men was<br />
149 ppm on the average, while in women it was a little higher amounting to 154 ppm. They<br />
also revealed that phosphorus content in hair and animal fur does not depend on their colour<br />
as it was observed in the case of other elements, such as e.g. magnesium or calcium.<br />
Table 1. Phosphorus content in cat’s fur depending on sex and living environment (ppm)<br />
443
Bioakumulacja<br />
Statistical parameters<br />
Females<br />
Males<br />
wild domestic wild domestic<br />
Arithmetic mean <strong>31</strong>2.8 294.0 364.8* 257.6*<br />
Standard deviation 117.95 92.04 80.95 39.92<br />
Lower quartile (25%) 241.0 239.0 <strong>31</strong>2.0 247.0<br />
Median 259.0 270.0 373.0 260.0<br />
Upper quartile (75%) 355.0 284.0 382.0 289.0<br />
* Differences significant at p ≤ 0.05.<br />
Statistical analysis of haematological parameters (leucocytes, segments and eosinophilic<br />
granulocytem) showed the existence of significant differences at (p ≤ 0.05) between<br />
free living and domestic animals (Table 2).<br />
Table 2. Haematological parameters in groups of the investigated cats<br />
Total numer<br />
Females<br />
Males<br />
Investigated parameter<br />
of animals<br />
bred wild bred wild<br />
Hb g/l 140.2 136.0 136.2 132.6 136.3<br />
RBC T/l 9.73 9.11 9.45 8.88 9.29<br />
WBC G/l 8.20* 10.98 8.52* 11.52* 9.81<br />
Rods, % 1.4 1.8 1.6 1.4 1.55<br />
Segments, % 56.6* 75.2* 55.0* 67.8 63.65<br />
Lymphocytes, % 33.2 21.2 34.8 26.2 28.85<br />
Eosinophilic granulocytes 1.6 1.4 3.6* 0.0* 1.65<br />
* Differences significant at p ≤ 0.05,<br />
Hb – haemoglobin, RBC – red blond cells, WBC – white blond cells,<br />
T – tera = 10 12 , G – giga = 10 9 .<br />
Tabela 3. Biochemical parameters of blood serum in the investigated cats<br />
Investigated parameter<br />
Females Males Total numer<br />
bred wild bred wild of animals<br />
AspAT U/l 77.12 64.58 47.28 53.62 60.65<br />
AlAT U/l 125.72** 100.52 66.66** 89.70 95.65<br />
AP U/l 87.94** 69.84 68.44 45.98** 68.05<br />
Glucose mg% 97.50* 122.66* 105.50 93.54* 104.80<br />
Creatinine mg% 1.52* 1.34* 1.6* 1.6* 1.52<br />
Urea mg% 43.06** 47.16** 60.00** 47.70** 49.48<br />
* Differences significant at p ≤ 0.05. ** Differences highly significant at p≤ 0.01.<br />
AspAT – aspartate aminotransferase, AlAT – alanine aminotransferase, AP – alkaline phosphatase.<br />
The results obtained in this investigation concerning phosphorus content in cat’s fur are<br />
contained within the limits from 258 to 365 ppm and thus they are higher from the results<br />
reported in literature and so they can be accepted as specific for cats. The results obtained<br />
in the haematological examination both for males and females correspond to the reference<br />
values that are presented in literature for that animal species [Winnicka 2002]. The basic dif-<br />
444
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ficulty of the experiment in relation to feral urban cats was to obtain an uniform population.<br />
The main difficulty was also to select a group of animals older than 3-4 years because cats<br />
living in a semi-wild state do not often live so long. It is known from the literature that only<br />
10% of young cats living in urban environment live over one year [Natoli 1999]. The survival<br />
rate of mature cats is also limited by a number of factors such as infectious and invasive<br />
diseases, poisonings and communication accidents. In the case of males an important role<br />
in lowering the survival rate is also played by injuries suffered during territorial fights [Remfry<br />
1981].<br />
References<br />
Anke M., Risch M. 1976. Haaranalyse und Spurenelementstatus, VEB, Gustav Fischer Verlag,<br />
Jena.<br />
Bodkowski R., Patkowska-Sokoła B., Dobrzyński Z., Janczar M., Zygadlik K. 2006. Wykorzystanie<br />
wełny owczej do oceny stopnia skażenia środowiska metalami ciężkimi, Roczniki Naukowe<br />
PTZ. 1: 105–111.<br />
Bradshaw J.W.S. 1992. The cat: domestication and biology. In: Bradshaw J.W.S. (ed) The Behavior<br />
of the Domestic Cat. CAB International:Wallingford, Oxon, UK: 1–15.<br />
Gunther I., Terkel J. 2002. Regulation on free- roaming cat (Felis Silvestris Catus) populations: a<br />
survey of the literature and its application to Izrael. 11:171–188.<br />
Kośla T. 1999. Biologiczne chemiczne zanieczyszczenia produktów rolniczych, Wydawnictwo<br />
SGGW, Warszawa.<br />
Lasota-Moskalewska A. 2005. Zwierzęta udomowione w dziejach ludzkości, WUW Warszawa.<br />
Liberg O., Sandell M. 1988. Spatial organization and reproductive tactics in the domestic cat and<br />
other felids. In: Turner D.C., and Bateson P., (ed) The Domestic Cat: The Biology of its Behaviour,<br />
Cambridge University Press: Cambridge, UK: 83–98.<br />
Natoli E. 1994. Urban feral cats (Felis Catus L): perspectives for a demographic control respecting<br />
the psycho-biological welfare of the species. Annalidell Istituto Superiore Di Sanita<br />
(Roma): 223–227.<br />
Natoli E., Ferrari M., Bolleti E., Pontier D. 1999. Relations hip between cat lovers and feral cats<br />
in Rome., Anthrozoos. 12: 16–23.<br />
Remfry J. 1981. Strategies for control. In: The Ecology and Control of Feral Cats, Universities Federation<br />
for Animal Welfare: Wheathampstead, Hertfordshire, UK: 73–80.<br />
Radomska K., Graczyk A., Konarski J. 1991. Analiza włosów jako metoda oceny stanu mineralnego<br />
organizmu. Polski tygodnik lekarski. 46: 479–481.<br />
Winnicka A. 2002. Wartości referencyjne podstawowych badań laboratoryjnych w weterynarii,<br />
Wydawnictwo SGGW, Warszawa.<br />
Underwood E.J. 1991. Żywienie mineralne zwierząt. PWRiL, Warszawa.<br />
Zawartość fosforu w sierści kotów wolno żyjących<br />
a wyniki hematologiczne<br />
Materiał badawczy stanowiła sierść i krew pochodząca z samców i samic kotów domowych<br />
oraz zdziczałych kotów miejskich. Fosfor w sierści oznaczano metodą ICP – OES. W<br />
próbkach krwi zbadano morfologię wraz z rozmazem, a w surowicy wskaźniki biochemiczne.<br />
Uzyskane wyniki poddano analizie statystycznej za pomocą programu Statistica TM 5,0.<br />
Analiza statystyczna dotycząca zawartości fosforu wykazała istotne różnice przy p≤0,05<br />
między grupą samców kotów hodowlanych i wolno żyjących. Średnia zawartość fosforu<br />
445
Bioakumulacja<br />
w sierści badanych kotów mieściła się w granicach 257,6–364,8 ppm. Najniższe wartości<br />
stwierdzono w sierści samców hodowlanych, 196 ppm, najwyższe zaś odnotowano w grupie<br />
dzikich samic, 500 ppm. Analiza statystyczna parametrów hematologicznych (leukocytów,<br />
segmentów i kwasochłonnych) wykazała obecność istotnych różnic (p ≤ 0,05) między<br />
zwierzętami wolno żyjącymi a hodowlanymi. Istotne różnice wykazała również analiza parametrów<br />
biochemicznych surowicy krwi i dotyczyły one kreatyniny oraz zawartości glukozy.<br />
Wysoko istotne różnice przy p ≤ 0,01 stwierdzono natomiast w odniesieniu do aminotransferazy<br />
alaninowej, fosfatazy zasadowej i mocznika.<br />
446
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
TRANSFER OF COPPER FROM SHEEP MOHER’S ORGANISM TO ITS OFFSPRING<br />
THOUGH THE HEALTHY AND DISEASED MAMMARY GLAND*<br />
INTRODUCTION. The decisive factors influencing the results of rearing young lambs is<br />
the quatity and quality of the milk received from the mother. The parameters may be change<br />
for the worse through changes in unhealthy milk glands. The transfer of copper from the<br />
mothers to their lambs was observed in experiments among the Polish Mountain Sheep<br />
breed. The carrier of this chemical element was the milk secreted through healthy and subclinical<br />
impairment (Mastitis subclinica) of the sheeps’ milk glands. Testing of the level of<br />
copper in the blood and milk of the mothers, and the difference in transportation of the copper<br />
from healthy and unhealthy mothers was illustrated by the level of copper in the blood<br />
of their offspring. Copper serves as a cofactor involved in the oxireductive processes, metabolism<br />
regulation and iron transportation as well as collagen transport. The synergistic activity<br />
with iron protects the young animals from anemia. Copper absorption appears to be<br />
a slow process and an availability degree depends on a Cu dietary form and ranges from<br />
5 up to 20% of a dose,that is 25 mg daily for an adult human [Zakrzewski 1995]. Copper in<br />
systemic fluids and tissues occurs with ceruloplasmin that metabolizes nearly half a dose.<br />
Copper bound in the protein structures proves to be neutral towards an organism and is released<br />
only at its entry into the cell [Kabata-Pendias, Pendias 1999]. The fundamental role<br />
in Cu metabolism is played by the liver where this trace metal accumulation reaches 500<br />
ppm. This organ rapidly extracts copper from the portal circulation and, subject to the circumstances,<br />
it stores Cu, transports to the plasma or excretes to the bile. Only 5% of copper<br />
is discharged with urine. The enhanced exposure of animals to the copper compounds,<br />
hepatic damage or low activity of ceruloplasmins may induce the toxic operation of Cu. The<br />
long-term poisoning produces Wilson`s disease, hemolytic jaundice or anemia leading to<br />
death [Senczuk 1990]. As for the livestock, the most susceptible to copper toxicity prove<br />
to be sheep, whose tolerance to this trace element is 15–20 mg/feed dry matter [Kołacz et<br />
al. 1995]. Copper poisonings are reported at sheep pastures situated close to the arable<br />
land treated with CuSO 4<br />
. The minerals are supplied to the newborns through their mother`s<br />
milk. A physiologically healthy mammary gland maintains homeostasis of milk ingredients<br />
to a high degree and constitutes an effective protective barrier against a potential poisoning<br />
with some toxic components. However if a sheep flock is affected with some subclinical<br />
forms of sheep udder diseases, this state may change [Kalinowska 1992].<br />
The aim of the experiment carried out was the determination of Mastitis subclinica<br />
changing the value of copper transported from the organism of the mothers to the sucking<br />
lambs. For distinguishing between the possible apparent differences in the healthy and unhealthy<br />
mothers, individuals were dosed per os with a supplement of increased copper.<br />
MATERIAL AND METODS. The experiments were carried out on the mothers of Polish<br />
Mountain Sheep and their individual sucking lambs on a farm in Milówka. The diet of the<br />
sheep was consistant and normal. The animals were kept in a building. The experiment was<br />
approved by the District Ethics Committee at the Medical Academy in Lublin. For the basis<br />
of the clinical research and microbiological evaluation of the milk glands, milk was extracted<br />
from 18 sheep showing evidence of Mastitis subclinica. These sheep, together with their<br />
lambs, comprised the experimental group. The control group consisted of 18 healthy sheep<br />
and their lambs. The experiment was carried out in two phases.<br />
* Dr Magdalena Popiołek-Pyrz – Katedra Higieny Zwierząt i Środowiska, Akademia Rolnicza<br />
w Lublinie, dr Robert Krusiński – Instytut Żywienia Zwierząt, Akademia Rolnicza w Lublinie.<br />
447
Bioakumulacja<br />
PHASE I. This lasted for 3 days. The mother were given mountain pasture ad libitum.<br />
Blood and milk were collected from the mothers for examination, and blood from the young.<br />
On conclusion, all the animals participated in Phase II.<br />
PHASE II. Also lasted for 3 days. Innovative in this phase was the application on the<br />
first day per os to every single mother 5 mg of CuCl 2<br />
for every kg of body weight. The supplement<br />
was in the form of a solution of 200 ml of water applied to a ruminant by soft probe.<br />
Seventy-two hours after administering the CuCl 2<br />
, blood and milk were collected from the<br />
mothers, and blood from the lambs.<br />
In the fresh blood and milk there were found significant amounts of copper, by applying<br />
flourescent spectrophotometry ASA-Unicam 939. The numerous data obtained were subjected<br />
to statistical analysis using the ANOVA method, characterized by the arithmetical average<br />
(x) and standard deviation (SD). The essential differences between the experimental<br />
and control groups were worked out statistically by using Tukey’s test.<br />
RESULTS AND DISCUSSION. The results obtained for the Copper content in the blood<br />
and milk of the sheep comprised in the referential division of the physiological values [Winnicka<br />
2002; Bis-Wencel 2001].The data presented in Table 1, concerning Phase I, show<br />
a lack of actual differences in the levels of copper in the blood determined by the state of<br />
health of the milk glands.<br />
Table 1. Content of copper in blood of seeps in mg/l<br />
Control group<br />
Experiment group<br />
I PHASE<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
18<br />
0.58<br />
0.11<br />
18<br />
0.83<br />
0.21<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
18<br />
0.55<br />
0.15<br />
18<br />
0.81<br />
0.11<br />
II PHASE<br />
The copper content in the blood of the sheep rose significantly as a result of the CuCl 2<br />
.<br />
The increased level in the control group was by 43%, and in the experimental group by 47%.<br />
Differences between groups were not statistic significant. The difference in the copper content<br />
in the blood of the sheep in Phase II may have been caused by their general state of<br />
health influenced by the pasture grass supplied ad libidum to the animals [Croft et al. 2000].<br />
Copper gets into the milk through the vascular endothelium by way of passive transportation<br />
and is dependent on the suitability of the cell membranes of the milk vescicles.<br />
Table 2. Content of copper in milk of seeps in mg/l<br />
Control group<br />
Experiment group<br />
I PHASE<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
18<br />
0.115<br />
4.96<br />
18<br />
0.121<br />
0.048<br />
n<br />
v<br />
SD<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
18<br />
0.097<br />
5.37<br />
18<br />
0.118<br />
0.029<br />
II PHASE<br />
In the data contained in the results in Table 2 for Phase I, the copper contained in the<br />
milk of healthy and unhealthy sheep was at a close level. A similar level of copper in the milk<br />
through the application of different mineral additives has been reported in experiments by<br />
Hurlej et al.[1990]. The addition of copper per os CuCl 2<br />
in Phase II slightly raised the level<br />
448
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
of copper in the milk of seeps. Milk glands with Mastitis subclinica contained homeostased<br />
milk with a limited Cu content [Green, Gruener 1975; Grega 1977; Ftenakis, Jones 1990].<br />
This observation was confirmed in experiments by Skolasiński and Charon [1986]. To measure<br />
the coefficient value of the metal diffused from the blood to the milk of the mothers, in<br />
both a healthy state and with Mastitis subclinica, the copper content in the blood of their<br />
lambs was examined (Table 3).<br />
Table 3. Content of copper in blood of lambs in mg/l<br />
Control group<br />
Experiment group<br />
I Phase<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
18<br />
0,46<br />
0,06<br />
18<br />
0,48<br />
0,06<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
n<br />
x<br />
SD<br />
18<br />
0,43<br />
0,08<br />
18<br />
0,44<br />
0,04<br />
II Phase<br />
The experiment carried out did not show a statistically significant difference in the level<br />
of copper in the blood of both the control and experimental suckling lambs. A slightly higher<br />
level of metal was observed in Phase II. This may have been caused by the chemical element<br />
in the supplemented milk of the sheep. The results correspond with observations of<br />
experiments on rats by Palminger-Hallen [1995] and by Taurianen [5] on cows.<br />
CONCLUSIONS. In the experiment carried out, no significant differences were observed<br />
in the level of copper flowing from the blood to the milk through the milk glands of<br />
healthy sheep and those with Mastitis subclinica. The supplementation of copper in the diet<br />
of the sheep in Phase II signified a rise in the chemical element content in the blood. The<br />
effect of this was not significant compared with the increased level of copper in the milk of<br />
the mother sheep, together with the blood of their lambs in Phase I. Under the experimental<br />
conditions, in the milk glands of sheep showing manifestations of Mastitis subclinica, no<br />
level of mineral nourishment caused dysfunction in the area of copper transportation from<br />
the blood to the milk.<br />
REFERENCES<br />
Bis-Wencel H. 2001. Rozpoznawanie i zapobieganie niedoborom mineralnym u Przeżuwaczy<br />
w regionie południowo-wschodniej Polski. Rozpr. Nauk. 243, Wyd. AR Lublin.<br />
Croft A., Duffield T., Menzies P., Leslie K., Bagg R., Dick P. 2000. The effect of tillmicrosin admininstereted<br />
to ewes prior to lambing on incidence of clinical mastitis and subsequent lamb<br />
performance. Can. Vet. J. 41: 306–<strong>31</strong>1.<br />
Fthenakis G.C., Jones J.E.T. 1990. The effect of experimentally induced subclinikal mastitis on<br />
milk yield of ewes and on the growth of lambs. Br. Vet. J. 146: 43–49.<br />
Green M., Gruener N. 1975. Transfer of leed via plcanta and milk. Res. Comm. Chemi. Pathol.<br />
Pharmacol. 8: 735–738.<br />
Grega T. 1977. Przechodzenie mikro- i makroelementów zawartych w karmie do mleka. Post.<br />
Nauk Roln. 6: 57–68.<br />
Hurlej L.A., Green L.W., Byers F.M., Carsten G.E. 1990. Site and extent of apparent magnesium<br />
absorption by lambs fed different sources of magnesium. J. Anim. Sci., 68: 2181–2187.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
449
Bioakumulacja<br />
Kalinowska C. 1992. Wpływ wieku i liczby karmionych jagniąt na częstotliwość występowania<br />
stanów zapalnych wymienia u matek. Przegląd hodowlany. 1: 28–29.<br />
Kołacz R., Dobrzyński Z., Nowakowska A. 1995. Stężenie Cu, Zn, Pb, Cd we krwi oraz kształtowanie<br />
się wybranych parametrów hematologiczno-biochemicznych u bydła i owiec z rejonu<br />
oddziaływania przemysłu miedziowego. Międznar. Sesja Nauk. Higienizacja wsi. AR Lublin:<br />
63–69.<br />
Palminger-Hallén I. 1995. Lead Excretion in Breast Milk and Transfer to Sucling Offspring. Acta<br />
Univ. Upsal., 134: 342–348.<br />
Skolasinski W, Charon K. 1986. Skład mleka owiec niektórych ras występujących w Polsce. Biul.<br />
Inf. Inst.. Zoot. 4: 48.<br />
Seńczyk W. 1990. Toksykologia. PZL, Warszawa.<br />
Taurianen S. 2001. Dietary cation-anion balance and calcium and magnesium intake of the dry<br />
cow. Academic dissertation, Helsinki.<br />
Winnicka A. 2002. Wartości referencyjne podstawowych badań laboratoryjnych w weterynarii.<br />
Wyd. SGGW, Warszawa.<br />
Zakrzewski S. 1995. Toksykologia środowiskowa. PWRiL, Warszawa.<br />
TRANSFER MIEDZI Z ORGANIZMU MATKI DO ORGANIZMU POTOMSTWA POPRZEZ<br />
ZDROWY I CHOROBOWO ZMIENIONY GRUCZOŁ MLEKOWY OWIEC<br />
W przeprowadzonym na owcach rasy Polska Owca Górska eksperymencie obserwowano<br />
transfer miedzi od matki poprzez gruczoł mlekowy do ich potomstwa. Na podstawie<br />
badania klinicznego gruczołu mlekowego i oceny mikrobiologicznej mleka wybrano 18<br />
owiec wykazujących objawy Mastitis subclinica. Owce te wraz z młodymi stanowiły grupę<br />
doświadczalną. Grupę kontrolną stanowiło 18 zdrowych owiec i ich potomstwo. Doświadczenie<br />
przeprowadzono w dwóch etapach.<br />
I Etap: Matki otrzymywały ad libitum paszę podstawową. Dwukrotnie pobrano do badań<br />
od matek krew i mleko, a od młodych krew. Po zakończeniu zwierzęta uczestniczyły<br />
w II etapie.<br />
II Etap: Analogiczny sposób żywienia jak w etapie pierwszym. Nowum w tym etapie<br />
stanowiło podanie per os (dożwaczowo) wszystkim matkom 5 mg CuCl 2<br />
na kg masy ciała.<br />
W 72 godzinie po podaniu CuCl 2<br />
pobrano od matek krew i mleko, a od jagniąt krew.<br />
Uzyskane w czasie doświadczenia wyniki zawartości Cu we krwi i mleku owiec zawierały<br />
się w referencyjnych przedziałach dla wartości fizjologicznych. Pomiędzy grupami nie zaobserwowano<br />
różnic w zawartości miedzi w badanych płynach ustrojowych. Dodatek miedzi<br />
w II etapie zwiększył ilość tego pierwiastka we krwi owiec jednak nie spowodowało to<br />
podniesienia jego poziomu w mleku w stosunku do wyników uzyskanych w etapie I. Obserwacje<br />
poczynione w czasie trwania eksperymentu ukazały utrzymanie homeostazy mleka<br />
w zakresie zawartości miedzi przez gruczoły mlekowe owiec z Mastitis subclinica na poziomie<br />
owiec zdrowych. Jednocześnie gruczoły mlekowe owiec grupy kontrolnej i doświadczalnej<br />
stanowiły skuteczną barierę dla miedzi przy zadanym poziomie suplementacji.<br />
450
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
POZIOM OŁOWIU I KADMU W MLEKU KRÓW UTRZYMYWANYCH W RÓŻNYCH<br />
REJONACH POLSKI*<br />
WPROWADZENIE. Szczególne zagrożenie dla zdrowia człowieka stanowią metale<br />
ciężkie występujące w żywności. Skutki ich działania często nie są natychmiastowe, lecz<br />
ujawniają się po wielu latach, a nawet pokoleniach. Zanieczyszczenia żywności pierwiastkami<br />
ciężkimi są trudne do uniknięcia. Związane jest to z intensywnym rozwojem cywilizacji,<br />
rozbudową transportu, chemizacją rolnictwa i innych działów produkcji, które ciągle wprowadzają<br />
do środowiska związki toksyczne, w tym metale ciężkie [Litwińczuk i in. 1999].<br />
Jednymi z najbardziej toksycznych pierwiastków występujących w środowisku, jak również<br />
w żywności są ołów i kadm. Toksyczne działanie kadmu w organizmie sprowadza się<br />
zwykle do zaburzeń czynności nerek, metabolizmu wapnia i funkcji rozrodczych, rozwoju<br />
choroby nadciśnieniowej oraz zmian nowotworowych, głównie nerek i gruczołu krokowego.<br />
Skutkami toksyczności ołowiu są natomiast zaburzenia w hemopoezie, nadciśnienie tętnicze,<br />
neuropatia i uszkodzenie mózgu [Kabata-Pendias, Pendias 1993].<br />
Produkcja mleka jest ściśle powiązana ze stanem środowiska, tj. powietrza, gleby i wody, poprzez<br />
paszę spożywaną przez krowy [Dobrzański i in. 1996; Szkoda, Żmudzki 1996]. Obecność<br />
pierwiastków toksycznych w mleku oraz produktach mleczarskich obniża ich wartość odżywczą,<br />
zagrażając zdrowiu konsumentów, wśród których duży udział stanowią dzieci [Tripathi 1999].<br />
Obecnie konsumenci są bardziej wymagający niż w przeszłości. Oczekują oni mleka<br />
charakteryzującego się wysoką jakością biologiczną, bogatego w składniki odżywcze,<br />
bez zanieczyszczeń wpływających negatywnie na ich zdrowie. Stężenie metali toksycznych<br />
w mleku może być zatem bezpośrednim wskaźnikiem jakości mleka i jego przetworów, jak<br />
również wskaźnikiem pośrednim, mówiącym o stopniu zanieczyszczenia środowiska, w którym<br />
produkuje się mleko [Licata i in. 2004; Vidovic i in. 2005].<br />
W związku z powyższym celem pracy jest ocena zawartości ołowiu i kadmu w mleku<br />
produkowanym przez krowy utrzymywane w trzech rejonach Polski, tj. na Lubelszczyźnie,<br />
Bieszczadach i Beskidzie Średnim.<br />
MATERIAŁ I METODY BADAŃ. Badaniami objęto 157 prób mleka pobranego od krów<br />
utrzymywanych w trzech rejonach Polski: Lubelszczyzna – 61 prób, Bieszczady – 57 prób,<br />
Beskid Średni – 39 próby.<br />
Krowy na Lubelszczyźnie pochodziły z gospodarstw nastawionych na intensywną produkcję<br />
mleka. Podstawą żywienia w tych oborach były kiszonki (kiszonka z kukurydzy i sianokiszonka)<br />
oraz zielonka pastwiskowa. Gospodarstwa te usytuowane były w pobliżu szlaku<br />
komunikacyjnego Lublin–Warszawa. Na terenach górskich produkcja mleka miała charakter<br />
ekstensywny. Podstawową paszą objętościową dla krów była zielonka pastwiskowa. Na tych<br />
obszarach poziom infrastruktury terenu, jak i niekorzystna struktura agrarna nie pozwalają<br />
na szybkie zmiany w strukturze produkcji mleka. Duży udział użytków zielonych na tych terenach<br />
pozwala na rozwój hodowli bydła, a co za tym idzie – produkcji mleka. Rejony te charakteryzują<br />
się również dużymi walorami przyrodniczymi i turystycznymi.<br />
Mleko pobierano w okresie letnim (VI–VIII) indywidualnie od każdej krowy z całodziennego<br />
udoju, kiedy w skład dawek pokarmowych wchodziła zielonka pastwiskowa. Należy<br />
zaznaczyć, że na Lubelszczyźnie krowy przez cały czas pozostawały w oborze, a zielonka<br />
była im dowożona. W pozostałych gospodarstwach, tzn. w Bieszczadach i Beskidzie, krowy<br />
większość dnia przebywały na pastwisku.<br />
* Dr Jolanta Król, prof. dr hab. Anna Litwińczuk, mgr Aneta Brodziak, dr Monika Kędzierska-<br />
-Matysek – Katedra Towaroznawstwa i Przetwórstwa Surowców Zwierzęcych, Akademia Rolnicza<br />
w Lublinie.<br />
451
Bioakumulacja<br />
Próby pobierano do jałowych pojemników z tworzywa sztucznego. Do czasu analiz przechowywano<br />
je w temp. –20 0 C. Po rozmrożeniu i wymieszaniu odmierzano 1 ml mleka, a następnie<br />
próbę zalewano mieszaniną kwasów HNO 3<br />
i HClO 4<br />
. Całość mineralizowano „na mokro”,<br />
zgodnie z AOAC 986.15 [AOAC 2000]. Po mineralizacji zawartość kolby rozcieńczano<br />
wodą dejonizowaną i przenoszono ilościowo do kolbek miarowych o objętości 50 ml. Równocześnie<br />
wykonano „próbę ślepą”. Zawartość Pb i Cd oznaczano techniką bezpłomieniową atomowej<br />
spektrometrii absorpcyjnej z wykorzystaniem spektrometru Spectr AA 880Z (Varian).<br />
Uzyskane wyniki opracowano statystycznie za pomocą programu StatSoft Inc. STATI-<br />
STICA ver. 6, w oparciu o jednoczynnikową analizę wariancji, podając wartości średnie, minimalne<br />
i maksymalne oraz odchylenie standardowe. Istotność różnic pomiędzy średnimi<br />
wartościami dla ocenianych grup wyznaczono testem NIR Fishera.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Przeprowadzone badania wskazują, że mleko o największym<br />
stężeniu metali ciężkich, tj. kadmu i ołowiu, pozyskiwano na Lubelszczyźnie (tab. 1). Średnia<br />
zawartość ołowiu w mleku krów utrzymywanych na tym terenie wynosiła 0,010 mg·l -1 .<br />
Dwukrotnie niższe wartości stwierdzono w mleku produkowanym przez krowy na terenie<br />
Bieszczad – 0,005 mg·l -1 . Natomiast mleko pozyskiwane w Beskidzie Średnim charakteryzowało<br />
się pośrednią zawartością tego pierwiastka – 0,007 mg·l -1 . Należy zaznaczyć, że<br />
w analizowanym mleku z trzech rejonów Polski średnie wartości dla ołowiu nie przekroczyły<br />
maksymalnego dopuszczalnego poziomu, tj. wartości 0,02 mg·l -1 [Rozporządzenie... 2004].<br />
Jedynie w dwóch próbach z Lubelszczyzny oraz jednej z Beskidu zanotowano przekroczenie<br />
dopuszczalnych norm w tym zakresie.<br />
Tabela 1. Zawartość ołowiu i kadmu w mleku krów utrzymywanych w trzech analizowanych rejonach<br />
Polski<br />
Kadm<br />
Ołów<br />
Metale ciężkie<br />
[mg·l -1 ]<br />
Lubelszczyzna<br />
n=61<br />
Rejon<br />
Bieszczady<br />
n=57<br />
Beskid Średni<br />
n=39<br />
x 0,006 B 0,002 A 0,003 A<br />
SD 0,005 0,002 0,002<br />
min. 0,001 0,001 0,001<br />
max. 0,009 0,005 0,006<br />
x 0,010 Bb 0,005 A 0,007 ABa<br />
SD 0,008 0,005 0,010<br />
min. 0,006 0,001 0,004<br />
max. 0,022 0,013 0,021<br />
A, B – różnice istotne przy P ≤ 0,01; a, b – różnice istotne przy P ≤ 0,05.<br />
We wszystkich analizowanych próbach mleka stężenie kadmu nie przekroczyło dopuszczalnego<br />
poziomu, czyli 0,01 mg·l -1 [Rozporządzenie... 2004]. Najwyższą zawartość,<br />
ale jednak niższą o 0,004 mg·l -1 od dopuszczalnej normy, stwierdzono w mleku z Lubelszczyzny.<br />
W pozostałych rejonach Polski mleko zawierało znacznie mniej kadmu. Na obszarze<br />
Beskidu średnie stężenie tego pierwiastka okazało się dwukrotnie (0,003 mg·l -1 ),<br />
a w Bieszczadach nawet trzykrotnie niższe (0,002 mg·l -1 ), w porównaniu z mlekiem z Lubelszczyzny<br />
– 0,06 mg·l -1 .<br />
We wcześniejszych badaniach przeprowadzonych na terenie Lubelszczyzny i Bieszczad<br />
[Litwińczuk i in. 2005] uzyskano nieco wyższe wartości dla stężenia obu tych pierwiastków<br />
w mleku. Średnia zawartość kadmu w mleku z Lubelszczyzny wynosiła 0,0064<br />
452
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
mg·l -1 , a w Bieszczadach – 0,0028 mg·l -1 . Stężenie ołowiu kształtowało się odpowiednio: Lubelszczyzna<br />
– 0,017 mg·l -1 , Bieszczady – 0,009 mg·l -1 . Podobne zawartości tych pierwiastków<br />
w mleku produkowanym na Lubelszczyźnie uzyskano również w badaniach Litwińczuk<br />
i in. [1999] oraz Popiołek i Krukowski [1997].<br />
Znacznie niższe wyniki uzyskała Górska i Oprządek [2006] w mleku pobieranym z sześciu<br />
gospodarstw usytuowanych na terenie południowego Podlasia. Stężenie ołowiu kształtowało<br />
się od 2 do 4 µg·kg -1 , a kadmu – od 0,3 do 0,5 µg·kg -1 . We wcześniejszych badaniach<br />
przeprowadzonych na terenie Podlasia [Górska, Litwińczuk 1996] stwierdzono kilkakrotnie<br />
wyższą zawartość analizowanych pierwiastków, tj. Pb od 0,032 do 0,059 mg·l -1 i Cd od<br />
0,028 do 0,047 mg·l -1 .<br />
Wysokie stężenie ołowiu zanotowano również w mleku skupowanym w rejonie Krakowa.<br />
Zawartość tego pierwiastka wahała się od 0,007 do 0,049 mg·l -1 .<br />
Szkoda i Żmudzki [1996], oznaczając zawartość ołowiu w mleku, stwierdzili obecność<br />
tego pierwiastka tylko w 47% ocenianych próbek, przy czym maksymalna zawartość tego<br />
pierwiastka wynosiła 0,07 mg·l -1 i była trzykrotnie wyższa od dopuszczalnej zawartości.<br />
Kadm w tych badaniach wykryto jedynie w 4,7% analizowanych próbek, a tylko w 1 próbie<br />
mleka jego stężenie było na granicy dopuszczalnego limitu, tj. 0,01 mg·kg -1 .<br />
W badaniach przeprowadzonych na terenie Litwy w mleku surowym nie stwierdzono przekroczenia<br />
dopuszczalnych wartości dla obu analizowanych pierwiastków [Valiukenaite i in.<br />
2006]. Średnie stężenie kadmu w mleku pobranym zimą wynosiło 0,37 µg·kg -1 , zaś latem –<br />
0,18 µg·kg -1 . Średnia zawartość ołowiu w ocenianych próbach mleka z okresu żywienia oborowego<br />
i pastwiskowego wynosiła odpowiednio: 0,47 µg·kg -1 i 0,54 µg·kg -1 . W badaniach Król i in.<br />
[2006] wyższy poziom kadmu, jak i ołowiu stwierdzono w mleku pozyskiwanym latem. Żywienie<br />
zwierząt w tym okresie opierało się w zdecydowanej mierze na zielonce pastwiskowej.<br />
Licata i in. [2004], oceniając mleko z różnych farm z regionu Kalabria we Włoszech, tylko<br />
w 3 próbach (spośród 43) stwierdzili obecność kadmu, odpowiednio: 1,14; 3,42 i 22,8<br />
µg·kg -1 . We wszystkich próbach zanotowano natomiast obecność ołowiu, przy czym oznaczone<br />
wartości nie przekroczyły dopuszczalnych stężeń dla tego pierwiastka, wahały się<br />
one bowiem od 0,1 do 9,92 µg·kg -1 . Niską zawartość kadmu oznaczono również w mleku<br />
krów utrzymywanych na północy Serbii. Kształtowała się ona w zakresie od 0,001 do 0,016<br />
µg·kg -1 [Vidovic i in. 2005].<br />
Podsumowując można stwierdzić, że mleko pozyskiwane w trzech rejonach Polski południowo-wschodniej<br />
nie stanowi zagrożenia dla konsumentów, zarówno pod względem<br />
zawartości ołowiu, jak i kadmu, zgodnie w wymaganiami rozporządzenia Ministra Zdrowia<br />
[2004]. Należy jednak zaznaczyć, że pierwiastki te stwierdzono we wszystkich próbach mleka,<br />
w tym nawet z rejonu Bieszczad, który uważa się za „czysty” ekologicznie. Uwzględniając<br />
fakt, iż ołów i kadm kumulują się w organizmie, konieczne wydaje się zatem ciągłe monitorowanie<br />
zawartości tych metali w mleku oraz innych produktach żywnościowych.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
AOAC, Official Methods of Analysis of the AOAC 986.15. 2000. Multielement metod. 17 th Ed. Arlington-Virginia,<br />
USA.<br />
Dobrzański Z., Kołacz R., Bodek E. 1996. Metale ciężkie w środowisku zwierząt. Medycyna Wet.<br />
52 (9): 570–574.<br />
Górska A., Litwińczuk Z. 1996. Występowanie ołowiu i kadmu oraz substancji hamujących w mleku<br />
woj. siedleckiego. Medycyna Wet. 52 (9): 591–592.<br />
Górska A., Oprządek K. 2006. Levels of trace elements in cow milk from farms of Southern Podlasie<br />
Region. Polish J. Environ. Stud. Vol. 15, no. 2a: 269–272.<br />
453
Bioakumulacja<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa.<br />
Król J., Litwińczuk Z., Barłowska J., Kędzierska-Matysek M. 2006. A macro and microelements<br />
content in milk of cows black-white and simental breed over the summer and winter feeding<br />
time. Polish J. Environ. Stud. Vol. 15, no. 2a: 395–397.<br />
Licata P., Trombetta D., Cristani M., Giofre F., Martino D., Calo M. 2004. Levels of ‘‘toxic’’ and<br />
‘‘essential’’ metals in samples of bovine milk from various dairy farms in Calabria, Italy. Environment<br />
International 30: 1–6.<br />
Litwińczuk A., Drozd-Janczak A., Pieróg M., Dorosz D. 1999. Zawartość ołowiu i kadmu w mleku<br />
produkowanym w rejonie Kopalni Węgla Kamiennego w Bogdance. Medycyna Wet. 55<br />
(11): 757–759.<br />
Litwińczuk A., Król J., Barłowska J. 2005. Nutritive value of milk of cows maintained in two regions<br />
of the eastern Poland. Current trends in commodity science. Proceedings of the 8 th International<br />
Commodity Science Conference 28.08–4.09.2005, Poznań. 1087.<br />
Popiołek M., Krukowski H. 1997. Badania porównawcze nad zawartością ołowiu w mleku surowym.<br />
Ann. UMCS. Sec EE, vol. XV: 247–251.<br />
Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 22 grudnia 2004 r. zmieniające rozporządzenie w sprawie<br />
maksymalnych poziomów zanieczyszczeń chemicznych i biologicznych, które mogą<br />
znajdować się w żywności, składnikach żywności, dozwolonych substancjach dodatkowych,<br />
substancjach pomagających w przetwarzaniu albo na powierzchni żywności (DzU z dnia 6<br />
stycznia 2005 r.).<br />
Szkoda J., Żmudzki J. 1996. Zawartość pierwiastków toksycznych w mleku krowim i serach. Bromat.<br />
Chem. Toksykol. 4.<br />
Tripathi R.M., Raghunath R., Sastry V.N., Krishnamoorthy T.M. 1999. Daily intake of heavy metals<br />
by infants through milk and milk products. The Science of the Total Environment 227:<br />
229–235.<br />
Valiukenaite R., Stankeviciene M., Stankevicius H., Skibniewska K.A. 2006. Lead and cadmium<br />
levels in raw cow’s milk in Lithuania determined by inductively coupled plasma sector field<br />
mass spektrometry. Polish J. Food Nutr. Sci. Vol. 15/56: 243–246.<br />
Vidovic M., Sadibasic A., Cupic S., Lausevic M. 2005. Cd and Zn in atmospheric deposit, soil,<br />
wheat and milk. Environmental Research 97, 26–<strong>31</strong>.<br />
LEAD AND CADMIUM CONTENT IN MILK OF COWS MAINTAINED IN THREE<br />
REGIONS OF POLAND<br />
The aim of the work was the evaluation of a lead and cadmium content in milk of cows<br />
maintained in three regions of Poland. The studies were conducted on 157 milk samples, in<br />
that: Lubelszczyzna region (61), Bieszczady (57) and Beskid Średni (39). Milk was sampled<br />
in the summer season (VI–VIII) from each cow daily milk yield when the dietary units included<br />
pasture forage. It should be noted that in the Lubelszczyzna region the animals stayed in<br />
cowhouse all the time and pasture forage were brought to them. In the rest of the farms, it<br />
means in the Bieszczady and Beskid, the animals remained most of the day on the pasture.<br />
The lead and cadmium level was established by flameless technique of the atomic absorption<br />
spectrometry with Spectr AA 880Z (Varian) spectrometer use.<br />
In all of milk samples, which were analyzed, the lead and cadmium content did not surpass<br />
the admissible standards currently enclosed in the Regulation of Ministry of Health of<br />
22 nd December 2004. However, it should be noted that the lead and cadmium level was stated<br />
in all milk samples, even from the Bieszczady region, which is considered as ecologically pure<br />
region. Taking into consideration that lead and cadmium cumulates in an organism, it seems<br />
then necessary monitoring the level of those metals in milk and also other food products.<br />
454
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
KONCENTRACJA SUBSTANCJI MINERALNEJ I METALI CIĘŻKICH W WĄTROBIE<br />
LUDZKIEJ*<br />
WPROWADZENIE. Zanieczyszczenie środowiska naturalnego takimi metalami ciężkimi,<br />
jak: ołów, kadm, cynk czy żelazo, obejmuje swoim zasięgiem wszystkie jego komponenty:<br />
atmosferę, hydrosferę oraz litosferę. Organizmy żywe korzystające z tego środowiska<br />
są narażone również na wpływ wymienionych pierwiastków.<br />
W organizmie ludzkim występuje wiele pierwiastków potrzebnych do jego normalnego<br />
funkcjonowania człowieka [Aleksandrowicz, Gumowska 1979]. Ich nadmiar natomiast<br />
może prowadzić do tzw. mineralizacji ukrytej, polegającej na wbudowywaniu atomów metali<br />
w struktury biologiczne tkanek [Pawlikowski 1987]. Niezbędnym metalem do prawidłowego<br />
funkcjonowania organizmu jest żelazo, jednak jego nadmiar może odkładać się<br />
w wątrobie, sercu czy też przysadce mózgowej, prowadząc do poważnych problemów<br />
zdrowotnych [Siemiński 2001]. Metalami niezbędnymi dla człowieka są również cynk<br />
i miedź, odgrywające ważną rolę w metabolizmie organizmu ludzkiego. Ich niedobory<br />
powodują liczne choroby, nadmiar natomiast ulega koncentracji w wątrobie [Siemiński<br />
2001].<br />
Wątroba jest jednym z największych wewnętrznych organów u wszystkich kręgowców,<br />
szczególnie podatnym na uszkodzenia chemiczne spowodowane wchłoniętymi do organizmu<br />
toksynami [Zakrzewski 1997].<br />
Za najbardziej toksyczne metale uznawane są ołów, rtęć oraz kadm [Andrews i in. 1999].<br />
Porównując zawartość metali ciężkich u osób współcześnie żyjących z ludźmi żyjącymi np.<br />
z XV w., stwierdzono drastyczny wzrost stężenia ołowiu [Siemiński 2001]. Kadm gromadzi<br />
się przede wszystkim w wątrobie, nerkach i trzustce [Bogdanik 1988].<br />
Celem niniejszego opracowania jest przedstawienie koncentracji i zmienności wybranych<br />
metali ciężkich w wątrobie człowieka.<br />
OBIEKT BADAŃ. Populację próbną stanowiły 24 próbki wątroby ludzi mieszkających<br />
na Śląsku. Próbki te pochodziły z materiału sekcyjnego uzyskanego dzięki uprzejmości firmy<br />
DIAGNO – MED. 14 próbek pobrano od mężczyzn, 10 próbek – od kobiet. W całej populacji<br />
w 5 próbkach występowały zmiany chorobowe – marskość wątroby, w tym: 3 próbki<br />
stanowiły – wątroby kobiet, 2 próbki – wątroby mężczyzn.<br />
Materiał badawczy pochodził od osób w przedziale wiekowym od 28 do 89 lat. Przedział<br />
ten został określony na podstawie 15 próbek: 10 próbek – mężczyźni, 5 próbek – kobiety.<br />
Średnia wieku dla kobiet wynosiła 64 lata, a dla mężczyzn 52 lata. Dane charakteryzujące<br />
populację próbną przedstawiono w tabeli 1.<br />
ZAKRES I METODYKA BADAń. Prace analityczne objęły ilościowe oznaczenie zawartości<br />
substancji mineralnej oraz następujących metali: żelazo, cynk, ołów, kadm, mangan,<br />
miedź, kobalt, nikiel i chrom znajdujących się w wątrobie człowieka.<br />
W celu wyznaczenia zawartości substancji mineralnej próbki spopielono w piecu silitowym<br />
w temperaturze 800 0 C. Temperaturę podwyższano stopniowo co godzinę o 100 0 C.<br />
Substancję mineralną przeprowadzono do roztworu za pomocą kwasu fluorowodorowego<br />
i kwasu solnego. W otrzymanych roztworach oznaczono metale metodą plazmowej spektrometrii<br />
atomowej (ICP), stosując spektrofotometr ICP JI 50p. Parametry pomiaru zamieszczono<br />
w tabeli 2.<br />
* Dr Lucyna Lewińska-Preis, dr Mariola Jabłońska – Katedra Geochemii, Mineralogii i Petrografii,<br />
Wydział Nauk o Ziemi, Uniwersytet Śląski; Sosnowiec;, dr Andrzej Kita – Instytut Chemii,<br />
Wydział Matematyki, Fizyki i Chemii, Uniwersytet Śląski w Katowicach.<br />
455
Bioakumulacja<br />
WYNIKI OZNACZEŃ ANALITYCZNYCH Wyniki oznaczeń analitycznych przedstawiono w<br />
tabeli 3. Stężenia kobaltu, niklu i chromu we wszystkich próbkach kształtują się poniżej granicy<br />
oznaczalności daną metodą (tab. 2), co dla Co = 3 ppm, dla Ni – 7 ppm i dla Cr – 5 ppm.<br />
Tabela 1. Dane charakteryzujące populację próbną<br />
Nr próbki Płeć Wiek [lata] Nr próbki Płeć Wiek [lata]<br />
1 K 57 13 M 68<br />
2 M bd 14 M 37<br />
3 M 40 15 x K bd<br />
4 M bd 16 K 57<br />
5 M 37 17 x M 53<br />
6 M 82 18 M 50<br />
7 K 89 19 x M 82<br />
8 x K bd 20 x K bd<br />
9 K bd 21 M bd<br />
10 M 28 22 M 37<br />
11 K 47 23 M bd<br />
12 K bd 24 K 71<br />
K – kobiety; M – mężczyźni; bd – brak danych; x – próbki ze zmianami chorobowymi – marskość wątroby<br />
Tabela 2. Parametry pomiaru metodą ICP<br />
Pierwiastek<br />
Długość fali<br />
[nm]<br />
Parametr<br />
LIMS<br />
Czas ekspozycji<br />
[s]<br />
Granica oznaczalności<br />
[µg·cm -3 ]<br />
Żelazo 259,94 W2368 3 0,010<br />
Cynk 213,856 W2088 3 0,016<br />
Ołów 220,353 W2260 3 0,042<br />
Kadm 226,502 W2130 3 0,004<br />
Mangan 257,61 W2183 3 0,006<br />
Miedź 324,754 W2210 3 0,010<br />
Kobalt 228,616 W2140 3 0,007<br />
Nikiel 2<strong>31</strong>,604 W2240 3 0,015<br />
Chrom 261,716 W2065 3 0,010<br />
Tabela 3. Zawartość substancji mineralnej / % / oraz oznaczanych metali / ppm / w populacji<br />
próbnej<br />
Nr<br />
próbki<br />
Substancja<br />
mineralna<br />
Fe Zn Pb Cd Mn Cu Co Ni Cr<br />
1 1,90 1309 280 16,49 7 6,46 30,11
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
10 2,85 1290 54 2,38 2 1,79 4,24
Bioakumulacja<br />
Tabela 5. Wartości statystyk charakteryzujących zmienność występowania oznaczanych metali<br />
i substancji mineralnej w populacji próbnej kobiet (K) i mężczyzn (M)<br />
Pierwiastek płeć X śr<br />
[ppm] S [ppm] V [%]<br />
Fe<br />
Zn<br />
Pb<br />
Cd<br />
Mn<br />
Cu<br />
K<br />
M<br />
K<br />
M<br />
K<br />
M<br />
K<br />
M<br />
K<br />
M<br />
K<br />
M<br />
651 ± 173<br />
648 ± 176<br />
109 ± 40<br />
284 ± 202<br />
6,75 ± 2,56<br />
3,95 ± 1,53<br />
19 ± 13<br />
10 ± 4<br />
3,62 ± 0,87<br />
2,58 ± 0,61<br />
9,66 ± 4,99<br />
5,65 ± 1,95<br />
410<br />
417<br />
96<br />
478<br />
6,07<br />
3,62<br />
32<br />
10<br />
2,07<br />
1,44<br />
11,82<br />
4,61<br />
63<br />
64<br />
88<br />
168<br />
90<br />
92<br />
167<br />
98<br />
57<br />
56<br />
122<br />
81<br />
Substancja mineralna płeć X śr<br />
[%] S [%] V [%]<br />
K<br />
M<br />
2,43 ± 0,58<br />
3,02 ± 0,45<br />
1,38<br />
1,07<br />
57<br />
36<br />
Tabela 6. Wartości statystyk charakteryzujących zmienność występowania oznaczanych metali<br />
i substancji mineralnej w próbkach zmienionych chorobowo (marskość wątroby)<br />
Pierwiastek X śr<br />
[ppm] S [ppm] V [%]<br />
Fe 154 127 82<br />
Zn 98 156 159<br />
Pb 0,69 0,27 39<br />
Cd 4 2 55<br />
Mn 1,00 0,43 43<br />
Cu 3,30 2,33 71<br />
Substancja mineralna X śr<br />
[%] S [%] V [%]<br />
1,21 0,40 33<br />
Śledząc średnie stężenia metali w populacji próbnej (tab. 4) i dane literaturowe (tab.<br />
7) można stwierdzić, że są to wartości porównywalne. W populacji próbnej nie zaobserwowano<br />
anomalnie niskich lub wysokich stężeń. Stężenia te kształtują się na poziomie średnich<br />
stężeń metali w wątrobie człowieka podawanych w literaturze dla różnych populacji<br />
i zróżnicowanego przedziału wiekowego.<br />
Dla populacji próbnej najwyższe koncentracje wykazuje żelazo (x śr.<br />
: 597 ppm) i cynk<br />
(x śr.<br />
: 210 ppm) , a najniższe mangan (x śr.<br />
: 2 ppm) i ołów (x śr.<br />
: 4 ppm) (tab. 4), natomiast<br />
stężenia niklu, kobaltu i chromu kształtują się natomiast poniżej granicy oznaczalności<br />
daną metodą, dlatego też w dalszych rozważaniach pierwiastki te zostały pominięte.<br />
Zmienność występowania oznaczanych metali w populacji próbnej charakteryzuje odmienna<br />
tendencja. Żelazo i mangan cechuje najniższa zmienność koncentracji (V: 68<br />
%), a cynk i ołów wykazują najwyższą zmienność koncentracji (Zn: V = 179 %, Pb: V =<br />
102 %) (tab. 4).<br />
Systematyzując oznaczane pierwiastki od najwyższych do najniższych stężeń otrzymuje<br />
się następujący szereg: Fe > Zn > Cd > Cu > Pb > Mn. Podobny szereg można utworzyć<br />
dla wartości współczynnika zmienności V: Zn > Pb > Cu > Cd > Fe = Mn. Porównując<br />
oba szeregi można zauważyć, że pierwiastkami, które różnicują populację próbną są<br />
cynk i ołów.<br />
458
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 7. Średnia zawartość [ppm] metali w wątrobie człowieka<br />
Pierwiastek<br />
Fe Zn Pb Cd Mn Cu Co Ni Cr<br />
171 47 0,26 2,8 1,5 5,7 0,07 0,33<br />
298<br />
±183<br />
118,3<br />
±44,4<br />
0,4467<br />
±0,0591<br />
4,43<br />
±3,12<br />
Autor<br />
Young Chan Yoo<br />
et al. (2002)<br />
6,3±4,9 Sversen (1975)<br />
0,6323<br />
±0,0634<br />
5,08<br />
±1,60<br />
62,2 2,9 15,9<br />
2,26<br />
±1,00<br />
14,2<br />
±7,0<br />
946 333 21,1<br />
293 6,0 26<br />
1,81<br />
±0,95<br />
2,49<br />
±0,89<br />
Yilmas (2002)<br />
Bona et al. (1992)<br />
Patriarca et al.<br />
(1999)<br />
Treble et al. (1998)<br />
Milman et al.<br />
(1983)<br />
Evenson, Anderson<br />
(1975)<br />
Dla populacji kobiet stężenia metali kształtują się podobnie jak dla całej populacji: najwyższe<br />
koncentracje osiąga żelazo i cynk, a najniższe mangan i ołów (tab. 5). Odmiennie<br />
natomiast kształtuje się zmienność występowania oznaczanych metali. Utworzony szereg<br />
od najwyższej do najniższej zmienności występowania wygląda następująco:<br />
Cd > Cu > Pb> Zn > Fe > Mn. Kadm, miedź, ołów i cynk wykazują największe zróżnicowanie<br />
koncentracji w wątrobach kobiet.<br />
W populacji mężczyzn występują podobne zależności, jeżeli chodzi o koncentracje metali<br />
– najwyższe stężenia Fe i Zn i najniższe Pb i Mn (tab. 5), odmiennie natomiast tendencje<br />
ujawniają się w zmienności występowania metali. Najwyższą zmienność występowania wykazuje<br />
cynk następnie kadm, ołów, miedź, żelazo i mangan: Zn > Cd > Pb > Cu > Fe > Mn.<br />
Pierwiastkami, które różnicują populację mężczyzn są: cynk, kadm i ołów (tab. 5).<br />
Populację kobiet w stosunku do populacji mężczyzn charakteryzują wyższe koncentracje<br />
ołowiu, kadmu i miedzi oraz niższe koncentracje cynku. Stężenia żelaza i manganu<br />
są takiego samego rzędu w obu populacjach. Żelazo i mangan wykazują również podobną<br />
zmienność występowania w populacji kobiet i mężczyzn (tab. 5). W związku z powyższym<br />
Fe i Mn nie należą do pierwiastków różnicujących populację kobiet i mężczyzn.<br />
W wątrobach wykazujących zmiany chorobowe (tab. 6) stężenia oznaczanych metali<br />
kształtują się podobnie jak dla całej populacji próbnej, a także jak dla populacji kobiet<br />
i mężczyzn. Najwyższe koncentracje osiąga żelazo i cynk, a najniższe mangan i ołów.<br />
Generalnie jednak średnie stężenia wszystkich pierwiastków są znacznie niższe<br />
w porównaniu ze średnimi wartościami dla całej populacji próbnej oraz dla populacji kobiet<br />
i mężczyzn. Różnice zaznaczają się w zmienności występowania metali. Najwyższą<br />
zmienność występowania wykazuje cynk, następnie żelazo, miedź, kadm, mangan i ołów<br />
(Zn > Fe > Cu > Cd > Mn > Pb).<br />
Zawartości metali ciężkich w wątrobie człowieka rozpatrywano również ze względu na<br />
zróżnicowanie wieku dawcy. Z populacji próbnej wybrano próbki, dla których określony został<br />
wiek dawcy tkanki. Następnie utworzono cztery przedziały wiekowe (< 30 lat, 30 – 50<br />
lat, 50 – 70 lat, > 70 lat) i wyznaczono wartości średnich stężeń pierwiastków w tych przedziałach<br />
(tab. 8). Dla układu stężenie pierwiastka – wiek dawcy obliczono współczynniki korelacji,<br />
których wartości zamieszczono w tabeli 9.<br />
459
Bioakumulacja<br />
Tabela 8. Średnia zawartość oznaczanych metali oraz substancji mineralnej w grupach wiekowych<br />
populacji próbnej<br />
Przedział<br />
wiekowy<br />
[lata]<br />
Fe<br />
[ppm]<br />
Zn<br />
[ppm]<br />
Pb<br />
[ppm]<br />
Cd<br />
[ppm]<br />
Mn<br />
[ppm]<br />
Cu<br />
[ppm]<br />
Substancja<br />
mineralna<br />
[%]<br />
< 30 1290 54 2,38 2 1,79 4,24 2,85<br />
30 – 50 482 506 2,42 7 2,30 3,47 2,55<br />
50 – 70 785 83 5,73 10 2,04 8,68 2,98<br />
> 70 430 96 3,61 27 3,01 8,34 2,98<br />
Tabela 9. Wartości współczynników korelacji r<br />
Fe Zn Pb Cd Mn Cu<br />
Substancja<br />
mineralna<br />
Wiek 0,2571 0,4848 0,8916 0,9980 0,8019 0,8487 0,7338<br />
Śledząc wartości współczynników korelacji nasuwa się wniosek, że wraz z wiekiem<br />
następuje zwiększona mineralizacja tkanek. Wprawdzie współczynniki korelacji osiągają<br />
wysokie wartości, ale ze względu na niewielką liczebność populacji próbnej parametr<br />
t transformacji Fischera jest < 3, a więc nie można tu mówić o korelacji, a jedynie o pewnej<br />
tendencji wzrostu mineralizacji tkanki wątrobowej wraz z wiekiem dawcy. Ponadto dla<br />
niektórych pierwiastków w przedziale wiekowym od 50 do 70 lat obserwuje się maksimum,<br />
a następnie spadek stężenia substancji mineralnej (tab. 8). Przedstawione zależności ilustrują<br />
rysunki 1, 2 i 3.<br />
k k-kobieta – kobieta<br />
m m-mężcyzna – mężczyzna<br />
bd-wiek – wiek nieznany<br />
Wiek<br />
Rys.1. 1. Zawartość Cd i Mn w populacji próbnej<br />
460
Wiek<br />
Rys.1. Zawartość Cd i Mn w populacji próbnej<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
k k-kobieta – kobieta<br />
m m-mężcyzna – mężczyzna<br />
bd-wiek – wiek nieznany<br />
Wiek<br />
Rys. Rys. 2. 2. Zawartość Zawartość Fe Fe i i Zn Zn w w populacji populacji próbnej próbnej<br />
8<br />
k k-kobieta – kobieta<br />
m m-mężcyzna – mężczyzna<br />
bd-wiek – wiek nieznany nieznany<br />
Wiek<br />
Rys. Rys. 3. 3. Zawartość Pb Pb i Cu i Cu w populacji próbnej<br />
WNIOSKI. Na Na podstawie wyników przeprowadzonych analiz analiz sformułowano następujące następujące<br />
wnioski:<br />
wnioski:<br />
1. Zawartość substancji mineralnej w populacji próbnej waha się w granicach od 0,79 do<br />
1. 5,25%, Zawartość przy średniej substancji zawartości mineralnej 2,76%. w populacji Zmienność próbnej jej waha występowania się w granicach wynosi od 0,79 44%. do<br />
2. Dla<br />
5,25<br />
kobiet<br />
%, przy<br />
średnia<br />
średniej<br />
zawartość<br />
zawartości<br />
substancji<br />
2,76 %. Zmienność<br />
mineralnej<br />
jej<br />
w<br />
występowania<br />
wątrobie wynosi<br />
wynosi<br />
2,43%<br />
44 %.<br />
i jest nieco<br />
niższa niż dla mężczyzn, gdzie średnia kształtuje się na poziomie 3,02%.<br />
3. 2. Populację Dla kobiet kobiet średnia cechuje zawartość wyższa substancji zmienność mineralnej występowania w wątrobie wynosi substancji 2,43 % mineralnej i jest<br />
(V = nieco 57%) niższa populację niż dla mężczyzn, mężczyzn gdzie (V średnia = 36%). kształtuje się na poziomie 3,02 %.<br />
4. W wątrobach zmienionych chorobowo obserwuje się niższe stężenie substancji mineralnej<br />
3. Populację<br />
w porównaniu<br />
kobiet<br />
z przeciętną<br />
cechuje wyższa<br />
zawartością,<br />
zmienność<br />
a także<br />
występowania<br />
niższą zmienność<br />
substancji<br />
występowania.<br />
mineralnej<br />
(V = 57 %) niż populację mężczyzn (V = 36 %).<br />
4. W wątrobach zmienionych chorobowo obserwuje się niższe stężenie substancji 461<br />
mineralnej w porównaniu z przeciętną zawartością, a także niższą zmienność<br />
występowania.
Bioakumulacja<br />
5. Najwyższe koncentracje w populacji próbnej wykazuje żelazo (x śr.<br />
: 597 ppm) i cynk<br />
(x śr.<br />
: 210 ppm) , a najniższe mangan (x śr.<br />
: 2 ppm) i ołów (x śr.<br />
: 4 ppm), natomiast stężenia<br />
niklu, kobaltu i chromu kształtują się poniżej granicy oznaczalności daną metodą.<br />
6. Najwyższą zmienność występowania w populacji próbnej wykazują cynk i ołów<br />
(Zn: V = 179%, Pb: V = 102%), żelazo i mangan cechuje najniższa zmienność koncentracji<br />
(V: 68%).<br />
7. Populację kobiet w stosunku do populacji mężczyzn charakteryzują wyższe koncentracje<br />
ołowiu, kadmu i miedzi oraz niższe koncentracje cynku. Stężenia żelaza i manganu<br />
są takiego samego rzędu w obu populacjach. Żelazo i mangan wykazują również podobną<br />
zmienność występowania w obu populacjach.<br />
8. W wątrobach wykazujących zmiany chorobowe stężenia wszystkich pierwiastków<br />
są znacznie niższe w porównaniu ze średnimi wartościami dla całej populacji próbnej.<br />
9. Koncentracje metali w tkance wątrobowej wykazują tendencję wzrostu wraz z wiekiem<br />
dawcy, prawdopodobnie ulega kumulacji.<br />
10. Zmienność koncentracji oznaczanych metali jest tym czynnikiem, który różnicuje populację<br />
próbną. Cynk, ołów i kadm są pierwiastkami, które wykazują najwyższą zmienność<br />
występowania.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Andrews J.E., Brimblecombe P., Jickells T.D., Liss P.S. 1999. Wprowadzenie do chemii środowiska.<br />
Wydawnictwa Naukowo-Techniczne, Warszawa.<br />
Bogdanik T. 1988. Toksykologia Kliniczna (praca zbiorowa pod red. Bogdanika). Państwowy Zakład<br />
Wydawnictw Lekarskich, Warszawa.<br />
Bona M.A., Castellano M., Plaza L., Fernandez A. 1992. Determination of heavy metals in human<br />
liver. Human & Experimental Toxicology.11(5): <strong>31</strong>1–<strong>31</strong>3.<br />
Everson M.A., Anderson C. T. Jr. 1975. Ultramicro analysis for copper, cadmium, and zinc in human<br />
liver tissue by use of atomic absorption spectrophotometry and the heated graphite tube<br />
atomizer. Clinical Chemistry 21 (4): 537–543.<br />
Milman N., Laursen J., Pødenphant J., Staun-Olsen P. 1983. Iron, copper, zinc and selenium in<br />
human liver tissue measured by X-ray fluorescence spectrometry. Scandinavian Journal Of<br />
Clinical And Laboratory Investigation 43 (8): 691–697.<br />
Patriarca M., Lyon T.D., Delves H.T., Howatson A.G., Fell G.S. 1999. Determination of low concentrations<br />
of potentially toxic elements in human liver from newborns and infants. The Analyst.<br />
124 (9): 1337–1343.<br />
Pawlikowski M. 1987. Mineralizacja organizmu człowieka żyjącego (Mineralogia człowieka). Prace<br />
Mineralogiczne 79. PAN, Oddział w Krakowie, Komisja Nauk Mineralogicznych, Kraków.<br />
Siemiński M. 2001: Środowiskowe zagrożenia zdrowia. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.<br />
Syversen T.L.M. 1975. Cadmium_Binding in Human Liver and Kidney. Arch. Environ. Healyth 30:<br />
158–161.<br />
Treble R.G., Thompson T.S., Lynch H.R. 1998. Determination of cooper, manganese and zinc in<br />
human liver. Biometals: An International Journal On The Role Of Metal Ions In Biology, Biochemistry,<br />
And Medicine. 11 (1): 49–53.<br />
Yilmaz Orhan 2002. Cadmium and lead levels in human liver and Sidney Samales obtained from<br />
Bursa Province. International Journal of Environmental Health Research 12: 181–185.<br />
Young Chan Yoo, Sang Ki Lee, Ja Yeol Yang, Sang Whan In, Ki Wook Kim, Kyu Hyuck Chung,<br />
Myung Gyu Chung Se Yuong Choung. 2002. Organ Distribution of Heavy Meatls in Autopsy<br />
Material from Normal Korean. Journal of Health Science 48 (2): 186–194.<br />
Zakrzewski S.F. 1997: Podstawy toksykologii środowiska. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.<br />
462
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
CONCENTRATION OF MINERAL MATTER AND HEAVY METALS IN HUMAN LIVER<br />
This article describes concentrations of heavy metals in human liver. Twenty four samples<br />
of human liver from dissection material were analysed: 14 samples – male, 10 samples -<br />
female. 15 samples were specified by the donors age ranging from 28 to 89 years (10 – male,<br />
5 – female). 5 samples revealed morbid changes – necrosis of liver (3 samples – female,<br />
2 – male). Average age for male donors 52 is and for female donors - 64.<br />
All samples tissue were donated by humans lived in the Silesian province. Iron, zinc,<br />
lead, cadmium, manganese, copper, cobalt, nickel and chromium were determined quantitatively<br />
by ICP method.<br />
Concentrations of mineral matter in the investigated samples ranges from 0,79 to<br />
5,25%, (average content is 2,76%). Variability of its occurrence is 44%. The average content<br />
of mineral matter in female liver (2,43%) is lower than for male liver (3,02%). The female<br />
population was characterized by is higher variability of mineral matter (V = 57%), than<br />
the variability observed in male samples matter (V = 36%) – (table 5).<br />
Mineral matter concentrations and mutability distribution are both lower in livers pathologically<br />
changed in than in healthy livers (Table 6). Concentrations of metals in all samples<br />
were close to the mean level concentration of metals in human liver determined by previous<br />
investigators for various populations and age.<br />
The highest concentrations were observed for iron (x śr.<br />
: 597 ppm) and zinc (x śr.<br />
: 210<br />
ppm), and the lowest for manganese (x śr.<br />
: 2 ppm) and lead (x śr.<br />
: 4 ppm). Concentrations of<br />
nickel, cobalt and chromium were below than detection limit of method used.<br />
The lowest variability concentration (V: 68%) was for iron and manganese, while zinc<br />
and lead showed the highest variability concentrations (Zn: V = 179%, Pb: V = 102%) (tab.<br />
4). The higher concentrations of lead, cadmium and copper and lower concentrations of zinc<br />
were observed in female’s liver. Iron and manganese concentrations were at the same level<br />
for both populations.<br />
Samples of pathologically changed livers (Table 6) showed lower average concentrations<br />
of metals than the average for all samples. Higher mineralization of the liver tissue relates<br />
well with the donor’s age (Fig. 1, 2, 3).<br />
463
Bioakumulacja<br />
Zawartość magnezu, wapnia, żelaza oraz arsenu, rtęci, glinu, kadmu<br />
i ołowiu we włosach grupy dzieci w wieku przedszkolnym*<br />
WPROWADZENIE. Pojawienie się metod analitycznych niezwykle wysokiej czułości,<br />
takich jak absorpcyjna spektrometria atomowa (ASA), spektrometria z zastosowaniem plazmy<br />
indukcyjnie sprzężonej (ICP) czy też metoda aktywacji neutronowej (NAA), umożliwiło<br />
wykrywanie w materiale biologicznym wielu pierwiastków, także śladowych. Ze względu<br />
na stosunkowo prosty i bezinwazyjny charakter pobierania próbek włosy stają się coraz<br />
powszechniejszym materiałem do oceny statusu mineralnego organizmu, wykrywania niedoborów<br />
czy oceny wpływu przewlekłych ekspozycji na zbyt wysokie stężenia pierwiastków.<br />
W badaniach toksykologicznych wyniki analizy włosów są wykorzystywane jako laboratoryjny<br />
wskaźnik zatruć metalami ciężkimi (arsenem, rtęcią, talem, ołowiem, chromem<br />
i kadmem). W badaniach środowiskowych analiza włosów służy z powodzeniem do oceny<br />
poziomu zanieczyszczeń. Trwają badania nad zastosowaniem włosów jako materiału biologicznego<br />
w diagnostyce różnych chorób [Chłopicka 2003].<br />
Rutynowo oznacza się stężenia pierwiastków we krwi lub surowicy, jednakże otrzymywane<br />
wyniki, uznawane za prawidłowe, nie świadczą jednoznacznie o braku niedoborów<br />
w innych kompartymentach organizmu. Za pomocą analizy pierwiastkowej włosów można<br />
zbadać poziom pierwiastków powstały w długim przedziale czasowym, co nie jest możliwe<br />
przy ocenie ich stężenia w surowicy [Dorosz i in. 2006]. Diagnostyczną użyteczność analizy<br />
włosów potwierdzają prace wielu autorów, którzy wykazali istnienie korelacji zawartości<br />
podstawowych pierwiastków występujących we włosach z ich zawartością w organizmie,<br />
zarówno w stanach fizjologicznych, jak i w zaburzeniach patologicznych [Dunicz-Sokołowska<br />
i in. 2006; Kędzierska 2003; Kotkowiak i in. 1996; Kozielec i in. 1996; Kozielec 1994b;<br />
Lech, Garlicka 2000; Lech, Zych-Litwin 2002; Leung, Huang i in. 1997; Tang i in. 2003].<br />
Materiał i metody. Badania przeprowadzono w grupie 40 zdrowych klinicznie<br />
dzieci, których rodzice zgłosili chęć przeprowadzenia analizy pierwiastkowej włosów. Jak<br />
stwierdza Radomska i in. [1991] jest to metoda informująca o stanie mineralnym organizmu<br />
z ostatnich kilku miesięcy. Materiał badany stanowiły włosy, które pobrane zostały z określonych<br />
6−8 różnych miejsc z potylicznej części głowy, w ilości 300−400 mg. Do analizy przeznaczono<br />
3−4 cm odcinki włosów, licząc od skóry.<br />
Próbki włosów przeznaczone do analizy myto wodą i acetonem, według metody zalecanej<br />
przez Międzynarodową Agencję Energii Atomowej w Wiedniu [Bagliano 1981], płukano<br />
w roztworach wodnych detergentów bezjonowych, a następnie suszono do stałej masy.<br />
Po odważeniu, ok. 300 mg włosów mineralizowano je w kwasie azotowym w stacji mikrofalowej<br />
ETOS firmy Mileston. Analizę wykonywano za pomocą spektrometru emisji atomowej<br />
z plazmą wzbudzoną indukcyjnie (ICP-OES) serii Optima 5300 DV firmy Perkin Elmer, na<br />
podstawie Polskiej Normy PN-EN ISO 11885:2001. Umożliwia on wykonanie analizy wielu<br />
pierwiastków w szerokim zakresie stężeń. Podstawą metody jest pomiar emisji atomowej<br />
z zastosowaniem optycznej techniki spektroskopowej. W normie PN-EN ISO 11885:2001<br />
zamieszczono zalecane długości fali przy zastosowaniu konwencjonalnego pneumatycznego<br />
rozpylania. Takie zastosowano w badaniach.<br />
Wyniki i dyskusja. Charakterystykę badanej grupy przedstawiono w tabeli 1. Podano<br />
wiek, wzrost i masę ciała dzieci. W tabeli 2 zamieszczono uzyskane wartości badanych<br />
pierwiastków w próbkach włosów tych dzieci. Zaobserwowano różnice indywidualne w zawartości<br />
pierwiastków we włosach, głównie jeżeli chodzi o wapń, magnez i glin. W prze-<br />
* Dr n. med. Anna Lubkowska, Włodzimierz Sobieraj − Katedra Fizjologii, Wydział Nauk Przyrodniczych,<br />
Uniwersytet Szczeciński.<br />
464
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
prowadzonych badaniach poszukiwano zależności między stężeniami oznaczanych pierwiastków.<br />
Korelacje istotne statystycznie na poziomie p≤0,05 zamieszczono w tabeli <strong>nr</strong> 3.<br />
Uzyskane wyniki porównywano z danymi z piśmiennictwa.<br />
Dunicz-Sokołowska i in. [2006] w latach 1991−2004 na postawie wyników badań ponad<br />
20 000 zdrowych dzieci z różnych rejonów Polski starali się ustalić zakres norm referencyjnych<br />
dla stężeń niektórych pierwiastków we włosach. W swoich badaniach oceniali<br />
m.in. zawartość we włosach dzieci wapnia, magnezu, cynku, miedzi, żelaza ołowiu i kadmu<br />
w różnych grupach wiekowych. Otrzymane przez tych autorów zawartości wapnia i magnezu<br />
były niższe od uzyskanych w badaniach własnych autorów niniejszego opracowania<br />
i wynosiły odpowiednio 169,04 (chłopcy) − 186,7 (dziewczęta) µg·g -1 dla wapnia i odpowiednio<br />
11,53 (chłopcy) – 12,93 (dziewczęta) µg·g -1 magnezu, natomiast żelaza, ołowiu i kadmu,<br />
wyższe od danych własnych.<br />
Tabela 1. Charakterystyka badanych grup dzieci.<br />
Parametry<br />
X<br />
n<br />
Wiek<br />
[lata]<br />
Masa ciała<br />
[kg]<br />
Wysokość ciała<br />
[cm]<br />
5,5 20,5 114,65<br />
±SD 1,4 3,3 7,29<br />
Min. 40<br />
2 16 105<br />
Max. 7 29 129,5<br />
X – wartość średnia; ±SD – odchylenie standardowe.<br />
Tabela 2. Wartości średnie, minimalne i maksymalne oraz odchylenie standardowe stężeń magnezu,<br />
wapnia, żelaza, arsenu, rtęci, glinu oraz kadmu i ołowiu we włosach dzieci<br />
Parametry<br />
X<br />
n<br />
Ca<br />
[µg·g -1 ]<br />
Mg<br />
[µg·g -1 ]<br />
Fe<br />
[µg·g -1 ]<br />
As<br />
[µg·g -1 ]<br />
Hg<br />
[µg·g -1 ]<br />
Al<br />
[µg·g -1 ]<br />
Cd<br />
[µg·g -1 ]<br />
Pb<br />
[µg·g -1 ]<br />
365,982 13,422 9,955 0,0189 0,036 7,957 0,021 1,150<br />
±SD 40 147,19 6,90 2,96 0,049 0,097 9,27 0,032 0,48<br />
Min. 208,2 5,2 3,9 0 0 1,57 0,001 0,47<br />
Max. 750 38,2 20,9 0,26 0,61 58,51 0,2 2,47<br />
Tabela 3. Wartości współczynnika korelacji r pomiędzy zawartością badanych pierwiastków,<br />
istotne na poziomie p ≤ 0,05<br />
Pierwiastek Ca Mg Fe As Hg Al Cd Pb<br />
Ca – 0,99 0,99 – – 0,97 – 0,73<br />
Mg 0,99 – – – – 0,98 – 0,78<br />
Fe 0,99 1,00 – – 0,98 – 0,8<br />
As – – – – 1,0 – 1,0 0,66<br />
Hg – – – 1,0 – – 1,0 0,67<br />
Al 0,97 0,98 0,98 – – – – 0,79<br />
Cd – – – 1,0 1,0 – – 0,66<br />
Pb 0,73 0,78 0,8 0,66 0,67 0,79 0,66 –<br />
– Nie stwierdzono.<br />
465
Bioakumulacja<br />
Podobnie stężenia wapnia we włosach dzieci otrzymał Kozielec i in. [1996] – 226,55<br />
± 150,92 µg⋅g -1 . Uzyskane przez autora wartości charakteryzowały się dużą rozpiętością,<br />
podobnie jak w badaniach własnych. Wartości magnezu, jak i żelaza dla tego przedziału<br />
wiekowego były wyższe, wynosząc odpowiednio:15,57 ± 10,74 µg⋅g -1 i 18,46 ± 14,37<br />
µg⋅g -1 . Można stwierdzić, że u badanej grupy dzieci przedszkolnych występowały niedobory<br />
magnezu i żelaza, zarówno w odniesieniu do wartości wyżej przedstawionych, jak<br />
i podawanych przez Starobrat-Hermelin [1998] Radomską i in. [1991] czy Lech [2000].<br />
Wapń jest niezbędny w procesie krzepnięcia krwi , przewodzeniu impulsów nerwowych,<br />
skurczu włókien mięśniowych oraz jako składnik strukturalny błon komórkowych wpływa<br />
na ich stabilność i przepuszczalność [Kotkowiak i in. 1996]. Magnez jest jednym z trzech<br />
głównych kationów wewnątrzkomórkowych, bierze udział w ponad 300 przemianach enzymatycznych,<br />
jest niezbędny w procesach energetycznych, reakcjach oksydacyjno – redukcyjnych,<br />
a jego niedobór może wywoływać różnorakie objawy ze strony różnych układów,<br />
głównie nerwowego, mięśniowego. Rola żelaza w organizmie związana jest m.in.<br />
z syntezą hemoglobiny i mioglobiny, katalizowanie licznych procesów enzymatycznych,<br />
udział w przenoszeniu elektronów w łańcuchu oddechowym [Lech, Garlicka 2000; Tyniecka<br />
1995].<br />
Indywidualne zróżnicowanie w stężeniach pierwiastków we włosach przysparza badaczom<br />
trudności w określeniu norm dla danej grupy wiekowej. Pamiętać przy tym należy, że<br />
wiązanie pierwiastków przez tworzące się białko włosa jest ściśle zależne od ilości spożywanego<br />
białka, węglowodanów, tłuszczów, witamin, wody i składników mineralnych oraz<br />
wykorzystania ich w procesach metabolicznych [Radomska i in. 1991]. Mikrointoksykacja,<br />
czyli oddziaływanie na organizm małych dawek ksenobiotyków przez długi, czas jest jednym<br />
z aktualnych niebezpieczeństw związanych z uprzemysłowieniem środowiska. Jeżeli<br />
dotyczy to metalotoksyn o długim okresie biologicznego półtrwania oraz zdolności do kumulacji<br />
czy wypierania pierwiastków niezbędnych do prawidłowego funkcjonowania, zagrożenie<br />
staje się zintensyfikowane, szczególnie z powodu prawie bezobjawowego przebiegu<br />
pierwszych faz negatywnego działania [Kędzierska 2003].<br />
Pierwiastki toksyczne szkodliwe dla zdrowia, to przede wszystkim rtęć, kadm, glin<br />
i ołów. Ołów i kadm to metale ciężkie, o gęstości większej niż 4,5 g⋅cm -3 . W badaniach własnych<br />
nie stwierdzono podwyższonych wartości tych pierwiastków z wyjątkiem glinu, którego<br />
średnia wartość wyniosła 7,9 µg/g. Średnie stężenia kadmu i ołowiu są porównywalne<br />
z danymi przedstawionymi przez Kozielca i in. [1994b].<br />
Jak wiadomo, w organizmie występują wzajemne oddziaływania między biopierwiastkami<br />
a metalami toksycznymi o charakterze synergistycznym i antagonistycznym. Podwyższone<br />
stężenia ołowiu i kadmu prowadzą do zmniejenia zawartości głównie magnezu, wapnia,<br />
miedzi i żelaza. Zaburzony stosunek magnezu do ołowiu może zwiększyć toksyczne<br />
działanie ołowiu względem ośrodkowego układu nerwowego nawet przy niskich stężeniach<br />
tego ostatniego.<br />
Niedobór żelaza sprzyja większej absorpcji i retencji kadmu oraz jego kumulacji w narządach<br />
[Kedzierska 2003]. W badaniach własnych stwierdzono istotną korelację między:<br />
zawartością wapnia a zawartością magnezu, żelaza oraz glinu; zawartościami magnezu<br />
i żelaza oraz glinu; żelaza i glinu; arsenu i kadmu oraz rtęci, a także istotną korelację ołowiu<br />
ze wszystkimi badanymi pierwiastkami. Toksyczność ołowiu jest powszechnie znana.<br />
Kluczowym jego działaniem jest hamujący wpływ na syntezę hemu oraz wpływ na gospodarkę<br />
niezbędnych dla życia metali: wapnia, magnezu, żelaza, cynku i miedzi, oraz na enzymy.<br />
Chłopicka [2003] w swoich badaniach nad korelacją między wybranymi metalami<br />
ciężkimi, biopierwiastkami i wskaźnikami hematologicznymi wykazała bardzo wysoką korelację<br />
zawartych we włosach ołowiu z kadmem, żelazem i magnezem oraz kadmu z magnezem<br />
i żelazem.<br />
466
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Wnioski. W badaniach własnych stwierdzono obniżoną zawartość magnezu i żelaza<br />
w porównaniu z danymi podawanymi w tym zakresie przez innych autorów, obejmujących<br />
badania wśród zdrowych dzieci w podobnym przedziale wiekowym. Zawartość<br />
wapnia, kadmu i ołowiu we włosach dzieci mieści się w zakresie wartości spotykanych<br />
w piśmiennictwie. Stwierdzono istotne korelacje między zawartością ołowiu i wszystkimi<br />
badanymi pierwiastkami we włosach, jak również między zawartością wapnia i magnezu,<br />
żelaza oraz glinu; zawartością magnezu, żelaza i glinu; żelaza i glinu oraz arsenu i kadmu<br />
oraz rtęci.<br />
Piśmiennictwo<br />
Bagliano G., Benischek F., Huber I. 1981. A rapid and simple method for determination of trace<br />
metals in hair sample by atomic absorption spectrometry. Anal. Chim. Acta 123: 45.<br />
Chłopicka J. 2003. Badanie korelacji pomiędzy wybranymi metalami ciężkimi, biopierwiastkami<br />
i wskaźnikami hematologicznymi u dzieci. Zastosowanie metod statystycznych w badaniach<br />
naukowych II. Kraków, Stat Soft Polska.<br />
Dorosz A., Łukasiak J., Jabłońska-Kaszewska I., Świątkowska-Stodulska R. 2005. Skład pierwiastkowy<br />
włosów w zaburzeniach metabolicznych. Polish Journal of Cosmetology 2:<br />
115−123.<br />
Dorosz A., Łukasiak J., Nyka W., Kozera G., Karaszewski B. 2006 Zastosowanie analizy pierwiastkowej<br />
włosów do monitorowania suplementacji magnezem. Bromat. Chem. Toksykol.<br />
2: 179−183.<br />
Dunicz-Sokołowska A., Radomska K., Długaszek M., Graczyk A. 2006. Contess of bioelements<br />
and toxic metals In Polish population determinet by hair analysis. Part 1. Children aged 1 to<br />
10 years. Magnes. Res. 19 (1):35−45.<br />
Kędzierska E. 2003. Stężenia wybranych biopierwiastków i metali toksycznych w organizmie<br />
i ich wpływ na stan zdrowia dzieci i młodzieży z terenu Szczecina. Ann. Acad. Med. Strtin.<br />
49: 1<strong>31</strong>−143.<br />
Kotkowiak L., Starobrat-Hermelin B., Kozielec B. 1996. Ocena zawartości wybranych pierwiastków<br />
u dzieci z organicznym uszkodzeniem ośrodkowego układu nerwowego na podstawie<br />
analizy włosów, Biul. Magnezol. 1 (2): 40−45.<br />
Kozielec T., Drybańska-Kalita A., Hornowska I., Sałacka A. 1996. Zawartość wapnia, magnezu,<br />
cynku i żelaza we włosach u dzieci i młodzieży. Polski Merkuriusz Lekarski 2: 150−154.<br />
Kozielec T., Kotkowiak L., Michoń P., Szamer B., Korzonek M. 1994b. Ocena zawartości biopierwiastków<br />
u chorych z chorobą niedokrwienną serca, chorobą wrzodową i atopowym zapaleniem<br />
skóry na podstawie analizy włosów, Biul. Magnezol. 4: 109−111.<br />
Lech T. 1991 Włosy jako materiał analityczny w toksykologii i badaniach środowiskowych. Diagn.<br />
Lab. 27: 45−48.<br />
Lech T., Garlicka A. 2000. Zawartość magnezu i wapnia w surowicy i włosach dzieci i młodzieży<br />
ze schorzeniami układu nerwowego. Przeg. Lek. 57 (7-8): 378−381.<br />
Lech T., Zych-Litwin C. 2002. Zawartość magnezu i wapnia w surowicy i włosach dzieci i młodzieży<br />
z zespołami bólowymi układu kostno-mięśniowo-stawowego. Przeg. Lek. 59 (7):<br />
496−498.<br />
Leung P. L., Huang H. M. 1997. Analysis of trace elements in the hair of volunteers suffering from<br />
naso-pharyngeal cancer. Biol. Trace. Element Res. 57: 19−25.<br />
Morawiec M. 1991. Pierwiastki szkodliwe a żelazo, cynk i miedź: interakcje w organizmie ludzi<br />
i zwierząt. Część II: Ołów, Roczn. PZH. 42(2): 121−126.<br />
Polskiej Normy PN-EN ISO 11885:2001 Jakość wody. Oznaczanie 33 pierwiastków metodą atomowej<br />
spektrometrii emisyjnej z plazmą wzbudzoną indukcyjnie.<br />
467
Bioakumulacja<br />
Radomska K., Graczyk A., Konarski J. 1991. Analiza włosów jako metoda oceny stanu mineralnego<br />
organizmu. Pol. Tyg. Lek. 46: 461−463.<br />
Radomska K., Graczyk A., Konarski J., Adamowicz B. 1991. Ocena zawartości makro- i mikroelementów<br />
w organizmie ludzkim na podstawie analizy włosów. Pol. Tyg. Lek. 24–26:<br />
461−463.<br />
Starobrat-Hermelin B. 1998. Wpływ niedoboru wybranych biopierwiastków na nadpobudliwość<br />
psychoruchową u dzieci z określonymi zaburzeniami psychicznymi. Ann. Acad. Med. Stein.<br />
44: 297−<strong>31</strong>4.<br />
Tang Y. R., Zhang S. Q., Xiong Y., Zhao Y., Fu H., Zhang H. P., Xiong K. M. 2003. Studies of five<br />
microelement contents in human serum, hair and fingernails correlated with aged hypertension<br />
and coronary heart disease, Biol. Trace. Element Res. 92 (2): 97−104.<br />
Tynecka M. 1995. Rola żelaza w patologii układu nerwowego. Neur. Neurochir. 29 (3): 409−417.<br />
Contents of magnesium, calcium, iron, arsenic, mercury, aluminum,<br />
cadmium and lead in the hair of the group of pre-school children<br />
Analysis of bioelements and toxic metals in hair can be useful as a non-invasive, painless<br />
and precise method both in physiological and pathological diagnosis. The aim of the<br />
study was to determine contents of magnesium, calcium, iron, arsenic, mercury, aluminum,<br />
cadmium and lead in the hair of the group of children aged 2 to7 years, by ICP method. The<br />
results show that mean value of magnesium and iron in this research was lower than those<br />
obtain by other authors. Additionally correlation between concentrations of lead and all examined<br />
bioelements was found.<br />
468
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ZANIECZYSZCZENIE ŻYWNOŚCI ZWIERZĘCEGO POCHODZENIA I PASZ<br />
PIERWIASTKAMI TOKSYCZNYMI – BADANIA MONITORINGOWE*<br />
WPROWADZENIE. W skali międzynarodowej od szeregu lat podejmowane są działania<br />
zmierzające do ujednolicenia zasad prawa żywnościowego i zapewnienia bezpieczeństwa<br />
żywnościowego. Podstawowym aktem prawnym dotyczącym bezpieczeństwa żywności<br />
w UE jest rozporządzenie (WE) <strong>nr</strong> 178/2002 Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia<br />
28 stycznia 2002 r. [Regulation 2002]. W rozporządzeniu tym zawarte są generalne zasady<br />
i wymagania prawa żywnościowego, powołanie Europejskiego Urzędu ds. Bezpieczeństwa<br />
Żywności (European Food Safety Authority, EFSA) oraz obowiązujące procedury w tym zakresie.<br />
Na mocy tego rozporządzenia powołano System Wczesnego Ostrzegania o Niebezpiecznych<br />
Produktach Żywnościowych i Paszach (RASFF – Rapid Alert System for Food<br />
and Feed). Zadaniem tego systemu jest szybkie zabezpieczenie i wyeliminowanie z obrotu<br />
żywności lub pasz w sytuacji, gdy mogą one zagrażać zdrowiu ludzi oraz zwierząt.<br />
W celu oceny narażenia ludzi i zwierząt na toksyczne działanie pierwiastków prowadzone<br />
są badania ich zawartości w różnych elementach środowiska: powietrzu, glebie, wodzie,<br />
roślinach oraz w tkankach zwierząt i ludzi. Istotne jest, aby tego rodzaju badania prowadzone<br />
były regularnie i na odpowiednio dobranym materiale.<br />
URZĘDOWE BADANIA KONTROLNE. Jednym z elementów zapewnienia bezpiecznej<br />
żywności jest urzędowa kontrola żywności. W Polsce urzędowa kontrola żywności prowadzona<br />
jest od wielu lat przez inspekcje podległe Ministerstwu Zdrowia oraz Ministerstwu Rolnictwa<br />
i Rozwoju Wsi. Nadzór nad żywnością prowadzony jest zgodnie z zasadą „od pola do<br />
stołu” przez Inspekcję Weterynaryjną i Państwową Inspekcję Sanitarną. W celu zapewnienia<br />
bezpieczeństwa żywności, konieczne jest uwzględnienie wszystkich aspektów łańcucha produkcyjnego<br />
żywności, począwszy od produkcji pierwotnej i produkcji pasz, aż do sprzedaży<br />
lub dostawy żywności do konsumenta, ponieważ każdy element może mieć potencjalny<br />
wpływ na bezpieczeństwo żywności. Organy Inspekcji Weterynaryjnej współdziałają z Państwową<br />
Inspekcją Sanitarną w zakresie systemu wczesnego ostrzegania o niebezpiecznych<br />
produktach żywnościowych i środkach żywienia zwierząt – RASFF. Inspekcja Weterynaryjna<br />
sprawuje nadzór nad urzędową kontrolą żywności zwierzęcego pochodzenia na wszystkich<br />
etapach produkcji, zgodnie z Rozporządzeniem (WE) <strong>nr</strong> 882/2004 Parlamentu Europejskiego<br />
i Rady z dnia 29 kwietna 2004 r. oraz dyrektywą 96/23/WE z dnia 28 kwietnia 1996 r., a także<br />
Rozporządzeniem Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 28 lipca 2006 r. w sprawie sposobu<br />
postępowania z substancjami niedozwolonymi, pozostałościami chemicznymi, biologicznymi<br />
produktami leczniczymi, skażeniami promieniotwórczymi u zwierząt i w produktach pochodzenia<br />
zwierzęcego [2006]. Zgodnie z obowiązującymi przepisami, badaniami w zakresie<br />
zanieczyszczeń chemicznych w Polsce, w tym również metali toksycznych (ołów, kadm, rtęć<br />
i arsen), objęte są wszystkie gatunki zwierząt rzeźnych oraz mleko, jaja i miód.<br />
MATERIAŁ I METODY. Każdego roku w ramach urzędowych badań kontrolnych pozostałości<br />
w kierunku zawartości pierwiastków toksycznych bada się ok. 3500 próbek, w tym ok.<br />
500 próbek pasz. W 2006 r. badaniami objęto tkanki (mięśnie, wątroba) pobrane od 725 świń,<br />
298 sztuk bydła, 150 koni, 20 owiec, 124 zwierząt łownych, 30 królików, 273 kurcząt, 72 indyków,<br />
62 gęsi, 39 kaczek, 90 ryb (karp, pstrąg). Pierwiastki toksyczne oznaczono także w 202<br />
próbkach mleka surowego do skupu, 98 próbkach jaj kurzych oraz 40 próbkach miodu.<br />
* Dr. Józef Szkoda, prof. dr hab. Jan Żmudzki, mgr inż. Agnieszka Grzebalska – Zakład Farmakologii<br />
i Toksykologii, Państwowy Instytut Weterynaryjny – Państwowy Instytut Badawczy w<br />
Puławach.<br />
469
Bioakumulacja<br />
Badania kontrolne pozostałości chemicznych realizowane są w Zakładzie Farmakologii<br />
i Toksykologii Państwowego Instytutu Weterynaryjnego – Państwowego Instytutu Badawczego<br />
w Puławach oraz Zakładach Higieny Weterynaryjnej 3 w Białymstoku, Gdańsku, Katowicach,<br />
Poznaniu, Warszawie i Wrocławiu. Badania te wykonywane są różnymi technikami absorpcyjnej<br />
spektrometrii atomowej [Szkoda 2005; Żmudzki; Szkoda, Żmudzki 2006; 2006a i in.]. Podstawą<br />
prowadzonych<br />
Interpretacji wyników<br />
badań jest<br />
badań<br />
zapewnienie<br />
metali<br />
jakości<br />
dokonano<br />
stosowanych<br />
w oparciu<br />
procedur<br />
o obowiązujące<br />
analitycznych<br />
i rozporządzenie wiarygodności Komisji wyników (WE) uzyskanych nR 1881/2006 w laboratorium. z dnia 19 grudnia Wszystkie 2006 r. laboratoria ustalające najwyższe uczestniczące<br />
w programie badań kontrolnych poddane zostały procesowi akredytacji zgodnie z wymaganiami<br />
dopuszczalne<br />
normy PN-EN<br />
poziomy<br />
ISO/IEC<br />
niektórych<br />
17025<br />
zanieczyszczeń<br />
i uzyskały pozytywna<br />
w środkach<br />
ocenę.<br />
spożywczych.<br />
Zgodnie<br />
Rozporządzenie<br />
z obowiązującymi<br />
rozporządzeniami to (w sekcji 3 – metale) powołane określa zostały najwyższe wspólnotowe dopuszczalne i krajowe poziomy laboratoria ołowiu, referencyjne kadmu i rtęci dla w żywności<br />
i pasz. Stworzony został aktywny program zapewnienia jakości badań, który obejmuje<br />
rybach, anuluje dotychczas obowiązujące unormowania i jest bezpośrednio stosowane we<br />
m.in. regularne uczestnictwo w krajowych i międzynarodowych badaniach biegłości.<br />
wszystkich państwach członkowskich.<br />
WYNIKI BADAŃ I OMÓWIENIE. Wyniki badań prowadzonych w 2006 r. w tkankach<br />
Zgodnie z decyzją Głównego Lekarza Weterynarii w sytuacji, w której stwierdza się<br />
zwierząt, mleku, jajach oraz miodzie zestawiono na rysunkach 1–3.<br />
brak Interpretacji uregulowań wyników prawnych badań na poziomie metali unijnym dokonano i krajowym, w oparciu przy o obowiązujące interpretacji wyników rozporządzenie<br />
należy<br />
Komisji<br />
kierować<br />
(WE)<br />
się<br />
<strong>nr</strong> 1881/2006<br />
wykładnią<br />
z<br />
podaną<br />
dnia 19<br />
w<br />
grudnia<br />
krajowym<br />
2006<br />
programie<br />
r. ustalające<br />
badań<br />
najwyższe<br />
kontrolnych<br />
dopuszczalne<br />
poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych. Rozporządzenie to<br />
(w pozostałości sekcji 3 – chemicznych, metale) określa biologicznych najwyższe i dopuszczalne leków (jest to poziomy czasowe ołowiu, stosowanie kadmu poziomów i rtęci w rybach,<br />
działania). anuluje dotychczas obowiązujące unormowania i jest bezpośrednio stosowane we<br />
wszystkich państwach członkowskich.<br />
Zgodnie Z obliczonych z decyzją średnich Głównego stężeń pierwiastków Lekarza Weterynarii toksycznych w sytuacji, w mięśniach w której poszczególnych stwierdza się<br />
brak gatunków uregulowań zwierząt, prawnych mleku i jajach na poziomie (rys. 1, unijnym 2) wynika, i krajowym, że wartości przy średnie interpretacji układały wyników się na należy<br />
kierować się wykładnią podaną w krajowym programie badań kontrolnych pozostałości<br />
chemicznych, niskim poziomie biologicznych i nie budziły poważnych i leków (jest zastrzeżeń to czasowe higieniczno-toksykologicznych. stosowanie poziomów działania). Jedynie<br />
w 20 Z próbkach obliczonych (0,7%) średnich stwierdzono stężeń przekroczenia pierwiastków najwyższych toksycznych dopuszczalnych w mięśniach poszczególnych<br />
poziomów.<br />
gatunków zwierząt, mleku i jajach (rys. 1, 2) wynika, że wartości średnie układały się na niskim<br />
Znaczny<br />
poziomie<br />
odsetek<br />
i nie<br />
tych<br />
budziły<br />
przekroczeń<br />
poważnych<br />
dotyczył<br />
zastrzeżeń<br />
ołowiu<br />
higieniczno-toksykologicznych.<br />
i kadmu oznaczonych w tkankach<br />
Jedynie<br />
w pobranych 20 próbkach od zwierząt (0,7%) łownych. stwierdzono przekroczenia najwyższych dopuszczalnych poziomów.<br />
Znaczny odsetek tych przekroczeń dotyczył ołowiu i kadmu oznaczonych w tkankach pobranych<br />
od zwierząt łownych.<br />
0,075<br />
0,05<br />
0,051<br />
0,235<br />
0,049<br />
bydło<br />
świnie<br />
konie<br />
dziczyzna<br />
0,028<br />
0,026<br />
0,025<br />
0,005<br />
0,004<br />
0,006<br />
0,001<br />
0,001<br />
0,001<br />
0,001<br />
0,005<br />
0,006<br />
0,008<br />
0,010<br />
mg/kg<br />
0<br />
Oów Kadm Rt Arsen<br />
Rys. 1. Stężenia metali w mięśniach zwierząt<br />
W aktualnych unormowaniach prawnych [rozporządzenie Komisji (WE) <strong>nr</strong> 1881/2006]<br />
dopuszczalna zawartość ołowiu w mięsie zwierząt rzeźnych określona została na poziomie<br />
470
0 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05<br />
0 0,01 0,02 0,03 0,0<br />
ryby<br />
mleko<br />
miód<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
0,10 mg·kg -1 , kadmu (z wyjątkiem koniny) na 4 poziomie 0,05 mg·kg -1 . W wątrobie wartości<br />
maksymalne dla obydwu tych pierwiastków określono na poziomie 0,50 mg·kg -1 .<br />
drób<br />
jaja<br />
króliki<br />
ryby<br />
mleko<br />
Rys. 2. Stężenia metali w mięśniach zwierząt, miód mleku i jajach<br />
mg/kg<br />
0,023<br />
0,019<br />
0,020<br />
0,03<br />
0,004<br />
0,039<br />
0,003<br />
0,003<br />
0,006<br />
0,005<br />
0,001<br />
0,004<br />
Rys. 2. Stężenia metali mięśniach zwierząt, mleku i jajach<br />
Rys.<br />
ocenić<br />
2. Stężenia<br />
stopień narażenia<br />
metali w mięśniach<br />
zwierząt na<br />
zwierząt,<br />
toksyczne<br />
mleku<br />
pierwiastki.<br />
i jajach<br />
Prowadzone badania wskazują,<br />
że w analizowanych wątrobach zwierząt rzeźnych stężenia tych pierwiastków (szczególnie<br />
Nerki i wątroby to narządy, które w badaniach w najlepszym stopniu pozwalają ocenić<br />
ołowiu stopień i kadmu) narażenia były kilkakrotnie zwierząt na wyższe toksyczne niż pierwiastki. stwierdzano w Prowadzone mięśniach (rys. badania 3). wskazują,<br />
W aktualnych unormowaniach prawnych [rozporządzenie Komisji (WE)<br />
że nR1881/2006] w analizowanych dopuszczalna wątrobach zawartość zwierząt ołowiu rzeźnych w mięsie stężenia zwierząt tych rzeźnych pierwiastków określona (szczególnie została<br />
ołowiu<br />
na poziomie<br />
i kadmu)<br />
0,10<br />
były<br />
mg·kg<br />
kilkakrotnie -1 , kadmu<br />
wyższe<br />
(z wyjątkiem<br />
niż to stwierdzano<br />
koniny) na<br />
w<br />
poziomie<br />
mięśniach<br />
0,05<br />
(rys.<br />
mg·kg<br />
3). -1 . W<br />
0,001<br />
0,001<br />
0,001<br />
0,033<br />
0,001<br />
0,001<br />
Nerki i wątroby Oów to narządy, Kadm które w badaniach, Rtw najlepszym stopniu Arsen pozwalają<br />
wątrobie wartości maksymalne dla obydwu tych pierwiastków określono na poziomie 0,50<br />
mg·kg -1 .<br />
bydło<br />
świnie<br />
0,3Nerki i wątroby to narządy, które w badaniach, w najlepszym konie stopniu pozwalają<br />
ocenić stopień narażenia zwierząt na toksyczne pierwiastki. Prowadzone<br />
dziczyzna<br />
badania wskazują,<br />
drób<br />
że w analizowanych wątrobach zwierząt rzeźnych stężenia tych pierwiastków króliki(szczególnie<br />
ołowiu i kadmu) były kilkakrotnie wyższe niż to stwierdzano w mięśniach (rys. 3).<br />
mg/kg<br />
mg/kg<br />
0,4<br />
0<br />
0,10<br />
0,023<br />
0,06<br />
0,019<br />
0,20<br />
0,020<br />
0,20<br />
0,03<br />
0,04<br />
0,004<br />
0,07<br />
0,17<br />
0,003<br />
0,09<br />
0,003<br />
0,006<br />
1,97<br />
Oów Kadm Rte bydło Arsen<br />
świnie<br />
Rys. 3. 0,3 Stężenia metali w wątrobach zwierząt<br />
konie<br />
dziczyzna<br />
W tkance tej oznaczone zawartości ołowiu i kadmu w ok. 1% próbek drób przekraczały dopuszczalny<br />
limit 0,2 obydwu pierwiastków, który dla wątroby określony został na króliki poziomie 0,5 mg·kg -1 .<br />
Z badań prowadzonych przez autora w ostatnich trzech dziesięcioleciach wynika, że ołów<br />
i kadm to bardzo ważne pierwiastki skażające środowisko [Szkoda i in. 2006b]. Mimo że średnie<br />
stężenia<br />
0,1<br />
tych metali w mięśniach badanych zwierząt oraz mleku były niskie, to w prowadzonych<br />
badaniach uwagę zwracają istotnie wyższe zawartości stwierdzane w wątrobie i nerkach.<br />
Podobne wyniki osiągano w badaniach prowadzonych przez innych autorów [Jorhem 1999;<br />
0<br />
Żmudzki, Szkoda 2000; Alonso i in. 2000; Miranda i in. 2003; Rubio i in. 2006; Gonzáles-Weller<br />
i in.<br />
Oów Kadm Rte Arsen<br />
2006].<br />
0,25<br />
0,005<br />
0,06<br />
0,001<br />
0,09<br />
0,004<br />
0,001<br />
0,002<br />
0,001<br />
0,001<br />
0,002<br />
0,001<br />
0,006<br />
0,033<br />
0,001<br />
0,001<br />
0,001<br />
Oów Kadm Rt Arsen<br />
W aktualnych unormowaniach prawnych [rozporządzenie Komisji (WE)<br />
nR1881/2006] dopuszczalna zawartość ołowiu w mięsie zwierząt rzeźnych określona została<br />
na poziomie 0,10 mg·kg -1 , kadmu (z wyjątkiem koniny) na poziomie 0,05 mg·kg -1 . W<br />
wątrobie wartości maksymalne dla obydwu tych pierwiastków określono na poziomie 0,50<br />
mg·kg -1 .<br />
mg/kg<br />
0,4<br />
0,2<br />
0,1<br />
0,10<br />
0,06<br />
0,20<br />
0,20<br />
0,04<br />
0,07<br />
0,17<br />
0,09<br />
1,97<br />
0,25<br />
0,06<br />
0,09<br />
0,002<br />
0,001<br />
0,002<br />
0,006<br />
0,001<br />
0,002<br />
0,002<br />
0,009<br />
0,009<br />
0,011<br />
0,011<br />
0,005<br />
0,005<br />
0,007<br />
0,007<br />
0,008<br />
0,013<br />
0,008<br />
0,013<br />
0,018<br />
0,018<br />
0,006<br />
0,228<br />
0,006<br />
0,002<br />
0,002<br />
0,012<br />
0,014<br />
0,012<br />
0,014<br />
471
Bioakumulacja<br />
Stężenia rtęci i arsenu oznaczone w badanym materiale na poziomie niskich setnych<br />
oraz tysięcznych części mg·kg -1 (z wyjątkiem ryb), były niskie i nie budziły większych zastrzeżeń.<br />
Nie odbiegają one od wartości, które stwierdzali w swoich badaniach inni autorzy<br />
[Sapunar-Pastružnik i in. 1996; Miranda i in. 2003].<br />
Oznaczone stężenia (Pb, Cd, Hg, As) w analizowanych próbkach mieszanek paszowych<br />
nie przekraczały limitów określonych w rozporządzeniu Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi<br />
z dnia 23 stycznia 2007 r. (DzU <strong>nr</strong> 20) w sprawie dopuszczalnych zawartości substancji niepożądanych<br />
w paszach. Maksymalne stężenia badanych pierwiastków wynosiły odpowiednio:<br />
ołów – 7,13 mg·kg -1 ; kadm – 0,100 m ·kg -1 ; rtęć – 0,013 mg·kg -1 ; arsen – 0,36 mg·kg -1 .<br />
OCENA NARAŻENIA. Zgodnie z zaleceniami Komitetu Ekspertów FAO/WHO tymczasowe<br />
tolerowane tygodniowe pobranie (PTWI – Provisional Tolerable Weekly Intake) pierwiastków<br />
toksycznych przez człowieka na kg masy ciała nie powinno przekraczać: ołów<br />
– 25 µg·kg -1 ; kadm – 7 µg·kg -1 ; rtęć – 5 µg·kg -1 ; arsen – 15 µg·kg -1 . Stopień zagrożenia<br />
zdrowia człowieka wynikający z pobrania z pożywieniem metali szkodliwych dla zdrowia<br />
określany jest zwykle przez porównanie rzeczywistego pobrania z wartościami tolerowanego<br />
tygodniowego pobrania. Prawidłowej oceny zagrożenia zdrowia człowieka dokonuje<br />
się najczęściej na podstawie analizy ich zawartości w racjach pokarmowych bądź też ocenie<br />
ich zawartości w poszczególnych produktach 6 spożywczych z uwzględnieniem danych<br />
o ich spożyciu.<br />
5<br />
% PTWI<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
2,24<br />
1,40<br />
3,16<br />
1,11<br />
0,60<br />
2,00<br />
ołów kadm rtęć arsen<br />
0,81<br />
0,52<br />
1,70<br />
średnia<br />
mediana<br />
90-percentyl<br />
0,27<br />
0,09<br />
0,61<br />
Rys. Rys. 4. 4. Procent tygodniowego tolerowanego pobrania pobrania metali metali z żywnością z żywnością zwierzęcego zwierzęcego pocho-<br />
pochodzenia w odniesieniu w odniesieniu do całego do kraju całego kraju<br />
W ogólnej strukturze spożycia udział surowców zwierzęcych w dostarczaniu pierwiastków<br />
toksycznych oceniany jest na ok. 30% [Prace IŻŻ 2003]. Prowadzone w Za-<br />
W ogólnej strukturze spożycia udział surowców zwierzęcych w dostarczaniu<br />
kładzie pierwiastków Farmakologii toksycznych i Toksykologii oceniany PIWet–PIB jest na w ok. Puławach 30% (Prace badania IŻŻ wykazały, 2003). Prowadzone że ocena w<br />
żywności zwierzęcego pochodzenia w Polsce w aspekcie skażeń metalami ciężkimi i narażenia<br />
Zakładzie konsumenta Farmakologii jest pozytywna. i Toksykologii Dla PIWet-PIB badanych pierwiastków, w Puławach badania tj. ołowiu, wykazały, kadmu, że rtęci ocena<br />
i arsenu żywności (rys. zwierzęcego 4), żywność pochodzenia zwierzęcego w pochodzenia Polsce w stanowi aspekcie zaledwie skażeń kilka metalami procent ciężkimi wartości<br />
PTWI.<br />
i<br />
narażenia konsumenta jest pozytywna. Dla badanych pierwiastków, tj. ołowiu, kadmu, rtęci i<br />
472 arsenu (rys. 4) żywność zwierzęcego pochodzenia stanowi zaledwie kilka procent wartości<br />
PTWI.
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Alonso M.L., Benedito J.L., Miranda M., Castillo C., Hernandez J. and Shore R.F. 2000. Arsenic, cadmium,<br />
lead, copper and zinc in cattle from Galicia, NW Spain. Sci. Total. Environ. 246: 237–248.<br />
González-Weller D., Karisson L., Hernández F., Gutiérrez A., González-Iglesias T., Marino M.,<br />
Hardisson A. 2006. Lead and cadmium in meat and meat products consumed by the population<br />
in Tenerife Island, Spain. Food Addis. Contam. 23: 757–763.<br />
Jorhem L. 1999. Laed and cadmium in tissues from horse, sheep, lamb and reindeer in Sweden.<br />
Z Lebensm. Unters. Forsch. A 208: 106–109.<br />
Miranda M., Alonso M.L., Castillo C., Hernandez J., Prieto F., Benedito J.L. 2003. Some toxic elements<br />
in liver, kidney and meat from calves slaughtered in Asturias (Northern Spain). European<br />
Food Research and Technology. http://link.springer.de/link/service/journals/00217/contens/02/00658/paper/s00217-0<br />
Prace IŻŻ 101, 2003. Badania indywidualnego spożycia i stanu odżywienia w gospodarstwach<br />
domowych. IŻŻ, Warszawa.<br />
Regulation (EC) No 178/2002 of the European Parliament and of the Council of 28 January 2002<br />
laying down the general principles and requirements of food law, establishing the European<br />
Food Safety Authority and laying down procedures in matters of food safety. OJ C L. <strong>31</strong>/1<br />
2.2.2002.<br />
Regulation (EC) No 882/2004 of the European Parliament and of the Council of 29 April 2004 on<br />
official controls performed to ensure the verification of compliance with feed and food law,<br />
animal health and animal welfare rules. OJ E L.165/1 30.4.2004.<br />
Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 28 lipca 2006 r. w sprawie sposobu postępowania<br />
z substancjami niedozwolonymi, pozostałościami chemicznymi, biologicznymi,<br />
produktami leczniczymi i skażeniami promieniotwórczymi u zwierząt i w produktach pochodzenia<br />
zwierzęcego (DzU <strong>nr</strong> 147, poz. 1067).<br />
Rozporządzenie Komisji (WE) <strong>nr</strong> 1881/2006 z dnia 19 grudnia 2006 r. ustalające najwyższe<br />
dopuszczalne poziomy niektórych zanieczyszczeń w środkach spożywczych (DzU L 364<br />
z 20.12.2006).<br />
Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi z dnia 23 stycznia 2007 r. w sprawie dopuszczalnych<br />
zawartości substancji niepożądanych w paszach (DzU <strong>nr</strong> 20, poz. 119).<br />
Rubio C., Hardisson A., Reguera J.I., Revert C., Lafuente M.A., González-Iglesias T. 2006. Cadmium<br />
dietary intake in the Canary Islands, Spain. Environ. Res. 100: 123–129.<br />
Sapunar-Pastružnik J., Bažulić D., Kubala H. 1996. Estimation of dietary intake of arsenic in the<br />
general population of the Republic of Croatia. Sci. Total. Environ. 191: 119–123.<br />
Szkoda J., Żmudzki J. 2005. Determination of lead and cadmium in biological material by graphite<br />
furnace atomic absorption spectrometry method. Bull. Vet. Inst. Pulawy 49: 89–92.<br />
Szkoda J., Żmudzki J. 2006. Determination of arsenic in biological material by hydride generation<br />
atomic absorption spectrometry method. Bull. Vet. Inst. Pulawy 4: 89–92.<br />
Szkoda J., Żmudzki J., Grzebalska A. 2006a. Determination of total mercury in biological material<br />
by atomic absorption spectrometry method. Bull. Vet. Inst. Pulawy 50: 363–366.<br />
Szkoda J., Żmudzki J. 2006b. Distribution of lead and cadmium concentrations in pigs and bovine<br />
tissues in the last 30 years. Polish J. Environ. Stud. 15: 185–188.<br />
Żmudzki J., Szkoda J. 2000. Kadm w tkankach zwierząt i w żywności zwierzęcego pochodzenia.<br />
Zeszyty Naukowe Komitetu „Człowiek i środowisko” PAN. 26: 381–389.<br />
473
Bioakumulacja<br />
CONTAMINATION OF TOXIC ELEMENTS IN FOOD OF ANIMAL ORIGIN<br />
AND FEED – MONITORING STUDY, 2006<br />
The sample of animal materials (muscle and liver) from 725 pigs, 298 cattle, 150 horses<br />
20 sheep. 124 wild and farmed games, 30 rabbit, 450 poultry, 98 sample of eggs. 90 fish,<br />
and 202 samples of milk and 40 samples of honey were determined on toxic elements in<br />
the monitoring examination. The National Residue Control Programme which is organized<br />
in Poland according to Council Directive 96/23/EC of 29 April, 1996 and Polish Regulation of<br />
Ministry of Agriculture and Rural Development of 28 July 2006 require controlling the levels<br />
of lead, cadmium, mercury and arsenic in animal tissues, food of animal origin and feed.<br />
Determination of lead, cadmium, mercury, and arsenic was carried out using several<br />
techniques of atomic absorption spectrometry.<br />
The results indicated that the concentration of toxic metals in animal tissues attained<br />
a low level and did not arouse serious hygienic and toxicological warning. The concentration<br />
in the meat and milk were low and attained a level of hundred and thousandth part mg·kg -1 ,<br />
whereas mercury and arsenic concentration were estimated at a level of thousand part of<br />
mg·kg -1 . But only 20 samples (0.7%) were higher that the admissible limit for those elements.<br />
The higher concentration of toxic elements confirmed in the liver. Consequently this<br />
organ, beside on the kidney are particularly useful for the evaluation of the risk to humans<br />
and animals from the environmental sources.<br />
474
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
VANADIUM IN ENVIRONMENT*<br />
Introduction. Vanadium atomic number 23, is a common element in the lithosphere,<br />
and mostly is subject to accumulation in alkaline and argillaceous rocks [Kabata-<br />
Pendias 2000].<br />
It was named after Vanadis the goddess of beauty in Scandinavian mythology, by Nils<br />
Sefstrom, a Swedish chemist in 1830. Metallic vanadium was not made until 1867 when<br />
He<strong>nr</strong>y Enfield Roscoe reduced vanadium chloride (VCl 3<br />
) with hydrogen gas to give vanadium<br />
metal and HCl [Winter 2007].<br />
Vanadium occurs in the minerals vanadinite, patronite and carnotite. It is also presented<br />
in crud oils.<br />
The natural release of vanadium to environment occurs primarily as a result of weathering<br />
of rocks and soil erosion. In the environment anthropogenic activity is the second source<br />
of vanadium. It is used widely in industrial processes including the production of special<br />
steels, temperature-resistant alloys, in glass industry, in the manufacture of pigments and<br />
paints, for lining arc welding electrodes and as catalyst. Its use with non-ferrous metals is<br />
of particular importance in the atomic energy industry, air-craft construction and space technology.<br />
Vanadium is a major trace metal in fossil fuels, and combustion of these materials provides<br />
a significant environmental source of this element.<br />
It can exist in many oxidation states as well as the oxyanions and oxycations. The multiple<br />
oxidation states, ready hydrolysis and polymerization confer a level of complexity to the<br />
chemistry of vanadium well above that of many metals [Kabata-Pendias 2000].<br />
There has been growing public concern over soil contamination by trace elements like<br />
vanadium being used increasingly in modern industry for the production of a variety of materials.<br />
Trace element contamination is widely distributed in water and soils, and therefore<br />
may have an effect on the trophic chain.<br />
Vanadium in the air. Vanadium is considered as the marker element of air pollution<br />
emitted from the combustion of fossil fuels, particularly residual fuel oils, which constitute<br />
the single largest overall release of vanadium to the atmosphere. Deposition of atmospheric<br />
vanadium is also an important source both near and far from industrial plants burning residual<br />
fuel oils rich in vanadium. Other anthropogenic sources include municipal sewage<br />
sludge, and certain fertilizers. Natural releases to water and soil are far greater overall than<br />
anthropogenic releases to the atmosphere [Wang et al. 1999, Dundar 2006].<br />
The mean vanadium air concentrations of 0.1 ng∙m -3 to 0.72 ng∙m -3 can be regarded<br />
as natural background levels. Typical concentrations in urban air vary over a wide range of<br />
about 0.25-300 ng∙m -3 , with markedly higher concentrations during the winter months compared<br />
to summer season [Pyrzyńska and Wierzbicki 2004].<br />
Vanadium in soils. Vanadium compounds which are emitted into the atmosphere<br />
are precipitated on the soil by wet or dry deposition and may be directly absorbed by plants<br />
or drained by rain and ground water affecting biological cycles.<br />
The average concentration of vanadium in soils around the world ranges from 6,3 to 460<br />
µg∙g -1 . Natural sources of vanadium in soil are the parent rock from which it is formed and<br />
minerals. The anthropogenic sources of vanadium include fossil fuel combustion, vanadium<br />
mining and smelting, and wastes including steel-industry slags [Kabata-Pendias 2000].<br />
* Dr inż. Marcin J. Małuszyński – Katedra Inżynierii Wodnej i Rekultywacji Środowiska – Szkoła<br />
Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie.<br />
475
Bioakumulacja<br />
The results of Jamrah et al. [2007] research show that the clean soils present in the vicinity<br />
of petroleum contaminated sites contain relatively high concentration of vanadium.<br />
The contamination of the soils by petroleum hydrocarbons results in almost doubling the<br />
concentration.<br />
The soil near existing South African vanadium mines might be contaminated with vanadium<br />
as a pollutant since about 30% of the current vanadium global output are produced in<br />
that country. The presence of vanadium (V) compounds in plants at concentrations higher<br />
than 2 µg∙g -1 may cause chlorosis and limit growth. Due to the structural analogy between<br />
vanadate (H 2<br />
VO 4-<br />
) and phosphate (H 2<br />
PO 4-<br />
) ions, the accumulation of vanadium by plants<br />
reduces the amount of phosphate that plays a very important physiological role. The consumption<br />
of such vanadium e<strong>nr</strong>iched contaminated grass by mammals including cattle,<br />
would ultimately lead to the replacement of PO 4<br />
3-<br />
in their bones [Kabata-Pendias 2000; Moskalyk<br />
and Alfantazi 2003; Mandivana and Panichev 2004; Panichev et al. 2006].<br />
Teng et al. [2006] have made investigations and assessments on the environmental<br />
geochemistry and ecological risk of vanadium in the Panzhihua (China) mining and smelting<br />
area. Results of their studies shows that extensive mining and processing activities have<br />
caused severe environmental impacts. In the Panzhihua area vanadium is e<strong>nr</strong>iched in soil,<br />
air, water, sediment and plant. Because vanadium pollution can cause potential harmful effects<br />
on ecological systems, and lead to animal poisoning and human disease, the authors<br />
suggest that vanadium contamination in Panzhihua area need to be monitored.<br />
Vanadium in waters. Natural sources of vanadium release to water include wet and<br />
dry deposition, soil erosion, and leaching from rocks and soils. The largest amount of vanadium<br />
release occurs naturally through water erosion of land surfaces. Vanadium transported<br />
by water to seas and oceans can appear in the dissolved form as well as form of particulate<br />
and suspended sediment.<br />
Anthropogenic releases to water and sediments are far smaller than natural sources.<br />
Such sources of vanadium in water may include leaching from the residue of ores and clays,<br />
vanadium-e<strong>nr</strong>iched slags, urban sewage sludge, and certain fertilizers, all of which are subjected<br />
to rain and groundwater drainage, as well as leachate from ash ponds and coal preparation<br />
wastes. Leaching may potentially occur from landfills and from the airborne particulate<br />
matter that is deposited in areas with high residual fuel oil combustion, although neither<br />
of these release sources is documented.<br />
Vanadium dissolves in natural waters vanadium (IV) and vanadium (V). Both species<br />
have different nutritional and toxic properties. Tests carried out on yeast cells have proved<br />
that the vanadate ion is strong inhibitor of the enzyme Na and K-ATPase, while vanadium<br />
(IV) appeared to be a weaker inhibitor [Pyrzyńska and Wierzbicki 2004].<br />
Vanadium in plants. Vanadium compounds released in large quantities, mainly by<br />
burning fossil fuels and also from various industrial processes, are precipitated on the soil<br />
drained by rain and groundwater and may be directly adsorbed by plants.<br />
Results of many research reported that Vanadium at trace amounts represents an essential<br />
element for normal plant growth, but can be toxic when present at higher concentration.<br />
Ten to 20 µg V∙ml -1 in nutrient solution is commonly harmful to plants. Other biological<br />
effects of this metal have been observed. High concentration of Vanadium caused drastic<br />
inhibition of chlorophyll biosynthesis, soluble protein and net photosynthesis of seedlings of<br />
Oryza sativa L. and decreased Ca absorption by sorghum root tips. It caused a decrease in<br />
the capacity for phosphate uptake by maize roots and inhibited the growth of onion roots.<br />
Vanadium acts as a growth-promoting factor and participates in fixation and accumulation<br />
of nitrogen in plants, whereas high concentration of vanadium reduces the productivity of<br />
476
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
the plants. Generally, there are no Vanadium toxicities under field conditions [Wang and Liu<br />
1999; Kabat-Pendias 2000; Pyrzyńska and Wierzbicki 2004; Rekha et al. 2007].<br />
Plants passively take up elements that are not essential to their growth and development.<br />
Some of these affect animals that feed on the plants, either favorably as nutrients, or<br />
unfavorably as toxins. There are a number of elements that are thought to be required by<br />
animals, but not by plants on which they feed. These include vanadium. Since crops are not<br />
usually supplied with this element it is possible that through continual cropping vanadium<br />
may become depleted in the soil and therefore not be available in sufficient concentrations<br />
to the animals that feed on these plants [Martin et al. 2007].<br />
Vanadium in organisms of animals and people. Vanadium content in food<br />
is directly dependant upon the concentrations present in the soil. Once consumed, vanadium<br />
is stored primarily in fatty tissues, and the remaining amounts stored in the kidney, liver,<br />
spleen, or bone. Vanadium also has been shown to inhibit cholesterol synthesis and to increase<br />
the oxidation of fatty acids of higher concentrations. It is excreted through urine. The<br />
amount of vanadium in blood and urine depends upon intensity and duration of its exposure.<br />
Vanadium also regarded as beneficial element that helps in the carbohydrates metabolism,<br />
prevention of some heart diseases, and also essential for certain animals, plants and microorganism<br />
[Rekha et al. 2007].<br />
Various species of animals are susceptible to vanadium poisoning and outbreaks have<br />
occurred in cattle. The pathogenesis of chronic vanadium poisoning in cattle is complex but<br />
involves malabsorption and immunosuppression. The symptoms can be variable, but the<br />
disease usually manifests initially in calves 0–6 months old, which show emaciation, chronic<br />
diarrhoea, sub-mandibular oedema, pot-belly and in some cases, facial paralysis, rhinitis,<br />
conjunctivitis and recumbency followed by death. Symptoms in humans are usually as<br />
a response to industrial exposure and involve irritation of the eyes and respiratory system<br />
in the form of conjunctivitis, bronchospasm, bronchitis and asthma-like symptoms. Other<br />
symptoms of vanadium poisoning in humans include weakness, nausea, vomiting, anorexia,<br />
tinnitus, headache, dizziness, green discolourisation of the tongue, palpitations, transient<br />
coronary insufficiency, bradycardia with extra systoles, dermatitis, anaemia, leucopoenia,<br />
leukocyte granulation and lowering of cholesterol levels [Gummow et al. 2006].<br />
Vanadium deficiency is limiting the growth of animals, it is lowering the level of erythrocytes<br />
as well as causes the height of cholesterol and triglycerides contents in blood. The<br />
excess of vanadium is harmful because of damaging the nervous, respiratory and digestive<br />
systems [Kabata-Pendias 2000].<br />
Conclusions. Many research have been recently addressed to the understanding<br />
the biological and physiological function of vanadium as well as its potential toxicity.<br />
Because of different properties, an accurate determination of vanadium species on different<br />
oxidation states is more important than the total metal content when a correct evaluation<br />
of animals and human exposure and related risks are required.<br />
Vanadium is a trace element of highly critical role in biochemical processes and of significant<br />
importance in environmental, biological and industrial analysis due to its toxicity.<br />
Proven with results of many research for organisms of animals and people a need to<br />
carry further research on above tracks of the proliferation of this element in the environment<br />
causes the harmfulness of both the deficiency and the excess of vanadium. It might be helpful<br />
in preparation of criteria of the assessment to a food for people and fodder of animals.<br />
The Preparation and presentation of this article were possible thanks to the financial support<br />
of the Ministry of Science and Higher Education (grant no 2P06S01530).<br />
477
Bioakumulacja<br />
References<br />
Dundar M.S. 2006. Vanadium concentrations in settled outdoor dust particles. Environmental Monitoring<br />
and Assessment 123: 345–350.<br />
Gummow B., Kirsten W.F.A., Gummow R.J., Heesterbeek J.A.P. 2006. A stochastic exposure assessment<br />
model to estimate vanadium intake by beef cattle used as sentinels for the South<br />
African vanadium mining industry. Preventive Veterinary Medicine 76: 167–184.<br />
Jamrah A., Al-Futaisi A., Hassan H., Al-Oraimi S. 2007. Petroleum contaminated soil in Oman:<br />
Evaluation of biodegradation treatment and potential for reuse in hot asphalt mix concrete.<br />
Environ. Monit. Assess. 124: 3<strong>31</strong>–341.<br />
Kabata-Pendias A. 2000. Trace Elements in Soil and Plants, third ed. CRC Press, Boca Raton,<br />
FL.<br />
Mandivana K., Panichev N. 2004. Electrothermal atomic absorption spectrometric determination<br />
of vanadium (V) in soil after leaching with Na 2<br />
CO 3<br />
. Anal. Chim. Acta 517: 201–206.<br />
Martin A.G., Raitt L.M., McLaren P.M. 2007. Vanadium, an element required by animals but not<br />
by plants. South African Journal of Botany 73: 300.<br />
Moskalyk R.R., Alfantazi A.M. 2003. Processing of vanadium: a review. Min Eng. 16: 793–805.<br />
Panichev N., Mandivana K., Moema D., Molatlhegi R., Ngobeni P. 2006. Distribution of vanadium<br />
(V) species between soil and plants in the vicinity of vanadium mine Journal of Hazardous<br />
Materials A 137: 649–653.<br />
Pyrzyńska K., Wierzbicki T. 2004 Determination of vanadium species in environmental samples:<br />
a review Talanta 64: 823–829.<br />
Rekha D., Suvardhan K., Suresh Kumar K., Subrahmanyam P., Jayaraj B., Ramakrishna Naidu<br />
G., Chiranjeevi P. 2007. Spectrophotometric determination of V(V) in environmental, biological,<br />
pharmaceutical and alloy samples by novel oxidative coupling reactions. Journal of Hazardous<br />
Materials. 140: 180–186.<br />
Teng Y., Ni S., Zhang Ch., Wang J., Lin X., Huang Y. 2006. Environmental geochemistry and ecological<br />
risk of vanadium pollution in Panzhihua mining and smelting area, Sichuan, China.<br />
Chinese Journal of Geochemistry 25: 379–385.<br />
Wang C., Chang C. Y., Chin C. J., Men L. C. 1999. Determination of arsenic and vanadium in airborne<br />
related reference materials by inductively coupled plasma–mass spectrometry Anal.<br />
Chim. Acta 392: 299–306.<br />
Wang J. F., Liu Z. 1999. Effect of vanadium on the growth of soybean seedlings. Plant and Soil.<br />
216: 47–51.<br />
Winter M. J. 2007. WebElements the periodic table on the WWW, http://www.webelements.com/<br />
WANAD W ŚRODOWISKU<br />
Wanad jest pierwiastkiem występującym powszechnie w skorupie ziemskiej i wykazującym<br />
znaczne zróżnicowanie geochemiczne wynikające z jego zmiennej wartościowości.<br />
Powszechne występowanie wanadu w złożach ropy naftowej oraz jego zastosowanie w<br />
przemyśle narzędziowym, elektronicznym, szklarskim i ceramicznym, powoduje przedostawanie<br />
się tego pierwiastka, do środowiska podczas spalania produktów rafinacji ropy naftowej<br />
jak również ze ściekami przemysłowymi.<br />
Udowodniona wynikami wielu badań szkodliwość zarówno niedoboru, jak i nadmiaru<br />
wanadu, dla organizmów zwierząt i ludzi powoduje konieczność prowadzenia dalszych badań<br />
nad drogami rozprzestrzeniania się tego pierwiastka w środowisku, w celu określenia<br />
kryteriów oceny żywności dla człowieka i paszy dla zwierząt.<br />
478
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Prognozowanie i identyfikacja źródeł pochodzenia pierwiastków<br />
śladowych w osadach dennych rzeki Orlanka*<br />
WPROWADZENIE. Osady denne są ważnym elementem ekosystemów wodnych, bardzo<br />
przydatnym do kontroli jakości wód powierzchniowych ze względu na badania zanieczyszczenia<br />
metalami ciężkimi [Baptista Neto i in. 2000; Tsail et al. 2003; Budek i in 2004].<br />
Ze względu na wielokrotnie wyższe stężenia tych substancji w osadach, w porównaniu do<br />
ich zawartości w wodzie, analiza umożliwia wykrywanie i obserwację zmian ich zawartości,<br />
nawet przy stosunkowo niewielkim stopniu zanieczyszczenia [Kabata-Pendias, Pendias<br />
1999; Bojakowska 2001].<br />
Przeprowadzone badania miały na celu określenie kierunku zmian składu chemicznego<br />
osadów dennych Orlanki pod wpływem zanieczyszczeń doprowadzanych w różnych punktach<br />
jej biegu.<br />
MATERIAŁ I METODY<br />
Teren badań. Długość badanej rzeki Orlanki wynosi 50,3 km, a powierzchnia jej zlewni<br />
520,5 km 2 . Obszar zlewni w górnym biegu rzeki posiada większą lesistość niż w biegu<br />
środkowym i dolnym, gdzie przeważają w dolinie użytki zielone [Danielewska, Kondratiuk<br />
1996]. Charakter użytkowania zlewni Orlanki przedstawiono na rysunku 1. Największy odsetek<br />
w obszarze zlewni zajmują gleby wytworzone z piasków i glin w typie gleb brunatnych<br />
i bielicowych. Koncentracja użytków zielonych na terenie zlewni występuje głównie w dolinie<br />
rzeki Orlanka. Przepływ rzeki SNQ równy jest 0,5 m 3 ∙s -1 . Opad roczny kształtuje się<br />
w granicach 500−600 mm. Według zebranych w czasie badań informacji ankietowych poziom<br />
nawożenia NPK na badanych terenach wynosi obecnie ok. 57 kg·ha -1 oraz wapnowania<br />
60 kgCa·ha -1 . Obszar ten jest mało uprzemysłowiony.<br />
Rys. 1. Punkty pobierania próbek wody i charakterystyka zlewni rzeki Orlanki<br />
* Dr inż. Mirosław Skorbiłowicz, dr inż. Elżbieta Skorbiłowicz, dr inż. Janina Piekutin – Katedra<br />
Technologii w Inżynierii i Ochronie Środowiska − Instytut Inżynierii i Ochrony Środowiska,<br />
Politechnika Białostocka.<br />
479
Bioakumulacja<br />
Pobór próbek. Przy doborze miejsc pobrania próbek powierzchniowych osadów dennych<br />
za główne kryterium przyjęto obecność ognisk zanieczyszczeń środowiska wodnego<br />
metalami ciężkimi. Wyznaczono cztery punkty badawcze, w których pobierano próbki osadów<br />
dennych, w okresie od 2002 r. do 2007 r. Osad denny pobierano w strefie brzegowej,<br />
gdzie następuje osadzanie się materiału zawieszonego [Bojakowska 2001]. Próbkę reprezentatywną<br />
osadu dla każdego punktu badawczego uzyskano przez wymieszanie kilkunastu<br />
próbek pierwotnych pobranych z różnych miejsc przybrzeżnych koryta rzek (do 10 cm<br />
miąższości) spod wody, w ilości nie mniej niż 0,5 kg. Przygotowanie próbek osadów dennych<br />
do oznaczenie zawartości: kadmu (Cd), ołowiu ( Pb), cynku (Zn), chromu (Cr), niklu<br />
(Ni), kobaltu (Co), żelaza (Fe) i manganu (Mn) polegało na ich wysuszeniu do stanu powietrznie<br />
suchego i przesianiu przez sito polietylenowe o średnicy oczek 0,2 mm.<br />
Stężenie metali oznaczano metodą ASA. Pomiary przeprowadzono spektrometrem Varian<br />
Spectra AA100. Poprawność metodyki sprawdzano na podstawie analizy materiału referencyjnego<br />
NCSDC 73<strong>31</strong>2. Odczyn osadów w zawiesinie wodnej określono mierząc pH<br />
metodą potencjometryczną. Zawartość substancji organicznej oznaczano przez wyżarzenie<br />
w temperaturze 550°.<br />
Obliczenia statystyczne. Do opracowania statystycznego wyników badań wykorzystano<br />
w pracy analizę czynnikową (FA), która należy do grupy analiz wielowymiarowych<br />
i jest stosowana do opisu i eksploracji dużej liczby danych. W niniejszej pracy otrzymano<br />
i analizowano wyniki pomiarowe. W celu wyodrębnienia czynników zastosowano metodę<br />
składowych głównych, która do obliczeń wykorzystuje pierwotną macierz korelacji. W badaniach<br />
hydrochemicznych używa się jej do opisu procesów zachodzących w wodach powierzchniowych<br />
i podziemnych oraz identyfikacji źródeł zasilania i pochodzenia substancji<br />
kształtujących skład chemiczny wód [Simeonova i in. 2003; Simeonov i in. 2004]. W celu<br />
interpretacji wyników analizy czynnikowej przyjęto, że związki zmiennej pierwotnej z czynnikiem<br />
są silne, jeżeli wartości bezwzględne jej ładunków są większe od 0,70 Evans i in.<br />
[1996] oraz Pucket, Bricker [1992]. Do analizy wyników badań zastosowano również analizę<br />
skupień (CA) − metoda aglomeracji Warda, która bazuje na pojęciu odległości obiektów<br />
lub zmiennych w przestrzeni wielowymiarowej.<br />
Obliczono również wartości mediany z wyników pomiaru badanych parametrów, z każdego<br />
punktu kontrolno-pomiarowego dla każdego wskaźnika (w latach 2002−2007), zgodnie<br />
z zaleceniami Spahr i Wynn [1997] oraz Johnes i Burt [1993].<br />
Tabela 1. Podstawowe parametry statystyczne wyników badań osadów dennych Orlanki<br />
Nr<br />
punktu<br />
Pkt<br />
1<br />
Pkt<br />
2<br />
Pkt<br />
3<br />
Pkt<br />
4<br />
Cd Pb Zn Cr Ni Cu Co Fe Mn Odczyn* Substancja<br />
Wskaźnik<br />
organiczna<br />
[mg∙kg -1 ] [pH] [%]<br />
mediana 0,82 12,75 23,20 7,51 7,30 4,40 4,10 4872,50 155,00 7,70<br />
7,1–7,8<br />
odchylenie<br />
standardowe<br />
0,92 5,70 22,57 7,35 3,27 1,76 2,74 3230,77 300,34 3,18<br />
mediana 0,85 12,00 20,57 8,15 7,45 2,80 3,98 5475,00 180,00 8,60<br />
odchylenie<br />
6,4–7,4<br />
standardowe 0,87 7,47 39,30 9,37 1,98 2,44 2,67 2264,29 216,25 2,26<br />
mediana 0,90 13,90 25,20 9,15 5,90 5,00 3,50 5230,00 198,00 7,80<br />
6,9–7,6<br />
odchylenie<br />
standardowe<br />
0,70 3,59 8,41 6,64 3,65 1,25 3,25 2595,93 197,88 2,23<br />
mediana 0,83 13,15 25,15 6,98 5,90 3,35 3,55 4230,00 197,50 8,25<br />
7,4–8,1<br />
odchylenie<br />
standardowe<br />
0,27 7,76 15,87 3,73 3,44 1,35 3,27 2816,08 204,13 2,70<br />
* pH osadów w zawiesinie wodnej.<br />
480
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 2. Wyniki analizy czynnikowej (metoda rotacji-varimax znormalizowana, oznaczone ładunki<br />
są >0,7) i dynamika zmian wartości czynnikowych w punktach pomiarowych na<br />
rzece Orlanka. Metoda wyodrębniania – składowe główne<br />
Zmienna Czynnik 1 Czynnik 2 Czynnik 3<br />
Cd 0,90 0,<strong>31</strong> -0,30<br />
Pb -0,89 0,46 0,05<br />
Zn 0,08 0,97 -0,23<br />
Cr 0,88 0,28 -0,38<br />
Ni 0,20 0,97 -0,14<br />
Cu 0,98 0,13 0,14<br />
Co 0,58 -0,59 -0,56<br />
Fe 0,98 -0,17 0,00<br />
Mn 0,92 0,40 0,05<br />
pH -0,39 -0,25 0,89<br />
sub. org. -0,29 0,13 -0,95<br />
Wyjaśnienie zmienności składu chemicznego<br />
wód Orlanki przez czynnik I, II i III [%]<br />
55 27 17<br />
DYSKUSJA I WYNIKI. Wartości mediany i odchylenia standardowego zestawiono<br />
w (tab.1). Natomiast wyniki analizy czynnikowej i dynamikę zmian wartości czynnikowych<br />
w punktach pomiarowych na rzece Orlanka przedstawiono w tabeli 2. Na podstawie analizy<br />
wieloczynnikowej opartej na „kryterium osypiska” i „kryterium Kaisera” wybrano 3 czynniki<br />
wyjaśniające: PC1 − 55%, PC2 − 27% i PC3 − 17% (99%) zmienności globalnej zjawisk<br />
w analizowanym układzie (rys. 2).<br />
Wartoci czynnikowe<br />
1,50<br />
1,26<br />
1,00<br />
0,91<br />
0,63<br />
0,70<br />
0,50 0,52<br />
0,25<br />
0,14<br />
0,00<br />
-0,23<br />
-0,24<br />
-0,50 1 2 3 4<br />
-1,00<br />
-1,16<br />
-1,<strong>31</strong><br />
-1,50<br />
-1,47<br />
-2,00<br />
Punkty kontrolno-pomiarowe na rzece Orlanka<br />
czynnik 1 czynnik 2 czynnik 3<br />
Rys. 2. Wyniki analizy czynnikowej (metoda rotacji-varimax znormalizowana, oznaczone ładunki<br />
są >0,7) i dynamika zmian wartości czynnikowych w punktach pomiarowych na rzece<br />
Orlanka<br />
Czynnik I wyjaśnia zmienność składu chemicznego osadów dennych Orlanki w 55%.<br />
Dodatnie ładunki czynnikowe będące „współczynnikami korelacji” między następującymi<br />
zmiennymi: kadm, chrom, miedź, żelazo i mangan oraz ujemny ołów a czynnikiem I, w tym<br />
również największy udział tego czynnika (rys. 2) w punkcie kontrolnym <strong>nr</strong> 3 wskazują − jak<br />
się wydaje − na oddziaływanie na dany teren miasta Bielsk Podlaski za pośrednictwem cie-<br />
481
Bioakumulacja<br />
ku Biała, odprowadzającego oczyszczone i nieczyszczone ścieki bytowo-gospodarcze oraz<br />
częściowo przemysłowe i wody burzowe.<br />
Ujemna wartość ładunku czynnikowego reprezentującego ołów pozwala na postawienie<br />
tezy o istnieniu ewentualnej interakcji (antagonizmu) tego pierwiastka z miedzią i żelazem<br />
[Kabata-Pendias, Pendias 1999] oraz z bliżej nieokreślonym procesem, który powoduje<br />
zmieniejszenie ilości ołowiu w osadach. Punkt <strong>nr</strong> 3 zlokalizowany jest w środkowej części<br />
rozwidlenia, któremu podlega rzeka Biała, mająca swe ujście w rzeczywistości w dwóch<br />
punktach (rys. 1) do Orlanki. Punkty oznaczone jako 1 i 2 są zlokalizowane na obszarze typowo<br />
rolniczym. Czynnik I skorelowany jest z kadmem i miedzią. Jak wiadomo pierwiastki<br />
te występują powszechnie w nawozach fosforowych (Cd) i środkach ochrony roślin (Cu).<br />
Przypuszczalnie to są główne źródła występowania tych metali w osadach pozyskanych<br />
z punktów <strong>nr</strong> 1 i 2 na Orlance. Nie można również wykluczyć zanieczyszczeń pochodzenia<br />
zwierzęcego (odchody) w spływach niesionych z łąk, które pokrywają te obszary. Dotyczy<br />
to zwłaszcza takich pierwiastków jak żelazo i mangan, z którymi również skorelowany jest<br />
czynnik I. Żelazo i mangan mają tendencję do tworzenia kompleksów z materią organiczną,<br />
zwłaszcza z tą związaną z nawożeniem organicznym prowadzonym na tych terenach. Czynnik<br />
<strong>nr</strong> 2 wyjaśnia procesy powodujące w zasilanie analizowanych osadów w cynk i nikiel.<br />
Pierwiastki te, a zwłaszcza cynk, występują w dużych ilościach w nawozach organicznych,<br />
które jak już wspomniano wcześniej masowo wykorzystuje się na obszarach rolniczych sąsiadujących<br />
z punktami <strong>nr</strong> 1 i <strong>nr</strong> 2 (rys. 1). Punkt <strong>nr</strong> 4 jest zlokalizowany za dopływem Białej.<br />
Trudna do wyjaśnienia jak się wydaje jest zmienność wartości czynnikowych w przypadku<br />
czynnika III. Czynnik III według tabeli to proces powodujący wzrost wartości odczynu przy<br />
jednoczesnym spadkiem ilości materii organicznej osadów. Jak wiadomo, ładunki czynnikowe<br />
korelują nie tylko z czynnikiem ale również między sobą. Spadek ilości substancji organicznej<br />
w osadach może pociągać za sobą wzrost wartości ich odczynu. Jest to związane<br />
ze spadkiem ilości kwasów organicznych w tych osadach. Proces ten może być również<br />
związany z dużym nasileniem wapnowania, które prowadzi się na tych terenach. Proces ten<br />
może być bezpośrednią przyczyną wzrostu wartości pH osadów. Szczególne nasilenie tych<br />
procesów jest widoczne w punkcie <strong>nr</strong> 1. Nie bez znaczenia są również podobne procesy<br />
występujące w punkcie <strong>nr</strong> 4, ale już o znacznie mniejszym nasileniu.<br />
Należy stwierdzić, że oddziaływania rzeki Białej na chemizm osadów Orlanki jest<br />
umiarkowany, co jest swego rodzaju zaskoczeniem. Wartości czynnikowe w punkcie 4 nie<br />
przyjmują ekstremalnych wartości.<br />
Działalność rolnicza natomiast, zwłaszcza nawożenie mineralno-organiczne, stosowanie<br />
środków ochrony roślin oraz wapnowanie gleb może być główną przyczyną wysokich<br />
wartości czynnikowych w punktach 1, 2 i 3, które dotyczą prawie wszystkich badanych metali.<br />
PODSUMOWANIE I WNIOSKI. Potwierdzeniem przedstawionych tez jest analiza dendrogramu<br />
uzyskanego w drodze analizy skupień. Dendrogram (rys.3) przedstawia na osi<br />
poziomej 4 punkty pomiarowe zlokalizowane na Orlance. Na tym rysunku widoczne są 2<br />
skupienia. Skupienie I uformowane z punktów pomiarowych o numerach 1, 2 i 3 oraz skupienie<br />
II, które stanowi jeden punkt pomiarowy − <strong>nr</strong> 4.<br />
Na dendrogramie widoczna jest znaczna odległość, przy której łączy się skupienie II z I,<br />
co istotnie różnicuje te dwie wiązki. Wiązka tworząca skupienie II zawiera tylko jeden pojedynczy<br />
obiekt określany jako punkt odosobniony. Punkt <strong>nr</strong> 4 zlokalizowany jest w miejscu,<br />
w którym poza dopływem Białej nie zlokalizowano znaczących źródeł badanych pierwiastków.<br />
Z kolei skupienie I stanowią punkty na rzece, w których osady charakteryzują się wysokimi<br />
zawartościami tych metali ciężkich, których źródła zidentyfikowano w czasie analizy<br />
czynników głównych .<br />
482
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
1400<br />
Metoda Warda<br />
1200<br />
1000<br />
Odległość wiązek<br />
800<br />
600<br />
II<br />
I<br />
400<br />
200<br />
0<br />
Punkt 4 Punkt 3 Punkt 2 Punkt 1<br />
Rys. 3. Dendrogram osadów dennych rzeki Orlanki według metody aglomeracji Warda<br />
rys. 3. dendrogram osadów dennych rzeki orlanki wg metody aglomeracji Warda<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bojakowska I. 2001. Kryteria oceny zanieczyszczenia osadów wodnych. Prz. Geol. Vol. 49 <strong>nr</strong> 3:<br />
213−218.<br />
Baptista Neto J. A., Smith B. J. Mcallister J.J. 2000. Heavy metal concentrations in surface sediments<br />
in a nearshore environment, Jurujuba Sound, Southeast Brazil, Environmental Pollution<br />
109: 1−9.<br />
Budek L. Wardas M., Kijas A., Gembalska R. 2004. Zanieczyszczenie metalami ciężkimi środowiska<br />
rzeki Szrafy (rejon Krakowa) – porównanie stanu sprzed i po powodzi w 1997 roku,<br />
Geologia, tom 30, Zeszyt 2: 175−189.<br />
Danielewska A., Kondratiuk P. 1996. Geologia, rzeźba i hydrografia – czynniki warunkujące zróżnicowanie<br />
siedliskowe w dolinie Górnej Narwi. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych,<br />
Falenty 428.<br />
Evans C.D., Davies T.D., Wigington JRP.J. 1996. Tranter M., Kretschier W.A. Use od factor analysis<br />
to investigate processes controlling the chemical composition of four streams in Adirindack<br />
Mountaions, New York. J. Hydrol. 185: 297−<strong>31</strong>6.<br />
Johnes, P.J Burt, T.P. Nitrate in surface waters. In: T.P. Burt, A.L. 1993. Heathwaite and S.T. Trudgill<br />
(eds), Nitrate: Processes, Patterns and Management. Wiley, Chichester: 269−<strong>31</strong>7.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych,. PWN, Warszawa:<br />
364.<br />
Puckett L.J., Bricker O.P. 1992. Factors controlling the major ion chemistry of streams in the Blue<br />
Ridge Valley and physiographic provinces of Virginia and Maryland. Hydrol. Proces.6: 79−98.<br />
483
Bioakumulacja<br />
Simeonova, P., Simeonov, V., Andreev, G. 2003. Environmetric analysis of the Struma River water<br />
quality. Central European Journal of Chemistry 2: 121–126.<br />
Simeonov, V., Simeonova, P. Tsitouridou, R., 2004 Chemometric quality assessment of surface<br />
waters: two case studies. Chemical and Engineering, Ecology 11 (6): 449−469.<br />
Spahr, N. E., Wynn K. H. 1997. Nitrogen and phosphorous in surface waters of the Upper Colorado<br />
River Basin. JAWRA 33: 547–560.<br />
Tsail J., Yu K. C., Ho S. T. 2003. Correlation of iron/iron oxides and trace heavy metals in sediments<br />
of five rivers, in southern Taiwan. Diffuse Pollution Conference, Dublin: 14–25.<br />
The prognosis and identification of sources trace elements<br />
in sediments of Orlanka river<br />
The aim of the investigations was to define direction of changes the chemical constitution<br />
of sediments from Orlanka with influence of pollutions from other points her course.<br />
Samples were taken in range from 2002 to 2007 year. Content of metals: Cd, Pb, Zn, Cr,<br />
Ni, Co, Fe, Mn was marked by ASA method. Like investigations with some statistic analyses<br />
said, agricultural activity is the source of all investigated metals.<br />
484
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Czynniki czasowej zmienności zawartości wybranych metali ciężkich<br />
w osadach Jeziora Sarbsko (Nizina Gardnieńsko-Łebska) na tle<br />
genezy zbiornika*<br />
Wprowadzenie. W wyniku rozwoju gospodarczego i cywilizacyjnego przynajmniej<br />
od początku XIX w. w obieg geochemiczny włączane są znaczne ilości metali ciężkich [Weiss<br />
i in. 1999; Ǻström, Nylund 2000; Tylmann 2005]. Dlatego też w osadach jeziornych, morskich,<br />
torfowiskowych itp. powstałych w tym okresie dochodzi do wzmożonej akumulacji<br />
m.in. Pb, Cd, Cu, Cr, Zn czy Ni.<br />
Zjawisko wiązania metali ciężkich w osadach ma podwójne znaczenie: z jednej strony<br />
umożliwia ono śledzenie czasowych zmian natężenia antropopresji, a z drugiej prowadzi<br />
do unieruchamiania związków, które częstokroć wywierają negatywny wpływ na biosferę.<br />
Z tego punktu widzenia, poznanie czynników warunkujących sedymentację metali ciężkich<br />
ma duże znaczenie naukowe i praktyczne.<br />
Z pewnym uproszczeniem można powiedzieć, że koncentracja metali ciężkich w osadach<br />
jest funkcją intensywności ich emisji do środowiska oraz odległości zbiornika sedymentacyjnego<br />
od ośrodków osadniczych i przemysłowych.<br />
Okazuje się jednak, że na zawartość metali ciężkich w dużym stopniu wpływają też cechy<br />
litologiczne osadów oraz warunki fizykochemiczne w wodach naddennych. W efekcie<br />
w zbiornikach położonych w oddaleniu od dużych miast i zakładów przemysłowych nagromadzenie<br />
niektórych metali powstałe wyłącznie w wyniku działania czynników naturalnych<br />
może przekraczać ich koncentracje w osadach ery przemysłowej.<br />
Szczególnymi rezerwuarami metali ciężkich są estuaria, laguny i jeziora przybrzeżne.<br />
Zbiorniki te są rodzajem pułapek geochemicznych dla substancji rozpuszczonych i zawieszonych<br />
w napływających do nich wodach słodkich. Z uwagi na fakt, że koncentracja wielu<br />
pierwiastków jest większa w wodach słodkich niż zasolonych, w strefie mieszania wód<br />
o odmiennych własnościach fizykochemicznych, co ma miejsce w zbiornikach przybrzeżnych,<br />
zachodzi ich wzmożona akumulacja [de Groot i in. 1976; Liss 1976]. Zjawisko to jednak<br />
nie zawsze odbywa się z jednakowym natężeniem. Ogromny wpływ na jego przebieg<br />
mają okresowe zmiany zasolenia i natlenienia wód, a także dynamika wody, która wiąże się<br />
z depozycją osadów o różnych zdolnościach sorpcyjnych.<br />
Znaczenie powyższych czynników dla sedymentacji metali ciężkich przeanalizowano<br />
na przykładzie jeziora Sarbsko, pokazując przebieg i przyczyny stratygraficznej zmienności<br />
ich zawartości w osadach tego jeziora przybrzeżnego w toku jego rozwoju od fazy zatoki<br />
morskiej do etapu współczesnego.<br />
Obszar badań. Jezioro Sarbsko znajduje się we wschodniej części Niziny Gardnieńsko-Łebskiej<br />
i wykazuje szereg cech, które można uznać za charakterystyczne dla jezior<br />
przybrzeżnych (rys. 1).<br />
Zajmuje ono dość duży obszar (ok. 600 ha) przy bardzo małej głębokości, wynoszącej<br />
średnio 1,5 m, a maksymalnie dochodzącej do 3,2 m oraz cechuje się nieznacznym zasoleniem<br />
– na poziomie 0,1‰ [Jańczak 1997]. Od Morza Bałtyckiego jezioro oddzielone jest<br />
piaszczystą Barierą Sarbską, a wymiana wód między jeziorem i morzem odbywa się przez<br />
ujściowy odcinek rzeki Łeby i kanał „Młynówka”. Podczas silnych spiętrzeń sztormowych tą<br />
drogą do jeziora mogą być wtłaczane wody o zasoleniu dochodzącym nawet do 3‰ [Szopowski<br />
1962].<br />
* Michał Woszczyk – Zakład Geologii i Paleogeografii Czwartorzędu, Uniwersytet im. A. Mickiewicza<br />
w Poznaniu, Waldemar Spychalski – Katedra Gleboznawstwa, Akademia Rolnicza im.<br />
A. Cieszkowskiego w Poznaniu.<br />
485
Bioakumulacja<br />
Rys. 1. Lokalizacja jeziora Sarbsko<br />
Wahania poziomu morza wpływają też na reżim rocznych zmian poziomu wód jeziora.<br />
Zgodnie z danymi Jańczaka [1997] i Majewskiego [1972], rzędna średniego poziomu wody<br />
w jeziorze Sarbsko jest o 0,5 m wyższa niż poziom wody Bałtyku w Łebie, a krzywa wahań poziomu<br />
jeziora jest równoległa do rocznej zmienności poziomu morza, lecz wartości skrajne są<br />
nieco opóźnione w stosunku do analogicznych punktów na krzywej zmian poziomu Bałtyku.<br />
Przepływowy charakter jeziora Sarbsko oraz jego nieznaczna głębokość sprawiają, że<br />
cechuje się ono bardzo szybkim tempem wymiany wód, wynoszącym jedynie 0,89 roku [Łukaszewicz<br />
1998].<br />
Jezioro Sarbsko powstało w wyniku izolacji zatoki morskiej. Proces ten miał ścisły związek<br />
z długookresowymi zmianami poziomu Morza Bałtyckiego i zachodził pomiędzy 6320 ±<br />
40 i 3010 ± 40 lat BP [Bechtel i in. 2007]. W tym okresie hydrologiczny charakter zbiornika<br />
oraz fizykochemiczne własności jego wód ulegały istotnym zmianom – od laguny otwartej<br />
o podwyższonym zasoleniu, poprzez słodkowodne dobrze natlenione jezioro, do laguny zamkniętej<br />
o ograniczonym natlenieniu wód naddennych [Przybyłowska-Lange 1981; Bechtel<br />
i in. 2007].<br />
Osady jeziora Sarbsko są wykształcone głównie w postaci mułków oraz gytii piaszczystych<br />
i piaszczysto-ilastych. Całkowita miąższość tych osadów wzrasta w kierunku Mierzei<br />
Sarbskiej i największe wartości, przekraczające 6 m, osiąga w pobliżu północnych brzegów<br />
zbiornika.<br />
Materiał i metody badawcze. Profil Sa1/2 został pobrany w północno-zachodniej<br />
części jeziora Sarbsko, w miejscu, w którym stwierdzono największą miąższość osadów<br />
dennych [Woszczyk 2005]. Do poboru rdzenia wykorzystano instrof o wymiarach puszki<br />
0,5 m x 10 cm. Półmetrowe sekwencje osadów pakowano w rynienki PCV i zawijano folią<br />
polietylenową. Profil opróbowano dwa dni po poborze. Gęstość opróbowania była dostosowana<br />
do zmienności litologicznej osadów, a w osadzie makroskopowo jednorodnym miąższość<br />
próbek wynosiła 5 cm.<br />
Badania składu chemicznego wykonano na homogenicznym materiale wysuszonym<br />
w temperaturze 60°C i roztartym w moździerzu agatowym do średnicy ziaren < 0,1 mm.<br />
486
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Zawartość węgla całkowitego (TC) i siarki (TS) w sproszkowanym osadzie określono za<br />
pomocą makroanalizatora elementarnego Vario Max. Koncentrację węgla nieorganicznego<br />
(TIC), występującego w osadach zazwyczaj w formie węglanowej, uzyskano z objętości<br />
CO 2<br />
wyzwolonego z próbki o znanej masie podczas reakcji z HCl w temperaturze pokojowej.<br />
Z różnicy masy węgla całkowitego i nieorganicznego obliczano zawartość procentową<br />
węgla organicznego (TOC).<br />
Analizę składu pierwiastkowego osadów (Fe, Mn, K, Al, Ca, Pb, Zn, Cu, Cd, Co, Ni, Cr)<br />
przeprowadzono na wyciągach wodnych z próbek osadów przygotowanych zgodnie z procedurą<br />
ISO 11466. Rozpuszczalne formy powyższych metali były ekstrahowane za pomocą<br />
wody królewskiej, najpierw przez roztwarzanie w czasie 16 h w temperaturze pokojowej,<br />
a następnie przez gotowanie przez 2 h pod chłodnicą zwrotną.<br />
Zawartości pierwiastków określono za pomocą spektrometru płomieniowego Varian<br />
220E, stosując technikę AAS (atomowej spektrometrii absorpcyjnej) dla Fe, Mn, K, Al, Pb,<br />
Zn, Cu, Cd, Co, Ni i Cr oraz AES (atomowej spektrometrii emisyjnej) dla Ca.<br />
Zawartości TOC i TS wyrażono w procentach, zaś koncentracje pierwiastków – w mg·kg -1<br />
suchej masy osadu.<br />
Analizę specjacyjną Mn przeprowadzono zgodnie z metodyką Tessiera i in. [1979]. Obliczenia<br />
statystyczne wykonano za pomocą programu STATISTICA v. 5,0 ’97 [StatSoft, Inc. 1995].<br />
Litologia osadów w profilu Sa1/2. Pionowa zmienność litologiczna osadów została<br />
przedstawiona na rysunku 2.<br />
Rys. 2. Litologia osadów w profilu Sa1/2 oraz wykresy składu pierwiastkowego<br />
1 – piasek drobny; 2 – mułek piaszczysty; 3 – mułek brunatny; 4 – gytia beżowa; 5 – gytia oliwkowa; 6<br />
– gytia oliwkowa zapiaszczona; 7 – gytia czarna<br />
Spągowa część profilu jest zdominowana przez drobnoziarniste piaski z nielicznymi<br />
rozproszonymi muszlami mięczaków. Z najniżej zalegającej muszli uzyskano wzmiankowaną<br />
datę – 6320 ± 40 lat. BP. Osad ten reprezentuje fazę zatoki morskiej lub otwartej laguny<br />
o znacznym stopniu połączenia z morzem.<br />
Ku górze piaski drobne stopniowo przechodzą w mułki z sukcesywnie wzrastającą zawartością<br />
materii organicznej oraz licznymi i dobrze zachowanymi skorupkami małży, głównie<br />
z rodzaju Cerastoderma. Mułki z podwyższonym udziałem materii organicznej określono<br />
mianem mułków brunatnych. Facja ta jest uważana za osad brakicznej laguny o znacznie<br />
ograniczonym połączeniu z otwartym morzem [Woszczyk 2005; Bechtel i in. 2007].<br />
487
Bioakumulacja<br />
Powyżej mułków brunatnych zalegają gytie beżowe. W przeciwieństwie do osadów<br />
podścielających, nie występują one w postaci zwartego poziomu, lecz mają charakter przewarstwień,<br />
najpierw w obrębie brunatnych mułków, a następnie w gytiach oliwkowych. Ta<br />
cecha, w połączeniu z istotnymi różnicami składu chemicznego, sugeruje dużą czasową<br />
zmienność warunków środowiskowych w zbiorniku. Gytia beżowa charakteryzuje się wyraźnie<br />
mniejszą zawartością węgla organicznego (< 4%) i podwyższoną węglanowością.<br />
W osadzie tym uzyskano także bardzo niskie wartości wskaźników Mg/Ca i Fe/Mn [Woszczyk<br />
2005; Bechtel i in. 2007]. Świadczy to o powstaniu osadu w środowisku wód słodkich<br />
i dobrze natlenionych. Za początek sedymentacji węglanowej i zarazem za początek słodkowodnej<br />
fazy ewolucji zbiornika uznano datę 6150 ± 40 lat BP, wyznaczającą ostatnie pojawienie<br />
się słonolubnego małża Cerastoderma w osadach.<br />
Stropową część profilu Sa1/2 stanowią gytie oliwkowe, przechodzące w ciemnooliwkowe<br />
i czarne. Na głębokościach 0,75–1,0 m oraz 1,5–1,8 m, licząc od poziomu dna jeziora<br />
w tych osadach, występują wyraźne przewarstwienia piaszczyste.<br />
Skład chemiczny tych osadów, cechujący się podwyższoną zawartością materii organicznej,<br />
występowaniem FeS oraz znaczną zmiennością wskaźnika Mg/Ca [Woszczyk<br />
2005; Bechter i in. 2007], zinterpretowano jako efekt sedymentacji w znacznie wysłodzonej<br />
lagunie z zaznaczającymi się okresowymi morskimi wlewami sztormowymi [Woszczyk<br />
2005; Bechtel i in. 2007]. Nasilenie tych wlewów datuje się od 3010 ± 40 lat BP. Litologicznym<br />
ekwiwalentem tych zdarzeń są warstewki piasku. Obecność FeS i zwiększone koncentracje<br />
materii organicznej wskazują z kolei na ograniczone natlenienie wód naddennych<br />
[Woszczyk 2005; Bechtel i in. 2007].<br />
Wyniki i wnioski<br />
Zależność między składem chemicznym a litologią osadów. Przebieg większości<br />
krzywych zawartości metali w profilu Sa1/2 nawiązuje do zmienności litologicznej osadów<br />
(rys. 2). Wyjątek stanowi Cu oraz w mniejszym stopniu Pb, Cd i Mn.<br />
Najsilniejszy związek z litologią wykazuje Ca, który w osadach jeziornych najczęściej występuje<br />
w formie węglanów [Januszkiewicz 1979]. Dlatego też koncentracja tego pierwiastka<br />
w profilu Sa1/2 osiąga najwyższe wartości w obrębie węglanowej gytii beżowej i czarnej,<br />
gdzie udział Ca może nawet 140-krotnie przewyższać jego zawartość w pozostałych typach<br />
osadów (rys. 2). Zasadniczo koncentracja Ca wzrasta wraz z zawartością węglanów (rys. 3).<br />
CaCO 3<br />
[%]<br />
Ca [mg·kg -1 ]<br />
Rys. 3. Zależność pomiędzy zawartością Ca i CaCO 3<br />
488
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Krzywe Zn, Cr, Ni, Fe, Co, Al i K wykazują bardzo zbliżony przebieg, co znajduje odzwierciedlenie<br />
w silnych dodatnich korelacjach zawartości tych składników w analizowanym<br />
profilu (tab.1).<br />
Tabela 1. Współczynniki korelacji pomiędzy zawartościami poszczególnych pierwiastków<br />
Al Ca Cd Co Cr Cu Fe K Mn Ni Pb S Zn TOC<br />
Al 1,00 -0,04 0,21 0,92 0,97 -0,04 0,93 0,89 0,60 0,89 0,34 0,84 0,67 0,36<br />
Ca 1,00 0,14 -0,23 -0,03 -0,26 -0,09 -0,09 0,45 -0,13 0,09 -0,05 0,03 -0,12<br />
Cd 1,00 0,13 0,12 0,14 0,14 0,04 0,42 0,08 0,91 0,00 0,82 0,47<br />
Co 1,00 0,93 0,01 0,90 0,84 0,40 0,87 0,<strong>31</strong> 0,78 0,62 0,32<br />
Cr 1,00 -0,09 0,92 0,90 0,54 0,89 0,28 0,82 0,61 0,27<br />
Cu 1,00 0,00 -0,13 -0,08 -0,02 0,16 -0,03 0,14 0,29<br />
Fe 1,00 0,79 0,62 0,85 0,27 0,94 0,61 0,44<br />
K 1,00 0,48 0,83 0,21 0,71 0,51 0,12<br />
Mn 1,00 0,47 0,41 0,64 0,58 0,41<br />
Ni 1,00 0,22 0,78 0,54 0,25<br />
Pb 1,00 0,09 0,88 0,38<br />
S 1,00 0,45 0,45<br />
Zn 1,00 0,54<br />
TOC 1,00<br />
Największe udziały Zn, Cr, Ni, Fe, Co oraz Al i K stwierdzono w poziomie brunatnych<br />
mułków na głębokościach 6–5 m i 3,9–3,7 m, a także w stropowej gytii ciemnooliwkowej<br />
i czarnej od ok. 1,3 do 0 m (rys. 2). Z wyjątkiem cynku koncentracje tych pierwiastków w dolnym<br />
poziomie są nieco wyższe niż w stropowej części profilu.<br />
Krzywe Cd i Pb pokazują wyraźne wzbogacenie w te pierwiastki w osadach najmłodszych<br />
(od 1,3 do 0 m), podczas gdy w osadach podścielających udział kadmu i ołowiu<br />
nie przekracza poziomu tła geochemicznego i wykazuje nieznaczną zmienność pionową<br />
(rys.2). Podobnie jak w przypadku Zn, Cr, Ni, Fe, Co, Al i K, zawartość Cd i Pb w mułkach<br />
brunatnych jest nieco większa niż w gytiach beżowych i oliwkowych.<br />
Pionowa zmienność zawartości Mn zasadniczo różni się od pozostałych analizowanych<br />
pierwiastków. W efekcie współczynniki korelacji Mn i innych elementów są stosunkowo niskie<br />
(tab. 1). Największe zawartości Mn zaobserwowano w dolnej części profilu, gdzie jego<br />
udział systematycznie wzrasta od morskich piasków do poziomu gytii beżowej, po czym<br />
gwałtownie spada w obrębie gytii oliwkowej (rys. 2). Przewarstwienia mułków brunatnych<br />
i osadów węglanowych zaznaczają się jedynie nieznacznymi wahaniami krzywej Mn. Ponowny<br />
wzrost zawartości pierwiastka odnotowano w stropowej części profilu odpowiadającej<br />
gytii czarnej.<br />
Z kolei krzywa Cu cechuje się znaczną nieregularnością. Zmiany zawartości miedzi<br />
nie wykazują wyraźnego związku ze zmianami litologicznymi i nie są skorelowane z zawartościami<br />
innych składników osadów (tab. 1). Nie zaobserwowano także żadnego istotnego<br />
statystycznie trendu pionowej zmienności zawartości tego pierwiastka, ani wzbogacenia<br />
w stropowej części profilu, co jest regułą w przypadku wszystkich pozostałych analizowanych<br />
składników (rys. 2).<br />
W porównaniu z osadami innych zbiorników przybrzeżnych południowego Bałtyku (Zalewu<br />
Szczecińskiego, Zalewu Wiślanego i Laguny Kurońskiej) zawartość metali ciężkich<br />
w osadach jeziora Sarbsko jest wyraźnie niższa [Uścinowicz, Zachowicz 1996; Pustelnikovas<br />
1998; Osadczuk, 1999]. Najprawdopodobniej wynika to z faktu, że w odróżnieniu od wy-<br />
489
Bioakumulacja<br />
mienionych zbiorników Jezioro Sarbsko nie ma dużych dopływów rzecznych oraz położone<br />
jest w znacznym oddaleniu od ośrodków osadniczych i przemysłowych. Jak wykazali min.<br />
de Groot i in. [1976], Uścinowicz, Zachowicz [1996], Pustelnikovas [1998] i Osadczuk [1999],<br />
większość metali ciężkich jest dostarczana do jezior przez dopływające do nich rzeki.<br />
Czynniki pionowej zmienności składu chemicznego osadów. W celu określenia<br />
czynników sterujących zmiennością zawartości składu chemicznego osadów profilu Sa1/2<br />
przeprowadzono analizę czynnikową metodą składowych głównych.<br />
Analiza ta pozwoliła na wyodrębnienie grup składników o podobnych typach zmienności<br />
stratygraficznej. Wyodrębniono trzy składowe wyjaśniające łącznie 83% ogólnej wariancji<br />
danych. W tabeli 2 przedstawiono współczynniki korelacji poszczególnych pierwiastków<br />
i składowych głównych.<br />
Tabela 2. Współczynniki korelacji pomiędzy zawartością poszczególnych pierwiastków a trzema<br />
składowymi głównymi. Wytłuszczono wartości > 0,7<br />
Czynnik 1 Czynnik 2 Czynnik 3<br />
Al 0,97 -0,16 0,02<br />
Ca -0,04 0,22 0,86<br />
Cd 0,35 0,90 0,03<br />
Co 0,91 -0,22 -0,17<br />
Cr 0,94 -0,24 0,04<br />
Cu 0,01 0,29 -0,67<br />
Fe 0,95 -0,19 -0,03<br />
K 0,85 -0,32 0,05<br />
Mn 0,68 0,25 0,47<br />
Ni 0,88 -0,28 -0,06<br />
Pb 0,47 0,80 -0,01<br />
S 0,86 -0,28 0,02<br />
Zn 0,78 0,58 -0,04<br />
TOC 0,48 0,44 -0,3<br />
Wyjaśniona wariancja 7,44 2,60 1,54<br />
Udział procentowy 0,53 0,19 0,11<br />
Pierwsza składowa (SK 1) jest silnie dodatnio skorelowana z Al, K, Fe, S, Ni, Co, Cr i Zn.<br />
Współwystępowanie tych pierwiastków można uznać za zjawisko powszechne, które wynika z:<br />
• sorbowania metali przez minerały ilaste i uwodnione tlenki Fe,<br />
• współwystępowania pierwiastków w skałach skorupy ziemskiej<br />
oraz<br />
• strącania siarczków metali w warunkach ograniczonego natlenienia.<br />
Miarą względnej koncentracji minerałów ilastych w osadach jeziora Sarbsko są zawartości<br />
Al i K, wchodzących w skład glinokrzemianów [Last 2001]. Jednak z uwagi na brak<br />
danych dotyczących form występowania Fe w analizowanym materiale, sorpcyjną rolę tlenków<br />
żelaza należy jedynie uznać za prawdopodobną. Z uwagi na silną korelację tego pierwiastka<br />
z S jest pewne, że Fe występuje w postaci siarczku, jednakże wysoki stosunek<br />
masowy Fe : S w większości badanych próbek (>> 0,87) wskazuje na limitującą rolę siarczanów<br />
w tworzeniu pirytu i oznacza, że część dostępnego Fe może występować zarówno<br />
490
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
w związkach z materią organiczną (R Fe/TOC<br />
= 0,44), jak i w postaci połączeń z minerałami ilastymi<br />
lub w formie tlenkowej.<br />
Minerały ilaste i tlenki żelaza odgrywają istotną rolę zarówno w procesie wiązania substancji<br />
rozpuszczonych z wody jeziornej, jak i w migracji wielu pierwiastków, które uwalniane<br />
w trakcie wietrzenia są szybko wychwytywane przez substancje powierzchniowo czynne<br />
i docierają do zbiorników jeziornych i mórz w postaci zawiesiny [Polański, Smulikowski<br />
1969; de Groot i in. 1976].<br />
Ten ostatni mechanizm (tzw. migracja bierna) wydaje się dominującym czynnikiem dostawy<br />
metali do osadów jeziora Sarbsko. Świadczą o tym silne pozytywne korelacje między<br />
Co i Ni, Ni i Cr oraz Zn i Pb (tab. 1), tworzących w skorupie ziemskiej wspólne paragenezy<br />
mineralne [Polański, Smulikowski 1969; Migaszewski, Gałuszka 2007], a także występowanie<br />
tych pierwiastków w stosunkach ilościowych odpowiadających ich proporcjom klarkowym.<br />
Zawartość w osadzie pierwiastków migrujących w sposób bierny jest zatem ściśle<br />
zależna od koncentracji sorbenta, a wyjaśnienie czasowej zmienności ich zawartości<br />
sprowadza się do ustalenia przyczyn większej lub mniejszej akumulacji minerałów ilastych<br />
w zbiorniku.<br />
Oprócz związku z glinem metale włączone do SK 1 są silnie dodatnio skorelowane<br />
z siarką. Ponieważ pierwiastek ten w osadach jeziornych najczęściej występuje w postaci<br />
trudno rozpuszczalnych siarczków [Berner 1971; Eusterhues i in. 2005], powstających<br />
w warunkach beztlenowych [Berner 1981], to wzrost zawartości S można uznać za wskaźnik<br />
spadku natlenienia w osadzie lub wodzie naddennej. Z uwagi na sulfofilność Fe, Ni, Co,<br />
Cr i Zn możliwe jest, że w środowisku redukcyjnym dojdzie do unieruchomienia tych metali<br />
w postaci siarczków [Polański, Smulikowski 1969; Boyle 2001; Eusterhues i in. 2005].<br />
Składowa druga (SK 2) jest silnie dodatnio skorelowana z zawartościami Pb i Cd. Wiązanie<br />
tych pierwiastków w osadach zachodzi w warunkach zbliżonych do Fe, Ni, Co, Cr<br />
i Zn, tzn. Cd i Pb są migrantami biernymi, mogą być łatwo sorbowane przez substancje powierzchniowo<br />
czynne i wykazują własności sulfofilne [Polański, Smulikowski 1969; de Groot<br />
i in. 1976; Migaszewski, Gałuszka 2007]. O biernym sposobie dostawy do Jeziora Sarbsko<br />
świadczą korelacje obu pierwiastków z Zn (tab. 1), któremu Cd i Pb często towarzyszą<br />
w skorupie ziemskiej oraz zgodność ich stosunków masowych z proporcjami w skorupie<br />
ziemskiej [Polański, Smulikowski 1969]. Jednak w profilu Sa1/2 zawartości Cd i Pb nie wykazują<br />
korelacji z koncentracją glinu i potasu (tab. 1). W przypadku Cd znacznie silniejsza<br />
jest zależność udziału tego pierwiastka od koncentracji TOC (tab. 1), co zostało także<br />
stwierdzone przez de Groot i in. [1976] oraz El Bilali i in. [2002], natomiast w przypadku Pb<br />
zbliżone i niskie współczynniki korelacji z TOC, K i Al świadczą że zarówno minerały ilaste,<br />
jak i materia organiczna wiążą ołów z jednakową intensywnością.<br />
Ołów i kadm są uznawane za pierwiastki o niskiej mobilności geochemicznej w środowisku<br />
naturalnym [Migaszewski, Gałuszka 2007]. Dlatego często uzyskiwane podwyższone<br />
koncentracje tych pierwiastków w osadach jeziornych zdeponowanych w ciągu ostatnich<br />
150–200 lat uznaje się za efekt działalności gospodarczej człowieka [de Groot i in. 1976;<br />
Stumm, Babccini 1978; Martin 1985; Tylmann 2005]. Dlatego też przyjęto uważać skladową<br />
SK 2 za wskaźnik antropopresji.<br />
Składowa trzecia (SK 3) wyjaśnia wyłącznie zmienność Ca i wysokie wartości tej składowej<br />
są przypisane do osadów węglanowych. Biorąc pod uwagę większą rozpuszczalność<br />
CaCO 3<br />
w wodzie o podwyższonym zasoleniu niż w środowisku słodkowodnym, można<br />
stwierdzić, że wysokie wartości SK 3 wskazują osady zdeponowane w okresach obniżonego<br />
zasolenia wód zbiornika.<br />
Żadna z wydzielonych składowych nie wyjaśnia w pełni zmienności Mn, TOC i Cu. Zawartość<br />
manganu jest najsilniej skorelowana ze składową SK 1 i SK 3. Ładunki czynnikowe<br />
wynoszą odpowiednio 0,68 i 0,47. Wydaje się, że najistotniejszym czynnikiem sterującym<br />
491
Bioakumulacja<br />
zawartością Mn w osadach były zmiany natlenienia środowiska sedymentacyjnego. Świadczą<br />
o tym podwyższone współczynniki korelacji Mn z siarką i żelazem oraz powiązanie ze<br />
składową SK 3. W warunkach deficytu tlenowego w efekcie redukcji związków Mn 4+ zwiększa<br />
się także mobilność tego pierwiastka [Borówka 1992; Migaszewski, Gałuszka 2007].<br />
Wówczas może on być wiązany przez minerały ilaste, co wyjaśniałoby korelację Mn z Al<br />
na poziomie R = 0,60. Z kolei korelacja ze składową SK 3 oznacza koprecypitację Mn z Ca<br />
w postaci węglanu. Obecność węglanu manganowego w osadach Jeziora Sarbsko została<br />
stwierdzona na podstawie ekstrakcji sekwencyjnej (rys. 4). Z wykresu na rys. 4 wynika, że<br />
najwięcej Mn związanego w węglanach występuje w gytii beżowej, a najmniej – w gytii oliwkowej,<br />
gdzie dominuje forma jonowymienna.<br />
Rys. 4. Formy występowania Mn w osadach jeziora Sarbsko<br />
Węgiel organiczny (TOC) wykazuje pozytywną korelację ze składową SK 1 i SK 2, na<br />
poziomie odpowiednio 0,48 i 0,44. O ile zależność zawartości TOC oraz Cd i Pb jest niewątpliwie<br />
wynikiem wiązania tych metali przez substancje humusowe, to korelacja z SK 1<br />
pozwala wnosić, że koncentracja TOC, podobnie jak zawartość manganu, była uzależniona<br />
od natlenienia wód naddennych.<br />
Koncentracja Cu jest ujemnie skorelowana ze składową SK 3. Oznacza to, że w osadach<br />
wzbogaconych w CaCO 3<br />
można zaobserwować zmniejszone zawartości Cu. Przypuszczalnie<br />
wynika to z faktu mniejszej stabilności metaloorganicznych związków Cu w warunkach<br />
podwyższonego pH, jakie musiało wystąpić w środowisku precypitacji węglanu<br />
wapnia [Bińka i in. 1991].<br />
Stratyfikacja geochemiczna profilu Sa1/2. Stratyfikację geochemiczną profilu przeprowadzono<br />
na podstawie pionowej zmienności wydzielonych składowych głównych (rys. 5).<br />
Składowa SK 1 jest wskaźnikiem zawartości w osadach Al, K, Fe, S, Co, Ni, Cr i Zn.<br />
Podwyższone wartości składowej SK 1 wskazujące wzbogacenie w te pierwiastki stwierdzono<br />
w dolnej i stropowej części profilu Sa1/2, w przedziale głębokości 6,0–3,8 m oraz<br />
1,0–0,0 m (rys. 5). Odpowiada to poziomom mułków brunatnych oraz gytii ciemnooliwkowej<br />
i czarnej. W dolnej części profilu wartości SK 1 wykazują jednak dużą zmienność pionową<br />
z wyraźnymi obniżeniami w miejscach występowania osadów węglanowych. Z kolei w czę-<br />
492
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ści stropowej profilu od głębokości ok. 1,0 m wartość SK 1 wzrasta do głębokości ok. 0,5 m,<br />
po czym ponownie nieznacznie się obniża.<br />
Rys. 5. Wykresy wartości składowych głównych oraz wydzielone poziomy geochemiczne: 1 –<br />
piasek drobny; 2 – mułek piaszczysty; 3 – mułek brunatny; 4 – gytia beżowa; 5 – gytia oliwkowa;<br />
6 – gytia oliwkowa zapiaszczona; 7 – gytia czarna.<br />
Składową SK 2 cechuje najsłabiej wyrażona zmienność pionowa. Wartości tej składowej,<br />
świadczące o wzbogaceniu osadów w Pb i Cd oraz wpływie antropopresji, systematycznie<br />
wrastają od spągu profilu do jego stropu, przy czym faza najintensywniejszego<br />
wzrostu przypada na górny 1 m miąższości osadów. Z drugiej strony, w przedziale głębokości<br />
od ok. 3,5 do 1,0 m wartości składowej nie wykazują tendencji wzrostowej nieznacznie<br />
oscylując wokół 0 (rys. 5).<br />
Składowa SK 3, podobnie jak SK 1, wykazuje bardzo duże wahania miedzypróbkowe,<br />
szczególnie w przedziale głębokości od 5,0 do 1,0 m (rys. 5). Maksima tej składowej korespondują<br />
z najniższymi wartościami SK 1 i przypadają na osady zawierające węglany. Z kolei<br />
w osadach bezwęglanowych wahania wartości SK3 najprawdopodobniej związane są ze<br />
zmianami koncentracji Cu.<br />
Przebieg krzywych wartości czynnikowych w profilu Sa1/2 wskazuje na ściśłe powiązanie<br />
zmian zawartości metali ciężkich ze zmianami litologicznymi. Możliwe jest wydzielenie<br />
czterech odrębnych geochemicznie poziomów (rys. 5).<br />
Poziom I – odpowiadający brunatnym mułkom charakteryzuje się wysokimi wartościami<br />
SK 1 oraz niskimi wartościami SK 2 i SK 3. Są to więc bezwęglanowe osady zawierające<br />
znaczne ilości minerałów ilastych i zdeponowane w środowisku o ograniczonym natlenieniu.<br />
Wzbogacenie w metale ciężkie ma w tym przypadku uwarunkowania całkowicie naturalne.<br />
Skład chemiczny osadów poziomu I można rozpatrywać w związku z podwyższonym<br />
zasoleniem środowiska ich depozycji. Zjawisko sedymentacji metali w sytuacji zwiększonego<br />
zasolenia jest dobrze znane z estuariów, gdzie w efekcie zmian siły jonowej i pH dochodzi<br />
do koagulacji z dopływających wód rzecznych cząstek ilastych (zawierających Al<br />
i K) oraz strącania tlenków Fe i Mn, które z kolei są dobrymi sorbentami innych metali [Liss<br />
1976; Osadczuk 1998]. Podwyższone zasolenie dobrze tłumaczy także spadek natlenienia,<br />
gdyż zbiorniki przybrzeżne, z uwagi na mieszanie wód słodkich i słonych, cechują się<br />
bardzo dużą produktywnością biologiczną [Kawecka, Eloranta 1994]. Ta z kolei wpływa<br />
493
Bioakumulacja<br />
na zmniejszenie ilości rozpuszczonego w wodzie tlenu w wyniku bezpośredniej konsumpcji<br />
przez organizmy i utleniania materii organicznej. Ponadto w zbiornikach lagunowych,<br />
w efekcie okresowego napływu wód o podwyższonym zasoleniu wytwarza się stratyfikacja<br />
gęstościowa wód sprzyjająca powstaniu anoksji w strefie przydennej i w wodach porowych<br />
[Nielsen i in. 2005]. Podwyższone zasolenie, wpływa wreszcie na węglanowość osadów.<br />
Jak już wspomniano wcześniej, w wodzie zasolonej rozpuszczalność CaCO3 jest większa<br />
niż w wodzie słodkiej, co utrudnia strącanie węglanów.<br />
Poziom II – obejmuje zakres głębokości od ok. 4,60 do 3,3 m i odpowiada strefie przewarstwiania<br />
się mułków brunatnych z beżowymi gytiami. Poziom ten cechuje się niskimi<br />
wartościami SK 2 oraz bardzo zmiennymi wartościami SK 1 i SK 2. Ta ostatnia cecha świadczy<br />
o bardzo gwałtownych zmianach środowiskowych w zbiorniku, związanych z różnym<br />
stopniem otwarcia na wpływy morskie i tym samym z dużymi wahaniami zasolenia. Podwyższone<br />
wartości SK 1 wskazują okresy większego zasolenia i spadku natlenienia, zaś<br />
wysokie wartości SK 3 to fazy słodkowodne sprzyjające strącaniu CaCO 3<br />
. Istotne zmniejszenie<br />
udziału TOC i S w osadach węglanowych sugeruje zwiększone natlenienie wód naddennych.<br />
W poziomie II stwierdzono też największe koncentracje Mn. Biorąc pod uwagę,<br />
że pierwiastek ten występuje w gytii beżowej, głównie w postaci węglanu, który powstaje<br />
w środowisku beztlenowym [Berner 1981] i rzadko strąca się bezpośrednio z wody naddennej,<br />
można sądzić, że wzbogacenie w Mn miało tu charakter wtórny, związany z procesami<br />
postsedymentacyjnymi.<br />
Poziom III – obejmuje gytie oliwkowe z pojedynczymi warstewkami gytii beżowej oraz<br />
wkładkami piasku w przedziale głębokości od 3,30 do 1,0 m. W poziomie tym wszystkie<br />
składowe przyjmują niskie wartości, choć wykazują one duże wahania, zwłaszcza w przypadku<br />
SK 3 i w mniejszym stopniu SK 1. Można też zauważyć, że wartości obu składowych<br />
maleją w kierunku stropu profilu. Osady poziomu III są więc zasadniczo pozbawione węglanów<br />
oraz zawierają małe ilości minerałów ilastych. Ponadto wykazują też niewielkie koncentracje<br />
TOC. Nieznaczna zawartość substancji powierzchniowo czynnych wiąże się także<br />
ze spadkiem zawartości metali ciężkich.<br />
Spadek udziału wszystkich analizowanych składników w obrębie poziomu III jest najprawdopodobniej<br />
związany z rozcieńczającym wpływem materii terygenicznej (piasku kwarcowego),<br />
która była dostarczana do zbiornika w wyniku przelewów sztormowych. Dostawa piasku<br />
wskazuje również na podwyższoną energię środowiska wyrażającą się w większej dynamice<br />
wody. To z kolei, mimo nieznacznie podwyższonego zasolenia, utrudniało gromadzenie się<br />
minerałów ilastych i zachowanie w osadach materii organicznej. Jednocześnie wyraźne wahania<br />
wartości składowych SK 1 i SK 3 sugerują częste zmiany warunków środowiskowych<br />
w zbiorniku. Podobnie jak w poziomie II, są one związane z wahaniami zasolenia.<br />
Poziom IV obejmuje stropową część analizowanego profilu powyżej głębokości 1,0 m.<br />
Litologicznie poziom ten pokrywa się w występowaniem gytii ciemnooliwkowej i czarnej. Poziom<br />
IV cechuje się wysokimi wartościami składowej SK 1, a przede wszystkim SK 2. Wartości<br />
składowej SK 3 są względnie niskie, choć przekraczają odnotowane w poziomie III.<br />
Wydaje się, że akumulacja metali ciężkich w poziomie IV pozostaje w ścisłym związku<br />
z antropopresją. Działalność człowieka polegała nie tylko na uruchomieniu znacznych ilości<br />
metali ciężkich przez eksploatację złóż, spalanie paliw kopalnych czy odprowadzanie ścieków,<br />
ale także przez oddziaływanie na własności fizykochemiczne wód jeziornych. W poziomie<br />
IV w osadach pojawiają się sygnały spadku natlenienia wód naddennych, wyrażone<br />
w postaci zwiększonej zawartości TOC i S oraz obecności FeS, który nadaje osadom czarne<br />
zabarwienie. Warunki beztlenowe przy dnie sprzyjają akumulacji metali ciężkich, które<br />
w takim środowisku strącają się w postaci siarczków.<br />
Wyraźny wzrost koncentracji metali ciężkich w osadach jeziornych na większości stanowisk<br />
jest rejestrowany w ciągu ostatnich 150-200 lat [Flower i in. 1995; Goslar i in. 1999;<br />
494
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Weiss i in. 1999; Tylmann 2005]. Tymczasem w osadach profilu Sa1/2 gwałtowny wzrost<br />
krzywych wszystkich analizowanych składników (za wyjątkiem Cu) zaczyna się ok. 1500 lat<br />
BP. Taki wiek, ustalony na podstawie relacji głębokości i wieku opartej na trzech datach radiowęglowych<br />
(rys. 2), wydaje się znacznie postarzony w zestawieniu z wynikami uzyskanymi<br />
przez innych autorów. W przypadku jeziora Sarbsko tak znaczne przesunięcie czasowe<br />
początku wzmożonej antropogenicznej akumulacji metali ciężkich można tłumaczyć<br />
– za Uścinowiczem i Zachowicz [1996] – redepozycją osadów dennych w dynamicznym<br />
środowisku jeziora przybrzeżnego, co powoduje postdepozycyjną migrację pierwiastków<br />
w dół profilu.<br />
Podsumowanie. Badania profilu Sa1/2 pozwoliły na uzyskanie ciągłego zapisu akumulacji<br />
metali ciężkich w jeziorze Sarbsko w ostatnich ok. 6500 lat. Ustalono, że:<br />
1. Koncentracja większości analizowanych metali pozostaje w ścisłym związku z zawartością<br />
w osadach minerałów ilastych, a nie wykazuje żadnej korelacji z ilością węgla organicznego.<br />
2. Akumulacji metali w osadach sprzyjało podwyższone zasolenie i obniżone natlenienie<br />
wód naddennych.<br />
3. Zawartość metali ciężkich w osadach jeziora Sarbsko jest mniejsza niż w osadach<br />
Zalewu Szczecińskiego, Zalewu Wiślanego i Laguny Kurońskiej, co wynika z braku<br />
dużych dopływów rzecznych i znacznych ośrodków przemysłowych w otoczeniu jeziora.<br />
4. Metale ciężkie zdeponowane w osadach jeziora Sarbsko dopływały do zbiornika w sposób<br />
bierny wraz z zawieszonymi w wodzie cząstkami ilastymi.<br />
5. Akumulacja w osadach Cr, Ni, Fe i Co wywołana działaniem czynników naturalnych<br />
przewyższa ich koncentrację związaną z oddziaływaniem antropopresji, natomiast<br />
maksima zawartości Zn, Cd i Pb korespondują z okresem dopływu zanieczyszczeń gospodarczych.<br />
6. Pionowa zmienność zawartości Cu nie wykazuje korelacji z litologią ani ze składem<br />
chemicznym osadów; czynniki mające wpływ na gromadzenie tego pierwiastka w osadach<br />
pozostają wciąż niejasne.<br />
7. W wyniku poziomych i pionowych ruchów wody w jeziorze Sarbsko możliwa jest redepozycja<br />
osadów powierzchniowych oraz migracja metali ciężkich w dół sekwencji osadowej.<br />
Badania wykonane dla potrzeb niniejszego opracowania zostały sfinansowane z grantu KBN<br />
2P04E 004 27.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Ǻström M., Nylund K. 2000. Impast of historical metalworks on the concentrations of major and<br />
trace elements in sediments: a case study in Finland. Applied Geochemistry 15: 807–817.<br />
Bechtel A., Woszczyk M., Reisenbacher D., Sachsenhofer R.F., Gratzer R., Püttmann W.,<br />
Spychalski W. 2007. Biomarkers and geochemical indicators of Holocene environmental<br />
changes in coastal Lake Sarbsko (Poland). Organic Geochemistry 38: 1112–11<strong>31</strong>.<br />
Berner R.A. 1971. Principles of chemical sedimentology. McGraw-Hill Book Company: 240.<br />
Berner R.A. 1981. A new geochemical classification of sedimentary environments. Journal of<br />
Sed. Petrol. Vol. 51, no. 2: 359–365.<br />
Bińka K., Cieśla A., Łącka B., Madeyska T., Marciniak B., Seroczyńska K., Więckowski K. 1991.<br />
The development of Błędowo Lake (central Poland) – a palaeoecological study. Stud. Geol.<br />
Pol. Vol. 100: 85.<br />
495
Bioakumulacja<br />
Borówka R.K. 1992. Przebieg i rozmiary denudacji w obrębie śródwysoczyznowych basenów sedymentacyjnych<br />
podczas późnego vistulianu i holocenu. Wyd. Nauk. UAM, Seria Geografia<br />
<strong>nr</strong> 54: 177.<br />
Boyle J. 2001. Redox remobilisation and the heavy metal record in lake sediments: a modelling<br />
approach. Journal of Palaeolimnology 26: 423–4<strong>31</strong>.<br />
de Groot A.J., Salomons W., Allersma E. 1976. Processes affecting heavy metals in estuarine sediments.<br />
W: Burton J.D., Liss P.S. (red.), Estuarine chemistry. Academic Press: 1<strong>31</strong>–157.<br />
El Bilali L., Rasmussesn P.E., Hall, G.E.M., Fortin D. 2002. Role of sediment composition in trace<br />
metal distribution in lake sediments. Applied Geochemistry 17: 1171–1181.<br />
Eusterhues K., Hei<strong>nr</strong>ichs H., Schneider J. 2005. Geochemical response on redox fluctuations in<br />
Holocene lake sediments, Lake Steisslingen, Southern Germany. Chemical Geology 222:<br />
1–22.<br />
Flower R.J., Macka A.W., Rose N.L., Boyle J.L., Dearing J.A., Appleby P.G., Kuzmina A.E., Granina<br />
L.Z. 1995. Sedimentary records of recent environmental changes in Lake Bakal, Siberia.<br />
The Holocene, 5, 3. 323–327.<br />
Goslar T., Ralska-Jasiewiczowa M., van Geel B., Łącka B., Szeroczyńska K., Chróst L., Walanus<br />
A., 1999. Anthropogenic changes in the sediment composition of lake Gościąż (central Poland),<br />
during the last 330 yers. Journal of Palaeolimnology 22: 171–185.<br />
Januszkiewicz T. 1979. Chemical characteristics of recent bottom sediments of Wierzysko Lake.<br />
Pol. Arch. Hydrobiol. 26, 4: 475–493.<br />
Jańczak J. (red.) 1997. Atlas jezior Polski. T. 2. Jeziora zlewni rzek Przymorza i dorzecza dolnej<br />
Wisły. Bogucki Wyd. Nauk. Poznań: 256.<br />
Kawecka B., Eloranta P.V. 1994. Zarys ekologii glonów wód słodkich i środowisk lądowych, Wyd.<br />
Nauk. PWN, Warszawa: 256.<br />
Last W. 2001. Mineralogical analysis of lake sediments. W: Last W.M., Smol J.P. (red.). Tracking<br />
environmental change using lake sediments vol. 2 Physical and geochemical methods. Kluwer<br />
Academic Publishers: 143–187.<br />
Liss P.S. 1976. Conservative and non-conservative behaviour of dissolved constituents during<br />
estuarine mixing. W: Burton J.D., Liss P.S. (red.). Estuarine chemistry. Academic Press: 93–<br />
130.<br />
Łukaszewicz M. 1995. Uwarunkowania oraz tempo wymiany wód jezior Polski (o powierzchni<br />
400 i więcej hektarów). Uniwersytet im. A. Mickiewicza, niepubl. praca magisterska: 97.<br />
Majewski A. 1972. Charakterystyka hydrologiczna estuariowych wód u polskiego wybrzeża. Prace<br />
PIHM z. 105: 3–37.<br />
Martin J.-M. 1985. The Pavin Crater Lake. W: Stamm, W. (red.). Chemical processes in lakes.<br />
John Wiley & Sons: 169–188.<br />
Migaszewski Z.M., Gałuszka A. 2007. Podstawy geochemii środowiska. Wydaw. Naukowo-Techniczne,<br />
Warszawa: 574.<br />
Nielsen M.H., Rasmussen B., Gertz F. 2005. A simple model for water level and stratification in<br />
Ringkøbg Fjord, a shallow artificial estuary. Estuarine Coastal and Shelf Sci. 63: 235–248.<br />
Osadczuk A. 1998. Cechy geologiczne środowisk estuariów i lagun. Zeszyty Naukowe Uniw.<br />
Szczec. Marine Science no. 5, <strong>nr</strong> 243: 95–132.<br />
Osadczuk A. 1999. Estuary or a lagoon? The Zalew Szczeciński (Oderhaff) in the light of analysis<br />
of the sedimentary basin morphology and the character of present-day sedimentation.<br />
Quaternary Studies in Poland sp. Issue:, 175–187.<br />
Polański A., Smulikowski K. 1969. Geochemia. Wydawn. Geologiczne: 663.<br />
Przybyłowska-Lange W. 1981. Diatoms of lake deposits from the Polish Balic Coast. III. Lake<br />
Sarbsko. Acta Palaeobotanica t. XXI, no.2: 145–160.<br />
Pustelnikovas O. 1998. Geochemistry of sediments of the Curonian Lagoon (Baltic Sea). Institue<br />
of Geography, Vilnius University: 234.<br />
496
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
StatSoft, Inc. 1995. Statistica for Windows (Komputer program manual), Tulsa, OK.: 4376, e-mail:<br />
info@statsoft.com, web: http://www.statsoft.com.<br />
Stumm W., Baccini P. 1978. Man-made chemical perturbation of lakes. W: Lerman A. (red.). Lasek<br />
Chemistry Geology Physics, Springer-Verlag: 91–125.<br />
Szopowski Z. 1962. Hydrologiczna charakterystyka rejonu jeziora Łebsko. W: Szopowski Z.<br />
(red.): Materiały do monografii polsiego brzegu morskiego, PWN: 137–156.<br />
Tessier A., Campbell, P.G. Kisson M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation of<br />
particulate trace metals. Anal. Chemistry 51: 844–851.<br />
Tylmann W. 2005. Lithological and geochemical record of anthropogenic changes in recent sediments<br />
of a small and shallow lake (Lake Pusty Staw, northern Poland). Journal of Palaeolimnology<br />
33: <strong>31</strong>3–325.<br />
Uścinowicz S., Zachowicz J. 1996. Atlas geochemiczny Zalewu Wiślanego. PIG Warszawa.<br />
Weiss D., Shotyk W., Kempf O. 1999. Archives of atmospheric lead pollution. Naturwissenschaften<br />
86: 262–275.<br />
Woszczyk M. 2005. Przestrzenna analiza litofacjalna osadów Jeziora Sarbsko i jej paleogeograficzna<br />
wymowa. Uniwersytet im. A. Mickiewicza w Poznaniu, niepubl. praca dokt.: 122.<br />
Factors influencing temporal changes in heavy metal contents in<br />
the deposits of Lake Sarbsko (Gardno-Łeba Coastal Plain)<br />
on the background of the basin evolution<br />
The aim of the study was to determine factors influencing temporal variations in the contents<br />
of Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, Zn, Al, K, Ca and S in the sediments of a coastal<br />
Lake Sarbsko (northern Poland) during the last 6500 years.<br />
Detailed geochemical analysis have been carried out in the profile Sa1/2, which is the<br />
most representative for the lake.<br />
It has been established that:<br />
1) Temporal variability of element composition of sediments is related to lithology. The<br />
highest concentrations of most metals were obtained in the sediments depositied under<br />
brackish and/or oxygen depleted conditions.<br />
2) In the sediments of Lake Sarbsko heavy metal contents are lower than in the Szczecin<br />
Lagoon, the Vistula Lagoon and the Curonian Lagoon which is explained by diminished<br />
river inflow to the former.<br />
3) The contents of Cr, Ni, Fe and Co in lagoonal sediments of Lake Sarbsko dated to<br />
6300–6150 years BP are distincltly higher than in the sediments from the period of intensed<br />
industrialization. On the other hand, the latter is clearly reflected in the sharp<br />
increase in the content of Cd and Pb in the top part of the sequence.<br />
4) E<strong>nr</strong>ichment in Pb and Cd in the uppermost section of the core, based on depth-age relation,<br />
started c.a. 1500 y. BP, which seems improbable, as in most lakes increased input<br />
of these elements is connected with enhanced anthropogenic pollution in the XIX–XXth<br />
centuries. The reason for this appreciable time lag might be mixing of sediments and<br />
postdepositional vertical migration of chemical elements.<br />
497
Bioakumulacja<br />
Prognozowanie stężenia pierwiastków śladowych w osadach<br />
dennych rzeki Narewka*<br />
WPROWADZENIE. Osady denne są integralną częścią środowiska wodnego. Pełnią ważną<br />
funkcję w obiegu biochemicznym pierwiastków, są miejscem depozycji i chemicznych przemian<br />
wielu związków dostających się do wód oraz stanowią środowisko życia organizmów wodnych<br />
[Xiangdong L. 2000; Bojakowska 2001]. Kumulując substancje dostające się do zbiornika,<br />
osady stanowią tym samym ważne źródło o stopniu antropopresji środowiska wodnego, a ich<br />
skład chemiczny jest istotnym wskaźnikiem sytuacji geochemicznej panującej w zlewni rzeki<br />
[Helios-Rybicka 1991; Calmano i in. 1994; Kabata Pendias, Pendias 1999; Tam, Wong 2000]<br />
W pracy podjęto próbę prognostyki zawartości pierwiastków śladowych w osadach dennych<br />
rzeki Narewka stosując sztuczne sieci neuronowe.<br />
METODY I MATERIAŁ<br />
Teren badań. Rzeka Narewka przepływa przez gminę Białowieża oraz gminę Narewka,<br />
od południowego zachodu graniczy z gminą Hajnówka, od zachodu z gminą Narew, a od<br />
północy z gminą Michałowo (rys. 1). Obszar ten charakteryzuje obecność dużych torfowisk<br />
i znaczny udział użytków zielonych, w tym położonych w samej dolinie Narewki. Duży udział<br />
powierzchniowy mają bory sosnowe na ubogich siedliskach piaszczystych. Podobnie ubogi<br />
charakter mają gleby terenów rolniczych. Rzeka Narewka prawie w całości przepływa przez<br />
Helios-Rybicka E. 1991. Akumulacja i mobilizacja metali ciężkich w osadach środowiska<br />
Puszczę Białowieską.<br />
wodnego:<br />
Powierzchnia<br />
osady datowane jako<br />
użytków<br />
wskaźnik<br />
rolnych<br />
chronologiczny.<br />
wynosi<br />
Mat.<br />
ok.<br />
Konf.:<br />
30%<br />
Geologiczne<br />
powierzchni<br />
aspekty<br />
zlewni Narewki,<br />
lasy natomiast ochrony środowiska. stanowią Kraków: ok. 70% 18−23. tej powierzchni. Wzdłuż brzegów Narewki roztaczają<br />
się łąki tworząc Lischeid, nieliczne G., przestrzenie 2001. Investigating otwarte short-term w puszczy. dynamics Grunty and long-term orne trends i użytki of SO zielone 4 in the w zlewni<br />
występują w podobnych runoff of a forested proporcjach catchment (51 using i 42%). artificial Długość neural networks. rzeki w J. granicach Hydrol. 243: Polski <strong>31</strong>−42. wynosi 39,5<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa,<br />
km, całkowita natomiast 364. − 61,1 km a jej średnia prędkość przepływu wynosi 0,5 m·s -1 . Spływ<br />
powierzchniowy Melesse, jest niewielki A.M., Hanley, i przeważa R.S., 2005. infiltracja Artificial wgłębna neural wód network opadowych. application Jest for multiecosystem<br />
infiltracyjnego carbon flux typu simulation. krążenia Ecol. wody, Model. związanego 189: 305−<strong>31</strong>4. z przepuszczalnymi utworami<br />
to zatem obszar<br />
dominacji<br />
Tam N.F.Y., Wong Y.S. 2000. Spatial variation of heavy metals in surface sediments of Hong<br />
piaszczysto-żwirowymi. Kong mangrove Zstępujący swamps, Environmental ruch wody Pollution, sprzyja 110 przemieszczaniu 195-205 roztworów glebowych<br />
i substancji mineralnych<br />
Xiangdong Li,<br />
w<br />
Zhenguo<br />
głąb profilu<br />
Shen, Onyx<br />
glebowego,<br />
W. H. Wal,<br />
dlatego<br />
Yok-Sheung<br />
są<br />
Li<br />
to<br />
2000.<br />
jednocześnie<br />
Chemical partitioning<br />
potencjalne<br />
of<br />
obszary<br />
ługowania heavy i bielicowania metal contaminants gleb. in Według sediments zebranych of the Pearl w River czasie Estuary. badań Chemical informacji Speciation ankietowych<br />
and<br />
poziom nawożenia Bioavailability na badanych 12 (1), 17−25. terenach wynosi obecnie ok. 35 kg N·ha -1 oraz 15 kg P·ha -1 .<br />
Rys. 1. Zlewnia rzeki Narewki z punktami poboru próbek osadów dennych<br />
Rys.1 Zlewnia rzeki Narewki z punktami poboru próbek osadów dennych<br />
* Dr inż. Elżbieta Skorbiłowicz, dr inż. Mirosław Skorbiłowicz − Politechnika Białostocka.<br />
498
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Pobór próbek. Przy doborze miejsc pobrania próbek powierzchniowych osadów<br />
dennych za główne kryterium przyjęto obecność ognisk zanieczyszczeń środowiska<br />
wodnego metalami ciężkimi. Wyznaczono cztery punkty badawcze (rys. 1), z których<br />
pobierano próbki osadów dennych w okresie od 2002 r. do 2007 r. Osad denny pobierano<br />
w strefie brzegowej, gdzie następuje osadzanie materiału zawieszonego [Bojakowska<br />
2001].<br />
Próbkę reprezentatywną osadu dla każdego punktu badawczego uzyskano przez<br />
wymieszanie kilkunastu próbek pierwotnych pobranych z różnych miejsc przybrzeżnych<br />
koryta rzek (do 10 cm miąższości) spod wody, w ilości nie mniejszej niż 0,5 kg. Przygotowanie<br />
próbek osadów dennych do oznaczeń kadmu (Cd), ołowiu (Pb), cynku (Zn),<br />
chromu (Cr), niklu (Ni) i kobaltu (Co) polegało na ich wysuszeniu do stanu powietrznie<br />
suchego i przesianiu przez sito polietylenowe o średnicy oczek 0,2 mm. Stężenie metali<br />
oznaczano metodą ASA. Pomiary przeprowadzono spektrometrem Varian Spectra<br />
AA100. Poprawność metodyki sprawdzano na podstawie analizy materiału referencyjnego<br />
NCSDC 73<strong>31</strong>2.<br />
DYSKUSJA. Zastosowanie tradycyjnych metod statystycznych może być nieefektywne<br />
w przestrzeni wielowymiarowej (duża liczba zmiennych i parametrów), zwłaszcza jeżeli<br />
mamy do czynienia z nieliniowością wielu różnych zależności. Z tego względu do tak złożonych<br />
analiz wielowymiarowych stosuje się technikę sztucznych sieci neuronowych. Model<br />
sieci neuronowej jest rodzajem modelu czarnej skrzynki, w którym nie jest znany algorytm<br />
działania, a jedynie zależność między wielkością prognozowaną a obserwowaną. W pracy<br />
podjęto próbę powiązania wybranych parametrów zlewniowych, hydrologicznych, źródeł<br />
zanieczyszczeń oraz czynników klimatycznych na obszarze, po którym przepływa rzeka<br />
Narewka, z zawartościami pierwiastków śladowych w jej osadach dennych [Clair i Herman<br />
1998; Lischeid 2001] .<br />
Ze względu na trudny charakter powiązania tych danych do ujęcia powyższych związków<br />
zastosowano system sztucznych sieci neuronowych. Propozycja takiego rozwiązania<br />
jest jedną z możliwych i dopuszczalnych postępowań przy modelowaniu tak uogólnionych<br />
relacji środowiskowych.<br />
Do budowy modelu zaproponowano trójwarstwową (z jedną warstwą ukrytą) strukturę<br />
sieci z wsteczną propagacją błędu (rys.2 ). Jest to tzw. perceptron wielowarstwowy [Melesse<br />
i Hanley 2005]. Do uczenia sieci wykorzystano wsteczną propagację błędu. Zaproponowana<br />
sieć jest jednym z najprostszych oraz częściej stosowanych systemów do rozwiązywania<br />
złożonych problemów, w tym również prognostycznych. Do analiz wykorzystano<br />
licencjonowaną wersję programu Statistica, w wersji 7.1.<br />
Przyjęto sztuczną sieć neuronową o następujących parametrach:<br />
• ogólnie 3 warstwy neuronów,<br />
• jedna warstwa ukryta,<br />
• 32 neurony w pierwszej warstwie wejściowej i 7 neuronów w warstwie wyjściowej.<br />
Charakterystykę wektorów wejścia i wyjścia przedstawiono w tabeli 1.<br />
Na rysunku 3 oraz w tabeli 2 przedstawiono wyniki prognozy zawartości metali ciężkich<br />
w osadach dennych rzeki Narewka. Tabela 2 zawiera współczynniki korelacji, które określają<br />
siłę zależności zmiennej aproksymowanej od obserwowanej, co daje pogląd o wartości<br />
otrzymanych prognoz.<br />
499
Bioakumulacja<br />
Tabela 1. Charakterystyka wektorów wejścia i wyjścia<br />
Wejście Jednostka Wyjście Jednostka<br />
Poziom nawożenia mineralnego (NPK)<br />
Poziom nawożenia (nawozy azotowe)<br />
Poziom nawożenia (nawozy fosforowe)<br />
[kg∙h -1 ]<br />
Poziom nawożenia (nawozy potasowe)<br />
Poziom nawożenia (nawozy wapniowe)<br />
Nakłady na ochronę środowiska<br />
[zł]<br />
Powierzchnia wysypisk odpadów<br />
Tereny nieleśne (rodzaje gleb)<br />
[ha]<br />
Tereny zalesione (rodzaje gleb)<br />
Średni roczny przepływ [m 3 ∙s -1 ]<br />
Spływ jednostkowy [dm 3 /s/km 2 ] [dm 3 ∙s -1 ∙km -2 ]<br />
Opady roczne<br />
[mm]<br />
Długość rzeki<br />
[km]<br />
Powierzchnia zlewni Narewki [km 2 ]<br />
Przepływ charakterystyczny Narewki [m 3 ∙s -1 ]<br />
Powierzchnia łąk i pastwisk<br />
Powierzchnia gruntów ornych<br />
[ha]<br />
Powierzchnia lasów i zakrzaczeń<br />
Powierzchnia nieużytków<br />
Gęstość zaludnienia [osób·km -2 ]<br />
Powierzchnia zmeliorowanych użytków zielonych<br />
[ha]<br />
Zawartość kadmu w glebach<br />
Zawartość chromu w glebach<br />
Zawartość miedzi w glebach<br />
Zawartość niklu w glebach<br />
[mg∙kg -1 ]<br />
Zawartość ołowiu w glebach<br />
Zawartość cynku w glebach<br />
Zawartość żelaza w osadach dennych<br />
Zawartość manganu w osadach dennych<br />
Odczyn osadów dennych (H 2<br />
O)<br />
[pH]<br />
Zawartość substancji organicznej [%]<br />
zawartość<br />
kadmu<br />
ołowiu<br />
cynku<br />
chromu<br />
niklu<br />
miedzi<br />
kobaltu<br />
w osadach<br />
dennych<br />
Narewki<br />
[mg∙kg -1 ]<br />
Tabela 2. Wartości współczynników korelacji dla współzależności wielkości aproksymowanych<br />
i obserwowanych<br />
Parametr Kadm Ołów Cynk Chrom Nikiel Miedź Kobalt<br />
Współczynnik korelacji 0,54 0,29 0,44 0,46 0,12 0,45 0,36<br />
WNIOSKI. Na podstawie uzyskanych wyników badań sformułowano następujące<br />
wnioski:<br />
1. Badania z zastosowaniem techniki sztucznych sieci neuronowych wykazały możliwość<br />
prognozy zawartości metali ciężkich w osadach dennych rzeki z jednoczesnym<br />
uwzględnieniem wielu parametrów.<br />
2. Zastosowana technika pozwala tworzyć scenariusze symulacyjne polegające na zmianach<br />
wartości parametrów wejściowych (ogół zmiennych charakteryzujących zlewnię Narewki).<br />
500
Na rysunku oraz w tabeli 2 przedstawiono wyniki prognozy zawartości metali ciężkich<br />
w osadach dennych rzeki Narewka. Tabela 2 zawiera współczynniki korelacji, które określają<br />
siłę zależności zmiennej aproksymowanej od obserwowanej, co daje pogląd o wartości<br />
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
otrzymanych prognoz.<br />
Tabela.2 Wartości współczynników korelacji dla współzależności wielkości<br />
aproksymowanych i obserwowanych<br />
3. Najbardziej istotne prognozy zawartości metali ciężkich w badanych osadach otrzymano<br />
w odniesieniu do kadmu, cynku, chromu i miedzi.<br />
Parametr Kadm Ołów Cynk Chrom Nikiel Miedź Kobalt<br />
4. Zastosowana technika ze względu na jej ciągłe doskonalenie prawdopodobnie umożliwi<br />
w przyszłości bardziej trafne prognozy z zastosowaniem tych samych bieżących baz<br />
Współczynnik korelacji 0,54 0,29 0,44 0,46 0,12 0,45 0,36<br />
danych.<br />
typ sieci: typ sieci: MLP 15:15-19-7:7,<br />
jakość uczenia jakość = uczenia=0,49 0,49, jakość , walidacji=1,<strong>31</strong>, = 1,<strong>31</strong>, jakość testu jakość = 3,65 testu = 3,65<br />
s.. 3. Współzależności wielkości aproksymowanych i obserwowanych<br />
Rys. 2. Parametry i struktura zastosowanej sieci neuronowej<br />
Cd, Przewidywane<br />
Cd, wane<br />
Cr, Przewidywane<br />
Cr, Prz e widy wane<br />
4,0<br />
3,5<br />
3,0<br />
2,5<br />
2,0<br />
1,5<br />
1,0<br />
0,5<br />
0,0<br />
-0,5<br />
-1,0<br />
-1,5<br />
-2,0<br />
-2,5<br />
-0,4<br />
30<br />
28<br />
26<br />
24<br />
22<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-2<br />
-4<br />
-6<br />
-8<br />
-0,2<br />
0,0<br />
0,2<br />
0,4<br />
0,6<br />
0,8<br />
23<br />
46<br />
22<br />
Rys. 2 Parametry i struktura zastosowanej sieci neuronowej 44<br />
Pb, Przewidywane<br />
Pb, Prz ewidy wane<br />
21<br />
20<br />
19<br />
18<br />
17<br />
16<br />
1<br />
14<br />
13<br />
12<br />
11<br />
10<br />
9<br />
8<br />
7<br />
6<br />
<br />
4<br />
3<br />
14<br />
1,2 1,6 2,0 2,4 2,8 3,2 3 ,6<br />
4 6 7 8 9 10 11 12 13 14 1 16 17 18 19 20 2 1 22 23<br />
10 1 20 2 30 3 40 4 0 60 6<br />
1,0 1,4 1,8 2,2 2,6 3,0 3,4<br />
Pb, Zn, Cd, Cd Obserwowane , Pb, Obserwowane Zn, Obserwowane<br />
Cr, Obserwowane Cr, wz. . Cr, Cr, Prz Przewidywane wane (1 ) (1)<br />
-2 0 2 4 6 8 10 12 14 16 1 8 20 2 2 24 26 28 30 32 34<br />
Cr, Obserwowane Cr, Ni, Ni, Obserwowane<br />
Cu, Cu, Obserwowane<br />
Co, Przewidywane<br />
16<br />
1<br />
14<br />
13<br />
12<br />
11<br />
10<br />
9<br />
8<br />
7<br />
6<br />
<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
-1<br />
Ni, Ni Przewidywane<br />
, wane<br />
24<br />
22<br />
20<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-2<br />
0 1 2 3 4 6 7 8 9 10 11 12 13 1 4 1 16 1 7 18 19 20<br />
Rys. 3. Współzależności wielkości aproksymowanych i obserwowanych<br />
Zn, Przewidywane<br />
Zn , Prz ewidy wane<br />
Cu, Przewidywane<br />
Cu, Prz ewidy wane<br />
42<br />
40<br />
38<br />
36<br />
34<br />
32<br />
30<br />
28<br />
26<br />
24<br />
22<br />
20<br />
18<br />
16<br />
5,5<br />
5,0<br />
4,5<br />
4,0<br />
3,5<br />
3,0<br />
2,5<br />
2,0<br />
1,5<br />
1,0<br />
0,5<br />
0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5<br />
0 1 2 3 4 6 7 8 9 10 11 12 13 14 1<br />
Co, Obserwowane<br />
model<br />
1<br />
WNIOSKI. Sformułowano następujące wnioski:<br />
1. Badania z zastosowaniem techniki sztucznych sieci neuronowych wyka<br />
501
Bioakumulacja<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Bojakowska I. 2001. Kryteria oceny zanieczyszczenia osadów wodnych. Prz. Geol. Vol. 49 <strong>nr</strong> 3:<br />
213−218.<br />
Calmano W., Hong J., Förster U. 1994. Binding and mobilization of heavy metals in contaminated<br />
sediments affected by pH and redox potential. Wat. Sci. Tech. 28: 223−235.<br />
Clair, T., Ehraman, J.M. 1998. Using neural networks to assess the influence of changing seasonal<br />
climates in modifying discharge, dissolved organic carbon, and nitrogen export in eastern<br />
Canadian rivers. Water Resour. Res 34 (3): 447−455.<br />
Helios-Rybicka E. 1991. Akumulacja i mobilizacja metali ciężkich w osadach środowiska wodnego:<br />
osady datowane jako wskaźnik chronologiczny. Mat. Konf.: Geologiczne aspekty ochrony<br />
środowiska. Kraków: 18−23.<br />
Lischeid, G., 2001. Investigating short-term dynamics and long-term trends of SO 4<br />
in the runoff of<br />
a forested catchment using artificial neural networks. J. Hydrol. 243: <strong>31</strong>−42.<br />
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa,<br />
364.<br />
Melesse, A.M., Hanley, R.S., 2005. Artificial neural network application for multi-ecosystem carbon<br />
flux simulation. Ecol. Model. 189: 305−<strong>31</strong>4.<br />
Tam N.F.Y., Wong Y.S. 2000. Spatial variation of heavy metals in surface sediments of Hong<br />
Kong mangrove swamps, Environmental Pollution, 110: 195–205.<br />
Xiangdong Li, Zhenguo Shen, Onyx W. H. Wal, Yok-Sheung Li 2000. Chemical partitioning of heavy<br />
metal contaminants in sediments of the Pearl River Estuary. Chemical Speciation and<br />
Bioavailability 12 (1): 17−25.<br />
The prognosis of content trace elements in sediments Narewka<br />
river<br />
In study with using artifictial neuron network we try to prognose the content of trace element<br />
in sediments from Narewka river. Quantity of investigated points was four and the time<br />
of investigations was from 2002 to 2007 year. Content of metals: Cd, Pb, Zn, Cr, Ni and Co<br />
was marked by ASA method. Investigations with using and many parameters showed the<br />
possibility prognosing the content of heavy metals in sediments from that river. The most essential<br />
prognoses were those wich included cadmium, zinc, chromium and copper.<br />
502
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
METALE CIĘŻKIE W OSADACH DENNYCH ZBIORNIKA ZAPOROWEGO<br />
JEZIORO TURAWSKIE*<br />
WPROWADZENIE. Podstawową rolą zbiorników zaporowych jest zapobieganie powodziom,<br />
regulacja stanu wody w rzekach w celu zapewnienia ich żeglowności oraz w szczególnych<br />
sytuacjach zaopatrzenie w wodę pitną ludności. Ponadto zbiorniki te mogą być wykorzystywane<br />
do celów turystycznych – wędkowania czy też uprawiania sportów wodnych<br />
– oraz pełnić niezwykle ważną rolę ostoi ptactwa wodnego. Woda dostająca się wraz z dopływami<br />
do zbiornika wodnego niesie ze sobą duże ilości zawiesiny zarówno organicznej,<br />
jak i pochodzenia mineralnego. Wraz ze zmniejszeniem się prędkości przepływu zawiesiny<br />
te sedymentują na dno zbiornika powodując wzbogacanie osadów dennych w zaadsorbowane<br />
na swojej powierzchni jony oraz związki. Migrujące w ten sposób metale ciężkie mogą<br />
jednak stanowić istotne zagrożenie dla ekosystemów zbiornika zaporowego, przemieszczając<br />
się przez kolejne ogniwa łańcucha pokarmowego.<br />
Celem niniejszej pracy było rozpoznanie obciążenia metalami ciężkimi wierzchniej warstwy<br />
osadów dennych zbiornika zaporowego Turawa.<br />
OBSZAR I METODY BADAŃ. Obiektem badań był zbiornik zaporowy Jezioro Turawskie<br />
o pow. 22 km 2 , znajdujący się w woj. opolskim na rzece Mała Panew, której zlewnia<br />
stanowi część zlewni rzeki Odry. W latach powojennych jaz klapowy oddzielający zbiornik<br />
wstępny z powodów technicznych nie został uruchomiony, na skutek czego niecka główna<br />
zaczęła ulegać szybkiemu wypłyceniu nanoszonymi przez rzekę osadami. W miejscowości<br />
Ozimek znaczne obszary zajmują hałdy powstałe na skutek działalności huty „Małapanew”,<br />
których materiał deponowany był na kilkusetmetrowym odcinku wzdłuż biegu Małejpanwi.<br />
Materiał deponowany na hałdach może stanowić istotne źródło metali ciężkich wnoszonych<br />
do badanego zbiornika. Próby osadów dennych były pobierane chwytakiem dna Ekmana-<br />
Birge’a oraz sondą Nurek ze szklanym zgłębnikiem. W przypadku obu chwytaków do analizy<br />
pobierano wierzchnią, ok. 10-centymetrową warstwę osadu.<br />
Punkty pomiarowe rozmieszczono równomiernie na całym terenie głównej niecki zbiornika<br />
zaporowego. Pobrane próby suszono w temperaturze pokojowej, a następnie mielono<br />
w agatowym młynie kulowym. Próby suszono do stałej masy w 105°C, a następnie mineralizowano<br />
mikrofalowo w piecu MARS-X na mokro, w wodzie królewskiej. Mineralizaty analizowano<br />
metodą ASA.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Oceniając zawartość substancji organicznych, można badane<br />
osady występujące w zbiorniku podzielić na 3 odrębne typy:<br />
• typ I, piaszczysty, reprezentują próby pobrane w strefach przybrzeżnych, w których zawartość<br />
substancji organicznych była mała i wynosiła od 0,23 do 3,3%; substancje mineralne<br />
były zdominowane przez piaski;<br />
• typ II reprezentują osady sapropelowe spotykane w środkowej oraz zachodniej części<br />
czaszy; zawartość substancji organicznych w tych próbach wynosiła od 7,0 do 23,2%;<br />
• typ III to pokryte cienką warstwą sapropelu pokłady torfu niskiego o wysokiej zawartości<br />
substancji organicznych, od 59,0 do 89,9%; typ ten występował głównie przy południowym<br />
brzegu zbiornika.<br />
Zawartość metali w poszczególnych typach osadów jest znacznie zróżnicowania. Obliczone<br />
wartości średnie dla wszystkich analizowanych prób są wysokie (tab.2), zwłaszcza w przypadku<br />
* Dr inż. Tomasz Ciesielczuk, dr. Grzegorz Kusza – Uniwersytet Opolski.<br />
503
Bioakumulacja<br />
kadmu, przekraczają bowiem 12 razy ustaloną wartość PEL. Najwyższe ilości metali zanotowano<br />
w próbach pochodzących ze środkowej części czaszy (sapropel). Zanotowano szczególnie<br />
wysokie stężenia kadmu (lokalnie ponad 100 mg·kg -1 ), ołowiu (400–500 mg·kg -1 ) oraz niklu (ponad<br />
50 mg·kg -1 ). Cynk – metal występujący powszechnie w środowisku – zanotowano w ilościach<br />
około 10–12 razy wyższych niż pozostałe metale. Graniczne wartości PEL (tab.1) w tych<br />
osadach były przekroczone dla cynku 8 razy, dla kadmu 30 razy oraz 5 razy dla ołowiu. Próbki<br />
o wysokiej zawartości materii organicznej (torf) charakteryzowała średnia zawartość metali<br />
– nie zanotowano oczekiwanej wysokiej zawartości metali w tych próbach. Torfy które wykazują<br />
znaczne właściwości sorpcyjne [Kyzioł 2002] w tym wypadku są izolowane od wody cienką<br />
warstwą sapropelu, co ogranicza sorpcję bezpośrednią. Stosunkowo niskie stężenia notowano<br />
w próbach zawierających większy udział części mineralnych – głównie różnych frakcji piasku.<br />
Tabela 1. Porównawcze zestawienie średnich wartości stężeń metali [mg·kg -1 ] w osadach dennych<br />
zbiornika zaporowego Turawa oraz innych akwenów *[8], **[1], *** [7], **** [3], ***** [4]<br />
Miejsce poboru osadów Cd Cu Ni Pb Zn Mn<br />
Zbiornik Turawa (średnia ± SE) 44,1±11 65,1±20 22,5±5,5 182,7±52 1128±216 –<br />
Brzózki* 0,12 12,9 17,2 18,0 122,7 –<br />
Zbiornik Mściwojów* 3,<strong>31</strong> 21,0 19,9 21,86 49 403<br />
Zbiornik Goczałkowice** 50,1 27,7 32 78,8 173 852<br />
Jeziora RZGW** Wrocław (n=11) 1,7 48 11 66 119 –<br />
Jeziora Wielkopolskiego Parku<br />
Narodowego (WPN)*** (n=11)<br />
4,5 15,2 17,1 52,3 86,2 538<br />
Jeziora Suwalskiego Parku<br />
Krajobrazowego**** (n=16)<br />
1,06 12,5 – 27,4 78,8 –<br />
Zawartość geochemiczna wg<br />
Świderska-Bróż<br />
0,3 45 68 20 95 850<br />
(za Chwojnicka (1993)*****<br />
TEL<br />
Klasyfikacja CCME<br />
PEL<br />
0,6<br />
3,5<br />
35,7<br />
197<br />
–<br />
–<br />
35<br />
91,3<br />
123<br />
<strong>31</strong>5<br />
–<br />
–<br />
* Wiatkowski (2005), ** Bojakowska i in. (2000), *** Sobczyński i Siepak (2001), **** Dobicki (2004),<br />
***** Chwojnicka (1993).<br />
Wysoka zawartość metali w próbach sapropelowych jest związana ze zjawiskiem kumulacji<br />
metali przez organizmy żywe (roślinne i zwierzęce), które po obumarciu tworzą<br />
osad sapropelowy, a także z sorpcją metali wymywanych na terenie zlewni na powierzchni<br />
cząstek organicznych wchodzących w skład osadu. W ostatnim dziesięcioleciu w zbiorniku<br />
turawskim obserwuje się silne i długotrwałe zakwity sinicowe stanowiące źródło materii<br />
organicznej sedymentującej na dno zbiornika. Istotnym źródłem metali ciężkich jest huta<br />
w Ozimku której hałdy poprodukcyjne zalegają na znacznym obszarze, dochodząc do samego<br />
brzegu rzeki Mała Panew zasilającej zbiornik turawski. Dodatkowymi choć mniej istotnymi<br />
źródłami metali dostających się do zbiornika są odpady trafiające do czaszy ze względu<br />
na ruch turystyczny, ścieki bytowe trafiające pośrednio, a czasem bezpośrednio do wód<br />
zbiornika oraz odcieki z pól gromadzone w zbiorniku na wysokości wsi Szczedrzyk, a następnie<br />
przepompowywane przez obwałowanie do niecki.<br />
Zanotowane ilości metali w osadach są większe niż spotykane w innych zbiornikach<br />
zaporowych, m.in. na terenie województwa opolskiego i dolnośląskiego (tab.1) oraz mazowieckiego<br />
[Wojtkowska i in. 2005] co potwierdza ścisłą zależność jakości osadów od prowadzonej<br />
przez człowieka gospodarki w zlewni [Plechoński 2004].<br />
504
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 2. Wartości stężeń metali [mg·kg -1 ] w osadach dennych z terenu Zbiornika Zaporowego Turawa<br />
Stanowisko Cu Cd Ni Pb Cr Zn<br />
T1 4,25 13,47 3,15 17,87 3,62 655<br />
T2 0,88 1,62 0,51 3,10 1,81 223<br />
T3 137 90,0 46,85 368 70,3 1870<br />
T4 156 92,8 49,43 432 71,83 2190<br />
T5 137 81,9 43,79 386 60,93 137<br />
T6 17,1 29,8 5,96 79,5 9,46 17,1<br />
T7 9,62 11,00 13,37 76,33 29,39 120<br />
T8 11,12 4,57 10,21 52,37 15,95 1360<br />
T9 3,73 3,97 4,43 12,88 5,97 645<br />
T10 189 107 59,19 515 83,16 2520<br />
T11 161 102 50,95 422 66,02 2230<br />
T13 197 102 48,84 514 66,11 2260<br />
R1 3,2 0,68 7,03 2,6 22,6 1335<br />
R2 4,53
Bioakumulacja<br />
Kyzioł J. 2002. Sorpcja i siła wiązania wybranych jonów metali ciężkich z substancją organiczną<br />
(na przykładzie torfów). Monografie IPIŚ PAN Zabrze.<br />
Polechoński R. 2004. Ołów w ekosystemie jeziora Sława – przemieszczanie kumulacja oraz próba<br />
bilansu w dziesięcioleciu 1993–2003. Zesz. Nauk. AR Wroc., 497 CCXXIII.<br />
Sobczyński T. i Siepak J. 2001. Badanie kumulacji związków biogenicznych i specjacji metali<br />
w osadach dennych jezior Wielkopolskiego Parku Narodowego. Zesz. Nauk. PKos., 265–<br />
290.<br />
Wiatkowski M., Ciesielczuk T. i Kusza G. 2005. Zawartość niektórych metali ciężkich w osadach<br />
dennych wybranych zbiorników retencyjnych. Proceed. ECOpole ‘05: 473–478.<br />
Wojtkowska M., Niesiobędzka K. i Krajewska E. 2005. Metale ciężkie w wodzie i osadach dennych<br />
Jeziora Czerniakowskiego, Obieg Pierw. w Przyr. III Warszawa: 194–197.<br />
HEAVY METALS IN BOTTOM SEDIMENTS OF TURAWA DAM RESERVOIR<br />
The role of dam reservoir is anti-flood function, regulation of river stage for navigability<br />
ensure or drinking water supply. Moreover, it could be used for water sports and very important<br />
function - to serve as bird sanctuary. However inflowing waterstream is comming with<br />
much of mineral and organic matter which sink to the bottom and remain in the reservoir<br />
bowl. In the effect the level of e<strong>nr</strong>ichment of reservoir environment by ions and compounds<br />
adsorbed on inflowing matter i.e. heavy metals is high. Moreover these elements could originate<br />
from sewage discharged directly or indirectly to the reservoir. In this work heavy metal<br />
(Zn, Cu, Cr, Ni, Pb and Cd) concentrations in surface layer of bottom sediments of Turawa<br />
Dam Reservoir were analyzed. This reservoir is located in opolskie province on Mała Panew<br />
River. Due to different character of sediments, high fluctuations of heavy metals were observed.<br />
Relative high levels of cadmium (max. 107 mg·kg -1 d.w.) and lead (max. 515 mg·kg -1<br />
d.w.) were noted. These concentrations show high loading of surface layer of sediments<br />
what could be a risk for benthos organisms.<br />
506
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
fORMY GEOCHEMICZNE wybranych METALI W osadACH dennych<br />
NA PRZYKŁADZIE EUTROFICZNEGO jeziora Ińsko Małe*<br />
WPROWADZENIE. Włączenie metali ciężkich do łańcucha pokarmowego może stanowić<br />
zagrożenie dla funkcjonowania ekosystemu jeziornego oraz ludzi pozyskujących stamtąd<br />
ryby w celach konsumpcyjnych [Rzewuska 1979; Strutyński 1995].<br />
W wyniku złożonych fizycznych, chemicznych i biologicznych procesów, największa<br />
część metali wprowadzonych do środowiska trafia do osadów. Mobilność oraz biodostępność<br />
metali w znaczący sposób zależy od formy ich wiązania z osadem.<br />
Znajomość właściwości chemicznych poszczególnych frakcji pozwala przewidzieć zachowanie<br />
się metali w osadzie przy zmianie warunków zewnętrznych, ułatwia oszacowanie<br />
potencjalnej toksyczności osadu, a także umożliwia określenie stopnia jego zanieczyszczenia<br />
[Miller i in. 1992]. Zastosowanie metod analizy sekwencyjnej metali w osadach dennych<br />
może dać pełniejszy obraz zagrożeń wynikających z ich obecności w ekosystemie wodnym.<br />
Informacje te mogą zostać wykorzystane do oceny biodostępności metali [Ure i in. 1993;<br />
Maiz i in. 1997].<br />
W niniejszej pracy przedstawiono udział procentowy metali ciężkich w sześciu frakcjach<br />
geochemicznych osadów dennych jeziora Ińsko Małe.<br />
Wyniki MATERIAŁ przeprowadzonych I METODY. Osady analiz denne pozwalają pobrano na określenie jesienią 2003 stopnia roku z mobilności pięciu stanowisk metali zawartych<br />
Ińsko w Małe osadach (M1-M5), dennych przy jeziora pomocy Ińsko czerpacza Małe, a tym van samym Veena mogą (rys. stanowić 1). Stanowiska dodatkowe M2 kry-<br />
i M5<br />
jeziora<br />
terium oceny ich jakości, bez konieczności wykonywania kosztownych analiz chemicznych.<br />
występowały na głębokości przekraczającej 6 metrów, natomiast pozostałe w strefie litoralu.<br />
Pobrane Materiał osady i różniły Metody. się zawartością Osady denne materii pobrano organicznej, jesienią przy 2003 czym r. z pięciu istotnie stanowisk wyższy jeziora<br />
Ińsko Małe (M1–M5), za pomocą czerpacza van Veena (rys. 1). Stanowiska M2 i M5 wy-<br />
jej udział<br />
stwierdzono na stanowiskach M1 i M2. Próby transportowano w przenośnej lodówce do<br />
stępowały na głębokości przekraczającej 6 m, natomiast pozostałe strefie litoralu. Pobrane<br />
laboratorium, osady różniły następnie się zawartością zamrażano materii i poddawano organicznej, liofilizacji przy czym w aparacie istotnie wyższy Heto LyoLab jej udział 3000.<br />
stwierdzono na stanowiskach M1 i M2. Próby transportowano w przenośnej lodówce do<br />
Liofilizowany osad rozcierano w moździerzu agatowym i przesiewano przez sito nylonowe o<br />
laboratorium, następnie zamrażano i poddawano liofilizacji w aparacie Heto LyoLab 3000.<br />
Liofilizowany rozmiarach oczek osad 0,35 rozcierano mm. w moździerzu agatowym i przesiewano przez sito nylonowe<br />
o rozmiarach oczek 0,35 mm.<br />
Isko<br />
M3<br />
M4<br />
M5<br />
M1<br />
M2<br />
jezioro Isko Mae<br />
jezioro Ińsko Duże<br />
Rys. 1. Lokalizacja stanowisk pomiarowych na jeziorze Ińsko Małe (M1–M5).<br />
Rys. 1. Lokalizacja stanowisk pomiarowych na jeziorze Ińsko Małe (M1-M5).<br />
* Dr inż. Monika Rajkowska, mgr Kamila Pokorska, lek. wet. Magdalena Lidwin-Kaźmierkiewicz –<br />
– Wydział Nauk o Żywności i Rybactwa, Katedra Toksykologii, Akademia Rolnicza w Szczecinie.<br />
Oznaczono ogólną zawartość metali, po mineralizacji stężonym kwasem azotowym. W celu<br />
wyodrębnienia poszczególnych form geochemicznych badanych metali, wykonano 507<br />
sześciostopniową ekstrakcję sekwencyjną, według zmodyfikowanej pięciostopniowej metody<br />
Tessiera i in. [Calmano i Förstner 1982].
Bioakumulacja<br />
Oznaczono ogólną zawartość metali po mineralizacji stężonym kwasem azotowym.<br />
W celu wyodrębnienia poszczególnych form geochemicznych badanych metali, wykonano<br />
sześciostopniową ekstrakcję sekwencyjną, według zmodyfikowanej pięciostopniowej metody<br />
Tessiera i in. [Calmano, Förstner 1982].<br />
Zawartość glinu, żelaza, manganu, cynku i miedzi oznaczono metodą emisyjnej spektrometrii<br />
atomowej w plazmie indukcyjnie sprzężonej (ICP-AES) w aparacie Jobin Yvon JY-<br />
24. Zawartość kadmu i ołowiu oznaczono metodą bezpłomieniowej absorpcyjnej spektrometrii<br />
atomowej z elektrotermiczną atomizacją w kuwecie grafitowej (GF-AAS) w aparacie<br />
Perkin Elmer ZL 4110.<br />
Uzyskane wyniki poddano analizie statystycznej (p ≤ 0,05) z zastosowaniem Testu<br />
Duncana, w celu wyznaczenia istotności różnic. W celu określenia dokładności metody stosowano<br />
materiał referencyjny MESS-2. Otrzymane wyniki mieściły się w granicach ±15%<br />
wartości certyfikowanej.<br />
Omówienie wyników. Stwierdzono znaczne zróżnicowanie składu osadów w różnych<br />
częściach jeziora, co miało istotne znaczenie w całkowitej zawartości badanych metali<br />
(tab. 1). Wyższe wartości wykazano dla osadów charakteryzujących się znacznym udziałem<br />
materii organicznej, pochodzących ze stanowisk położonych w głębszych partiach jeziora<br />
(M2 i M5). Jest to zgodne z badaniami Dobickiego i in. [2001], według których udział związków<br />
mineralnych zmniejsza się wraz z głębokością jeziora. Ponadto, dodatnią korelację zawartości<br />
metali w osadach z udziałem w nich materii organicznej zaobserwowali wcześniej<br />
Protasowicki i Niedźwiecki [1993]. Ołów w badanych osadach występował głównie we frakcjach<br />
łatwo i średnio redukowalnych (III i IV), związanych z tlenkami żelaza i manganu. Podobne<br />
rezultaty uzyskała Szarek-Gwiazda [1999], analizując osady zbiornika Dobczyckiego.<br />
Ołów wykazywał również znaczny udział (3,5−19,3 %) we frakcji wymiennej (I) (rys. 2).<br />
Tabela 1. Zawartość całkowita metali [mg·kg -1 s.m.] w osadach dennych z wybranych stanowisk<br />
jeziora Ińsko Małe<br />
Stanowisko Pb Cd Zn Fe Mn Cu Al<br />
M1 0,9 0,06 8 1472 23 1,4 806<br />
M2 52,4 1,16 198 12 173 337 13,7 10 048<br />
M3 6,5 0,17 28 1271 40 1,1 1206<br />
M4 5,6 0,14 26 3773 99 3,6 2661<br />
M5 37,3 0,97 123 10 2<strong>31</strong> 254 6,7 7274<br />
Spośród oznaczonych metali mangan charakteryzował się najwyższą potencjalną biodostępnością<br />
− jego udział we frakcji wymiennej sięgał nawet 49%. Ponadto metal ten w znacznych ilościach<br />
występował również w pozostałych frakcjach (tab. 2), wrażliwych na zmiany warunków, tj.:<br />
pH i potencjał redox. Zawartość całkowita kadmu w osadach jeziora Ińsko Małe była bardzo niska.<br />
Metal ten związany był głównie we frakcji łatwo redukowalnej, przy czym nie stwierdzono jego<br />
obecności we frakcji trwale związanej w sieci krystalicznej minerałów (tab. 2). Może to świadczyć<br />
o antropogenicznym pochodzeniu tego metalu. Niski udział kadmu we frakcji rezydualnej obserwowali<br />
również Tack i in. [1996] w osadach estuarium Skalda w Belgii. Najniższą potencjalną biodostępność<br />
w osadach wykazywał glin, który występował w znacznej części we frakcji rezydualnej (do<br />
68%), co może mieć związek z budową skały macierzystej tego jeziora (rys. 2). Pozostałe metale<br />
związane były głównie z frakcjami: łatwo i średnio redukowalną, które łatwo ulegają immobilizacji<br />
z osadów, przy zmianie warunków fizykochemicznych. W jeziorach eutroficznych, do których należy<br />
Ińsko Małe, mogą sprzyjać temu często powstające deficyty tlenu w warstwach przydennych.<br />
508
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
40%<br />
40%<br />
20%<br />
20%<br />
pb<br />
0%<br />
m1 m2 m3 m4 m<br />
Cd<br />
0%<br />
m1 m2 m3 m4 m<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
40%<br />
40%<br />
20%<br />
20%<br />
Zn<br />
0%<br />
m1 m2 m3 m4 m<br />
Fe<br />
0%<br />
m1 m2 m3 m4 m<br />
Mn<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
40%<br />
20%<br />
0%<br />
m1 m2 m3 m4 m<br />
Cu<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
40%<br />
20%<br />
0%<br />
m1 m2 m3 m4 m<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
40%<br />
20%<br />
0%<br />
al<br />
m1 m2 m3 m4 m<br />
fRAKCJA:<br />
I - wymienna<br />
II - węglanowa<br />
III - łatwo-redukowalna<br />
1%<br />
0%<br />
IV - średnio-redukowalna<br />
V - siarczkowo-organiczna<br />
VI - rezydualna<br />
Rys. 2. 2. Udział procentowy metali [%] [%] w w poszczególnych frakcjach geochemicznych w osadach<br />
dennych dennych z wybranych z wybranych stanowisk stanowisk jeziora Ińsko jeziora MałeIńsko Małe<br />
Spośród oznaczonych metali mangan charakteryzował się najwyższą potencjalną biodostępnością<br />
Wnioski. Przeprowadzone badania i analiza uzyskanych wyników pozwoliły na sformułowanie<br />
następujących wniosków:<br />
− jego udział we frakcji wymiennej sięgał nawet 49%. Ponadto metal ten w znacznych ilościach<br />
1. występował Całkowita również zawartość w pozostałych metali wykazywała frakcjach (tab. znaczne 2), wrażliwych zróżnicowanie na zmiany w zależności warunków od udziału<br />
materii<br />
tj.: pH<br />
i potencjał redox.<br />
organicznej<br />
Zawartość<br />
w<br />
całkowita<br />
osadach<br />
kadmu<br />
(największe<br />
w osadach<br />
zawartości<br />
jeziora<br />
metali<br />
Ińsko Małe<br />
stwierdzono<br />
była bardzo<br />
na stanowiskach<br />
głębszych − M2 i M5).<br />
niska.<br />
2. Metal Wyniki ten związany ekstrakcji był sekwencyjnej głównie frakcji wskazują, łatworedukowalnej, że w badanych przy osadach: czym nie stwierdzono jego<br />
obecności ● mangan we frakcji występował trwale związanej głównie w we sieci frakcji krystalicznej wymiennej minerałów (I), co wskazuje (tab. 2). Może na jego to świadczyć znaczną<br />
biodostępność;<br />
o antropogenicznym<br />
● największe ilości<br />
pochodzeniu<br />
ołowiu, cynku<br />
tego<br />
i<br />
metalu.<br />
kadmu były<br />
Niski<br />
związane<br />
udział kadmu<br />
z tlenkami<br />
we<br />
żelaza<br />
frakcji<br />
i<br />
rezydualnej<br />
manganu<br />
obserwowali (III); również Tack i in. [1996] w osadach estuarium Skalda w Belgii. Najniższą potencjalną<br />
● żelazo i miedź charakteryzowały się niską biodostępnością;<br />
biodostępność w osadach wykazywał glin, który występował w znacznej części we frakcji<br />
● znaczny udział glinu stanowiła frakcja rezydualna (VI).<br />
rezydualnej (do 68%), co może mieć związek z budową skały macierzystej tego jeziora (rys. 2).<br />
Pozostałe metale związane były głównie z frakcjami: łatwo- i średnio-redukowalną, które łatwo<br />
ulegają immobilizacji z osadów, przy zmianie warunków fizyko-chemicznych. W jeziorach<br />
509
Bioakumulacja<br />
Tabela 2. Zawartość metali [mg·kg -1 s.m.] w poszczególnych frakcjach geochemicznych w osadach<br />
dennych z wybranych stanowisk jeziora Ińsko Małe<br />
M 1 M 2 M 3 M 4 M 5<br />
*Frakcja<br />
*Frakcja<br />
M 1 M 2 M 3 M 4 M 5<br />
Pb I 0,16 6,00 0,23 0,54 2,27 Mn I 14,65 195,14 22,69 20,15 126,56<br />
II 0,07 0,61 0,83 0,03 0,28 II 3,82 55,16 4,95 40,38 35,16<br />
III 1,17 24,66 2,76 2,07 27,78 III 5,88 59,28 3,66 16,80 36,80<br />
IV 0,93 53,98 4,30 1,65 32,13 IV 3,70 52,21 1,79 15,73 38,63<br />
V 0,14 0,71 0,13 0,27 0,26 V 0,25 6,56 0,58 0,53 5,00<br />
VI 0,22 1,62 0,18 0,26 0,67 VI 6,98 32,12 12,44 21,61 25,07<br />
Cd I 0,00 0,01 0,01 0,02 0,01 Cu I 0,01 0,28 0,03 0,16 0,23<br />
II 0,01 0,02 0,01 0,07 0,02 II 0,05 0,29 0,05 0,93 0,<strong>31</strong><br />
III 0,01 1,59 0,08 0,01 0,89 III 0,16 0,12 0,05 0,79 0,37<br />
IV 0,01 0,02 0,02 0,00 0,09 IV 0,75 11,15 0,72 0,63 4,02<br />
V 0,05 0,04 0,04 0,01 0,02 V 0,79 0,95 0,76 1,05 0,71<br />
VI 0,00 0,01 0,00 0,00 0,00 VI 0,20 2,64 0,29 0,89 1,67<br />
Zn I 0,37 0,67 0,43 0,14 0,59 Al I 5,20 16,20 6,80 17,60 13,20<br />
II 1,55 21,68 6,76 1,79 20,35 II 14,40 46,20 7,50 49,40 50,00<br />
III 1,59 114,07 23,89 4,47 69,81 III 94,20 1088,10 211,40 278,10 1141,20<br />
IV 2,55 82,17 6,65 12,81 56,88 IV 106,70 2418,80 140,50 521,40 1759,50<br />
V 0,98 1,69 4,21 2,07 2,87 V 0,40 0,60 0,80 0,10 0,10<br />
VI 0,95 24,37 1,82 7,74 15,94 VI 450,50 7105,60 742,20 1823,80 4544,20<br />
Fe I 0,61 5,00 0,90 0,38 4,22<br />
II 45,<strong>31</strong> 73,65 1,02 34,22 88,29<br />
III 377,14 3232,95 242,92 423,40 2710,83<br />
IV 635,00 6447,10 301,90 2362,00 4872,70<br />
V 0,52 12,25 0,54 0,27 0,41<br />
VI 447,90 5344,50 728,20 2078,50 3717,20<br />
* Frakcja geochemiczna metalu (I–VI).<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Calmano W., Förstner U. 1982. Chemical extraction of heavy metals in polluted river sediments<br />
in Central Europe. Sci. Total Environ., 28: 77−90.<br />
Dobicki W., Polechoński R., Kowalska-Góralska M. 2001. Specjacja ołowiu w osadach dennych<br />
jeziora Hańcza. Zesz. Nauk. AR Wroc., Zootechnika, 48: 33−44.<br />
Maiz L., Esnaola M.V., Milan E. 1997. Evaluation of heavy metal availability in contaminated soils<br />
by a short sequential extraction procedure. Sci. Total Environ., 206: 107−115.<br />
Miller P.A., Munkittrick K.R., Dixon D.G. 1992. Relationship between concentration of copper<br />
and zinc in water, sediment, benthic invertebrates, and tissues of white sucker (catostomus<br />
commersoni) at metal-contaminated sites. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 49(5):<br />
978−984.<br />
Protasowicki M., Niedźwiecki E. 1993. Zawartość metali ciężkich w osadach dennych portów Ujścia<br />
Odry. Studia i Materiały MIR, seria S: 117−120.<br />
Rzewuska E. 1979. Zawartość metali ciężkich w wodach wybranych rzek, a możliwość produkcji<br />
ryb w stawach. Mat. Konf. „Postęp naukowy, techniczny i technologiczny w gospodarstwach<br />
stawowych karpiowych”, Wrocław.<br />
510
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Strutyński J. 1995. Oddziaływanie metali ciężkich w środowisku stawowym na produkcję i hodowlę<br />
ryb. Ekologia i Technika, 3(4): 28−30.<br />
Szarek-Gwiazda E. 1999. Deposition of Copper in the Entrophia Submontaine Dobczyce Dam<br />
Reservoair (Southern Poland) – Role of Speciation.<br />
Tack F.M.G., Vossius H.A.H., Verloo M.G. 1996. A comparison between sediment metal fractions,<br />
obtained from sequential extraction and estimated from single extractions. Intern. J. Environ.<br />
Anal. Chem., 63: 61−66.<br />
Ure A.M., Quevauviller Ph., Muntau H., Griepnik B. 1993. Speciacion of heavy metals in soils and<br />
sediments. An account of the improvement and harmonization techniques undertaken under<br />
the auspicies of the BCR of the Commision of the European Communities. Intern. J. Anal.<br />
Chem., 51: 135−151.<br />
Geochemical fractions of selected metals in sediments from the eutrophic<br />
Lake Ińsko Małe<br />
Most part of metals are accumulated in sediments lakes as a result of phisical, chemical<br />
and biological processes. Sediments are both carriers and potential sources of contaminants<br />
in aquatic systems. Mobility and bioavailability of metals depends on their bindings<br />
form with sediment. The knowledge of chemical properties of several geochemical phases<br />
lets to predict changes of metal’s form by different environmental conditions.<br />
Samples of sediments from Ińsko Małe lake were collected in Autumn 2003. Lyophilizated<br />
sediments were analised for total elements (Al, Fe, Mn, Zn, Cu, Pb and Cd) and their<br />
six geochemical phases. Determinations of metal content in sediments performed emission<br />
(ICP-AES) and absorption (GF-AAS) atomic spectrometry.<br />
Total elements were diversed and depended on the sampling sites. Among all elements<br />
the most bioavailability was manganese and aluminium the least.<br />
511
Bioakumulacja<br />
Geomikrobiologia – nowy kierunek badań*<br />
Wprowadzenie. Obecna wiedza na temat udziału świata organicznego w powstawaniu<br />
minerałów i skał jest rozległa i ugruntowana. Jest ona jednak bardzo zróżnicowana<br />
i dotyczy przede wszystkim makroorganizmów. Szczątki pochodzenia organicznego<br />
są jedynym – głównym lub znaczącym składnikiem skał osadowych i kopalin organogenicznych<br />
i organodetrytycznych. Przedmiotem badań jest najczęściej substancja mineralna<br />
budująca skały, która wcześniej stanowiła szkielet lub części twarde dawnych organizmów,<br />
zbudowane ze związków nieorganicznych lub też ze związków organicznych, które<br />
w kolejnych etapach przeobrażeń biochemicznych, geochemicznych, dia- i epigenetycznych<br />
utworzyły szereg kopalin palnych z grupy kaustobiolitów. Procesy te są bardzo zróżnicowane<br />
i dotyczą przeobrażeń szczątków organicznych innych roślin i zwierząt, syntezy<br />
i rozkładu związków nieorganicznych znajdujących się w stanie mobilnym, prowadzących<br />
do powstania nowych minerałów w postaci skupień o specyficznej budowie. Odgrywają<br />
one również istotną rolę na pewnych etapach procesów metasomatycznych zachodzących<br />
w przypowierzchniowych strefach skorupy ziemskiej. O ile zjawiska geologiczne są<br />
stosunkowo łatwe do zarejestrowania i opisania, o tyle określenie modelu przebiegu procesów<br />
geologicznych jest mniejszym lub większym przybliżeniem stanu rzeczywistego,<br />
a zależy od rozpoznania przyczyn i warunków ich przebiegu. Wymusza to konieczność łączenia<br />
wiedzy z różnych dziedzin nauki i realizacji badań interdyscyplinarnych. Obecnie<br />
szansą dla zrozumienia wielu zagadnień geologicznych stają się inne nauki przyrodnicze,<br />
takie jak np. geomikrobiologia, która łączy w sobie zarówno wiedzę z mikrobiologii, ekologii,<br />
biochemii, fizjologii, jak również z geochemii, mineralogii czy geologii złożowej. Tak<br />
więc, wykorzystywanie wiedzy z różnych dziedzin to nie jest moda, ale konieczność, a nowoczesne<br />
metody badawcze stosowane w mikrobiologii czy geologii stają się doskonałym<br />
narzędziem, nie tylko do zrozumienia otaczającego nas świata, ale także zrozumienia zjawisk<br />
zachodzących w przeszłości.<br />
Osobą, która jako pierwsza zauważyła pewne zależności między bakteriami a procesami<br />
geologicznymi był Ehrenberg [1838], który stwierdził obecność Galionella ferruginea<br />
w złożach żelaza. Kolejne lata przynoszą następne sukcesy na polu geomikrobiologii.<br />
W roku 1886 Bechamp identyfikuje mikroorganizmy odpowiedzialne za produkcję metanu,<br />
a rok później Winogradsky udowadnia udział Beggiatoa w tworzeniu złóż elementarnej siarki,<br />
a Leptothrix ochracea w utlenianiu FeCO 3<br />
do tlenków żelaza [Winogradsky 1887; 1888].<br />
W 1903 r. zostaje odkryta beztlenowa grupa mikroorganizmów – bakterie redukujące siarczany,<br />
które odgrywają ogromną rolę w procesie beztlenowej biodegradacji materii organicznej<br />
szczególnie w osadach morskich, gdzie naturalnie występują [Deleden 1903]<br />
Zainteresowanie udziałem bakterii w procesach geologicznych z roku na rok wzrastało<br />
co dało się zaobserwować dużą liczbą publikacji na ten temat i tak w roku 1890 Muentz<br />
opisuje procesy biologiczne w strefie wietrzenia, następnie Nadson wskazuje na udział<br />
bakterii w tworzeniu węglanów [1903], Vernadsky w formowaniu złóż żelaza [1908], Beijerinck<br />
[1913] w procesach geochemii manganu, Waksman [1932] wskazuje na udział bakterii<br />
w biogeochemicznych obiegu azotu ze szczególnym uwzględnieniem procesu nitryfiakcji,<br />
a Ivanow [1967] właśnie bakteriom przypisuje powstawanie złóż siarki.<br />
Celem badań geomikrobiologicznych jest uzyskanie odpowiedzi na pytania dotyczące<br />
roli mikroorganizmów w kształtowaniu środowiska przyrodniczego oraz w procesach tworzenia<br />
i rozpuszczania minerałów.<br />
* Dr Dorota Wolicka – Zakład Mineralogii, Geochemii i Petrologii, Wydział Geologii, Uniwersytet<br />
Warszawski, mgr Andrzej Borkowski – Zakład Mikrobiologii Rolniczej, Katedra Nauk o Środowisku<br />
Glebowym, Wydział Rolnictwa i Biologii, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego.<br />
512
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Wymienione na wstępie przemiany zachodziły i nadal zachodzą dzięki aktywności metabolicznej<br />
mikroorganizmów, m.in. w takich procesach, jak utlenianie, redukcja, fermentacja,<br />
asymilacja CO 2<br />
oraz w wytwarzaniu produktów różnych przemian biogenicznych. Znając<br />
i analizując produkty działalności bakterii można odtworzyć różne procesy geologiczne<br />
zachodzące w przeszłości na Ziemi, jak również, w pewnym stopniu, przewidzieć następne.<br />
Cel ten można osiągnąć poprzez jednoczesne wykorzystanie zarówno metod geologicznych<br />
(geochemicznych, mineralogicznych), jak i mikrobiologicznych.<br />
Udział mikroorganizmów w procesach minerałotwórczych. Bakterie<br />
są jedną z najstarszych form życia na Ziemi. Najstarsze ślady życia organicznego (bakterie,<br />
sinice, glony) pochodzące sprzed 3500 mln lat dokumentują istnienie już na tym etapie<br />
zróżnicowanych jego form. Były to pojedyncze komórki, nitkowate wielokomórkowe twory<br />
oraz stromatolity [Grotzinger i Knoll 1999; Hofmann i in. 1999]. Znalezione szczątki i ślady<br />
wegetacji organizmów sprzed ponad 3 miliardy 235 milionów lat wskazują, że formy te żyły<br />
na głębokości ok. 1 kilometra pod powierzchnią wody w bezpośrednim sąsiedztwie tzw. wylotów<br />
hydrotermalnych. Woda, która stanowiła środowisko życia bakterii miała temperaturę<br />
ok. 100°C i zawierała ogromną ilość kationów metali ciężkich: Cu, Zn, Co, Ni, Fe, a także<br />
zdysocjowanych gazów [Atl i Mata 2000; Edwards i in., 2005]. Metabolizm mikroorganizmów<br />
żyjących w tych warunkach przebiegał w środowisku beztlenowym. Wskutek rozkładu<br />
CO i CO 2<br />
uwalniany był tlen, przemieszczający się częściowo do atmosfery, a częściowo<br />
wiązany w zmienionych warunkach wartości potencjału redox w nowopowstających fazach<br />
mineralnych. Uwalniana podczas redukcji H 2<br />
S siarka wiązała w formę trwałą metale zachowujące<br />
się biernie podczas procesów metabolicznych. Z biegiem czasu na powierzchni<br />
komórek bakterii wytrącały się kryształki pirytu, które zachowały się do dziś i dzięki którym<br />
możemy obserwować kształty najstarszych mikroorganizmów na Ziemi [Moses i Herman<br />
1987]. Produkty ich metabolizmu stanowią obecnie istotną część skał i kopalin.<br />
Również bakteriom zawdzięczamy bogatą w tlen atmosferę [Riding 2000]. Kilka miliardów<br />
lat temu atmosfera ziemska była złożona głównie z tlenku i dwutlenku węgla, wodoru<br />
i prawdopodobnie metanu. Naukowcy są zgodni co do tego, że wzrost stężenia tlenu był<br />
związany z pojawieniem się na Ziemi Cyanobacterii, które posiadały zdolność do wytwarzania<br />
tlenu [Hoehler 2001; Phoenix i in. 2006]. Większość bakterii w procesie fotosyntezy wykorzystuje<br />
dość specyficznych dawców elektronów: zredukowane związki siarki, wodór lub<br />
alkohole, których występowanie jest ściśle zależne od warunków środowiska. Ogranicza to<br />
w pewnym stopniu występowanie bakterii fotosyntetyzujących właśnie do takich środowisk,<br />
pozbawionych tlenu, w których występują odpowiedni dawcy elektronów. Sinice, które korzystały<br />
z powszechnie dostępnego dawcy elektronów – wody – mogły rozprzestrzeniać się<br />
praktycznie we wszystkich środowiskach.<br />
Skały oraz złoża wielu eksploatowanych dziś surowców są wynikiem wyłącznej lub<br />
częściowej działalności życiowej bakterii [Erlich 1996; Erlich 1998]. Należy w tym miejscu<br />
wymienić złoża węgli, ropy naftowej, gazu ziemnego, siarki, żelaza, siarczków metali, saletry,<br />
węglanów, siarczanów, włączając w to również stromatolity [Baskar i in., 2005; Labrenz<br />
i in. 2000; Dupraz i Visscher 2005; Dupraz i in. 2004] .<br />
Wpływ składu podłoża i warunków środowiska na występowanie<br />
mikroorganizmów. Żyjące obecnie bakterie występują prawie we wszystkich środowiskach:<br />
glebie, wodach słodkich i morskich, osadach dennych zbiorników i cieków wodnych,<br />
wolnych przestrzeniach w skałach, ropie naftowej, gorących źródłach, a także w ściekach,<br />
w gruntach skażonych produktami ropopochodnymi, korodowanej stali, w odchodach i przewodzie<br />
pokarmowym zwierząt, a nawet w środowiskach ekstremalnych pod względem warunków<br />
fizykochemicznych, np. silnie zasolonych (do 30% NaCl), pod wysokim ciśnieniem<br />
513
Bioakumulacja<br />
i w bardzo wysokiej temperaturze ok. 113 0 C [Postgate 1984; Madigan i Martinko, 2006]. Zadziwiająca<br />
jest również egzystencja mikroorganizmów w kominach wulkanicznych w temperaturze<br />
ok. 450°C [McCollom 2000], czy w środowiskach zawierających wysokie stężenia<br />
różnych metali ciężkich i trwałych zanieczyszczeń organicznych. Bakterie izolowano również<br />
z kwaśnych wód kopalnianych, które są źródłem wielu toksycznych metali, a jednocześnie<br />
są wykorzystywane przez bakterie w procesach metabolicznych [Baker i Banfield<br />
2003]. Środowiska takie stanowią wspaniałe źródło do izolacji różnych grup mikroorganizmów<br />
z możliwością późniejszego zastosowania ich w procesach związanych np. z detoksykacją<br />
metali ciężkich (wytrącanie siarczków metali przez bakterie redukujące siarczany),<br />
czy z biodegradacją zanieczyszczeń organicznych [Rzeczycka i in. 2004; Boszczyk-Maleszak<br />
i in. 2006] z drugiej jednak strony, w pewnych sytuacjach, dzięki nim możemy odtworzyć<br />
zachodzące przypuszczalnie w przeszłości procesy biogeochemiczne.<br />
Mikroorganizmy odgrywają ogromną rolę w kształtowaniu biosfery m.in. poprzez zmianę<br />
pH środowiska, jak również modyfikację jego składu. Bakterie rozwijające się w podłożu<br />
obniżają silnie jego potencjał oksydoredukcyjny. Rozwój mikroorganizmów, szczególnie<br />
w zbiornikach wody stojącej, zawierającej duże ilości materii organicznej, doprowadza do<br />
wytworzenia w środowisku warunków beztlenowych. W środowisku naturalnym proces ten<br />
jest bardzo istotny i zachodzi przy udziale różnych mikroorganizmów, różniących się jednak<br />
wymaganiami tlenowymi. Na samej powierzchni zbiornika wodnego, gdzie jest najwyższa<br />
wartość potencjału oksydoredukcyjnego, występują heterotroficzne bakterie tlenowe, które<br />
wykorzystują tlen w procesie oddychania. Fakt ten powoduje, że z kolei w osadach ilość tlenu<br />
jest bardzo mała, a to umożliwia rozwój heterotroficznym bakteriom beztlenowym [Madigan<br />
i Martinko 2006].<br />
W niektórych warunkach rozwój mikroorganizmów powoduje zmianę wartości pH środowiska<br />
z obojętnego na alkaliczne lub kwaśne. W środowisku naturalnym większe znaczenie<br />
mają procesy związane z zakwaszeniem środowiska niż z jego alkalizacją. Na obniżenie<br />
pH może mieć wpływ kilka grup mikroorganizmów. Można wymienić wśród nich chemosyntetyzujące<br />
bakterie autotroficzne, których produktem utleniania związków nieorganicznych<br />
są silne kwasy mineralne np. kwas siarkowy. Drugą grupę mikroorganizmów stanowią bakterie<br />
fermentacyjne, które w procesie fermentacji powodują rozkład związków polimerycznych<br />
do kwasów organicznych, a tym samym wpływają na obniżenie pH środowiska.<br />
Kwasy organiczne stanowią doskonałe źródło węgla dla wielu grup bakterii heterotroficznych,<br />
ale w odpowiednich warunkach mogą się gromadzić w środowisku powodując<br />
rozpuszczanie niektórych minerałów. Także w procesach mineralizacji związków organicznych<br />
mikroorganizmy modyfikują skład chemiczny środowiska, w którym występują [Ehrlich<br />
1996; Ehrlich 1998; Lowenstamm 1981; bak i Cypionka 1987].<br />
Mikroorganizmy biorą czynny udział w bezpośredniej przebudowie minerałów i skał<br />
w czasie wietrzenia w strefie hipergenicznej [Banfield i Nealson 1997]. Działalność ta jest<br />
jednak bardzo zróżnicowana, gdyż każde środowisko przyrodnicze zasiedlane jest przez<br />
właściwe sobie bakterie, a zależy to od specyficznych dla niego warunków fizykochemicznych.<br />
Najwięcej form bakteryjnych znajduje się w glebie, która również powstała dzięki aktywności<br />
biologicznej mikroorganizmów.<br />
Pomiędzy środowiskiem a występującymi w nim mikroorganizmami występują wzajemne<br />
zależności. Skład chemiczny środowiska wpływa na rozwój określonej grupy bakterii,<br />
z drugiej zaś strony mikroorganizmy są w stanie modyfikować środowisko poprzez produkty<br />
swojej aktywności.<br />
Wyniki badań geomikrobiologicznych pozwalają rozwiązywać różne problemy nie tylko<br />
w aspekcie teoretycznym, lecz również praktycznym, co może być przydatne dla opracowania<br />
i wdrożenia nowych technologii w przemyśle. Uzyskiwaną wiedzę wykorzystuje się,<br />
m.in., w ochronie środowiska, np.: do bioremediacji gruntów skażonych np. produktami ro-<br />
514
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
popochodnymi [Aitken i in. 2004] czy też w technologii odzyskiwaniu metali z ubogich rud<br />
siarczkowych, takich jak miedź lub cynk [Skłodowska 2000]. Wiedza zdobyta w tej dziedzinie<br />
może dać także odpowiedź na pytania dotyczące wpływu bakterii na powstawanie, jak<br />
również na jakość składu ropy naftowej i gazu ziemnego.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Aitken C.M., Jonem D.M., Larter S.R. 2004. Anaerobic hydrocarbon biodegradation in deep subsurface<br />
oil reservoirs. Nature 4<strong>31</strong>: 291–293.<br />
Alt J.C., Mata P. 2000. On the role of microbes in the alteration of submarine basaltic glass.<br />
A TEM study. Earth Planet.Sci.Lett. 181: 301–<strong>31</strong>3.<br />
Bak F., Cypionka H. 1987. A novel type of energy metabolism involving fermentation of inorganic<br />
sulfur compounds. Nature. 326: 891–892.<br />
Baker B.J., Banfield J.F. 2003. Microbial communities in acid mine drainage. FEMS Microiol.Ecol.<br />
44: 139–152.<br />
Banfield J.F., Nealson K.H. 1997. Geomicrobiology: Interaction between microbes nad minerals.<br />
W: Mineralogical Society of America, Washington D. C. Vol. 35.<br />
Baskar S., Baskar R., Mauclaire L., McKenzie J.M. 2005. Role of microbial community in stalactite<br />
formation, Sahastradhara cave, Dehradun, India. Current Science. 88: 1305–1308.<br />
Boszczyk-Maleszak H., Zabost A., Wolicka D., Kacieszczenko J. 2006. Effectiveness of biodegradation<br />
of petroleum products by mixed bacterial population in liquid medium at diffferent<br />
pH values. Polish J. Microbiol. 55: 69–73.<br />
Dupraz C., Visscher P.T. 2005. Microbial lithification in marine stromatolites and hypersaline<br />
mats. Trends in Microbiology. 13: 429–438.<br />
Dupraz C., Visscher P.T., Baumgartner L.K., Reid R.P. 2004. Microbe-mineral interactions: early<br />
carbonate precipitation in a hypersaline lake (Eleuthera Island, Bahamas). Sedimentology.<br />
51: 745–765.<br />
Edwards K.J., Bach W., McCollom M.T. 2005. Geomicrobiology in oceanography: microbe-mineral<br />
interactions at and below the seafoloor. Trends in Microbiology. 13: 449–456.<br />
Ehrenberg C.D. 1838. Die Infusionsthierchen als vollkommene Organismen. Leipzig, Geemany:<br />
L. Voss.<br />
Ehrlich H. L. 1996. How microbes influence mineral growth and dissolution. Chem. Geol. 132: 5–9.<br />
Ehrlich H. L. 1998. Geomicrobiology: its significanse for geology. Earth-Science Reviews.<br />
45: 45–60.<br />
Grotzinger J.P., Knoll A.H. 1999. Stromatolites in Precambraian carbonates: evolutioinary mileposts<br />
or environmental dipsticka? Annu.Rev.Earth Planet.Sci. 27: <strong>31</strong>3–358.<br />
Hoehler T.M. 2001. The role of microbial mats in the production of reduced gases on the early<br />
Earth. Nature. 412: 324–327.<br />
Hofmann H.J. 1999. Origin of 3.45 Ga coniform stromatolites in Warrawoona Group, Western Australia.<br />
Geol.Soc. Am.Bull. 111: 1256–1262.<br />
Labrenz M., Druchel G.K., Thomsen-Ebert T., Gilbert B., Welch S.A., Kemmer K.M.,<br />
Logan G.A., Summons R.E., de Stasio G.Bond P.L., Lai B., Kelly D.S., Banfield J.F. 2000. Formation<br />
of sphalerite (ZnS) deposit in natural biofilms of sulfate-reducing bacteria. Scence.<br />
1744–1747.<br />
Landesman J., Dunkan D.W., Walden C.C. 1966. Oxidation of inorganic sulfur compounds by wased<br />
cell suspension of by Thiobacillus ferrooxidans. Can. J. Microbiol. 12: 957–964.<br />
McCollom T.M. 2000. Geochemical constarints on primary productivity in submarine hydrothermal<br />
vent plumes. Deep – Sea Res. 45: 85–101.<br />
Madigan M.,T., Martinko J.M.. 2006. Biology of Microorganisms. Pearson Inc.<br />
515
Bioakumulacja<br />
Mills H. J., Martinez R. J., Story S., Sobecky P. A. 2004. Identification of members of the metabolically<br />
active microbial populations associated with Beggiatoa species mat communities from<br />
Gulf of Mexico Cold-Seep Sediments. Appl. Environ. Microbiol. 70: 5447–5458.<br />
Moses C.O., Herman J.S. 1987. Pyrite oxidation kinetics at circumneutral pH. Geological Society<br />
of America Annual Meeting, Phenix, October; GSA Abstracts with programs 19 (7).<br />
Phoenix V.R., Adams D.G.& Konhauser K.O. 2006. Cyanobacterial viability during hydrothermal<br />
biomineralization. Chemical Geology. 169: 329 –338.<br />
Postgate J. R. 1984. The sulfate – reducing bacteria. 2nd edition. Cambridge Univ. Press, Cambridge.<br />
Riding R. 2000. Microbial carbonates: the geological record of calcified bacterial-algal mats and<br />
biofilms. Sedimentol. 27: 179–214.<br />
Rzeczycka M., Suszek A., Błaszczyk M. 2004. Biotransformation of phosphogypsum by Sulphate-Reducing<br />
bacteria in media containing different zinc salts Polish J. Environ.Stud. 2:<br />
209–217.<br />
Skłodowska A. 2000. Biologiczne metody ługowania metali ciężkich – biohydrometalurgia. Post.<br />
Mikrobiol. 39: 73–89.<br />
Gemicrobiology – the new trend of research<br />
Detailed microscopic analysis of rocks, fossils and the minerals that form them document<br />
structures resulting from the activity of e.g. unicellular organisms and products of their<br />
metabolic processes. The origin of deposits of native sulphur from gypsum, framboidal aggregates<br />
of iron sulphides, or the formation of bog iron ores are examples of such processes.<br />
Explanation of the intensity, physical and chemical conditions as well as the range of<br />
such processes, the results of which are observed in mineralogical and petrogenetic analyses,<br />
require the combination of knowledge and analysis techniques from different fields of<br />
science. Such branch of science with a very dynamic development has been referred to geomicrobiology.<br />
This paper is focused on pointing out the development of multi-disciplinary<br />
sciences such as biology, microbiology or geology, as well as on the role of microorganisms<br />
in geological processes, e.g. in the formation of sulphur and carbonate deposits.<br />
516
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Powstawanie i utlenianie metanu jako istotny czynnik kształtujący<br />
procesy geomikrobiologiczne*<br />
WPROWADZENIE. Metan, jako najprostszy węglowodór alifatyczny, jest powszechnie występującym<br />
związkiem we wszechświecie, wchodzi w skład atmosfer wielu planet, a także buduje<br />
ich powierzchnię. Nie mogło go zabraknąć również na naszej planecie, chociaż pochodzenie<br />
jego na Ziemi może być zupełnie różne, bo związane z procesami metabolicznymi organizmów<br />
żywych. Ilości powstającego metanu i dostającego się do atmosfery są ogromne. Znaczna część<br />
węgla w ziemskiej atmosferze początkowo dostała się tu w postaci metanu, by po jakimś czasie<br />
ulec utlenieniu do dwutlenku węgla. Źródłem biogennego metanu są, jak się wydaje środowiska,<br />
w których dochodzi do powstawania warunków całkowicie beztlenowych, a więc: osady denne<br />
wód słodkich, pola ryżowe, bagna, piaszczyste tereny nadmorskie, a także ogromne połacie tundry<br />
i, rzecz interesująca, żwacz wielkiej liczby przeżuwaczy występujących na naszej planecie.<br />
We wszystkich tych środowiskach panują stale bądź okresowo warunki beztlenowe – czynnik<br />
konieczny do rozwoju mikroorganizmów odpowiedzialnych za procesy metanogenezy; pomimo<br />
wszechobecnego tlenu w naszej atmosferze, metanogeneza jest powszechnie występującym<br />
szeregiem reakcji biologicznych będących ostatnim etapem beztlenowego rozkładu materii organicznej.<br />
Znajduje to odzwierciedlenie w dużej liczbie publikacji poruszających zagadnienia związane<br />
z procesem metanogenezy w środowisku [Heyer, Berger 2000; Joabsson i in. 1999; Wassmann<br />
i in. 2000; Fey, Co<strong>nr</strong>ad 2003; Chan, Parkin 2000]. Zatem wszędzie tam, gdzie zaistnieją<br />
warunki beztlenowe i dostępne będą najprostsze związki węgla oraz źródło wodoru istnieje duże<br />
prawdopodobieństwo rozwinięcia się grupy mikroorganizmów odpowiedzialnych za powstawanie<br />
metanu. Takimi związkami węgla mogą być proste substancje organiczne, jak sole kwasu octowego,<br />
albo nieorganiczne, jak dwutlenek węgla, którego na Ziemi nigdy nie brakuje.<br />
Grupa mikroorganizmów przeprowadzających procesy redukcji dwutlenku węgla i powstawania<br />
metanu to tzw. Archea (dawniej bakterie metanogenne, archebakterie). Grupa<br />
ta została oddzielona od bakterii ze względu na duże różnice pomiędzy budową komórek,<br />
a także z racji na nowe dane dostarczane przez coraz powszechniej stosowaną analizę genetyczną.<br />
Mikroorganizmy metanogenne są ścisłymi beztlenowcami, obecność najmniejszych<br />
ilości tlenu jest dla nich letalna, choćby ze względu na brak enzymów zapobiegających<br />
tworzeniu się bardzo reaktywnych rodników nadtlenkowych. Jako źródło wodoru<br />
metanogeny wykorzystują wodór cząsteczkowy, inne mogą korzystać z metanolu, mrówczanu,<br />
octanu, metyloaminy czy innych prostych związków organicznych. Niemniej wachlarz<br />
możliwych do wykorzystania substancji jest bardzo wąski. Wydawać by się mogło,<br />
że przy tak ograniczonych możliwościach wykorzystania substratów energetycznych i konieczności<br />
spełnienia warunku anoksji środowiska metanogenne Archea nie mogą być powszechnie<br />
występującą grupą, a jednak...<br />
Podczas beztlenowego rozkładu materii organicznej złożone substancje są rozkładane<br />
przez bakterie fermentacyjne do prostszych związków dostępnych dla innych grup bakterii.<br />
Podczas fermentacji powstaje sporo dwutlenku węgla, także wodoru i octanu, zatem<br />
substancji odpowiednich dla metanogenów [Colleran i in. 1995]. Inne powstające przy fermentacji<br />
związki, takie jak alkohole, mogą być wykorzystane przez bakterie acetogenne,<br />
w wyniku czego również powstają dwutlenek węgla, wodór i octan. Z drugiej strony w środowiskach<br />
beztlenowych mogą rozwijać się inne grupy bakterii chętnie wykorzystujących<br />
proste związki organiczne. Taką konkurencyjną dla metanogenów grupą są tzw. bakterie<br />
* Mgr Andrzej Borkowski – Zakład Mikrobiologii Rolniczej, Katedra Nauk o Środowisku Glebowym,<br />
Wydział Rolnictwa i Biologii, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie,<br />
dr Dorota Wolicka – Zakład Mineralogii, Geochemii i Petrologii, Wydział Geologii, Uniwersytet<br />
Warszawski.<br />
517
Bioakumulacja<br />
redukujące siarczany (BRS), posiadające możliwości wykorzystania dużo większego spektrum<br />
substancji, ale wymagające obecności siarczanów w otaczającym środowisku (wykorzystywanego<br />
jako akceptor elektronów w ostatnim etapie łańcucha oddechowego). To<br />
właśnie dzięki tym bakteriom powstają duże ilości siarkowodoru w osadach dennych (przede<br />
wszystkim w osadach morskich) i innych środowiskach bogatych w siarczany. Powstający<br />
siarkowodór łatwo utlenia się abiotycznie i biotycznie do siarki i siarczanów – jest to jedna<br />
z możliwych dróg powstawania złóż siarki.<br />
ZALEŻNOŚCI POMIĘDZY METANOGENAMI A BAKTERIAMI. Wytwarzanie metanu<br />
w dużych ilościach może mieć swoje konsekwencje dla całego ekosystemu planety. Z jednej<br />
strony metan jest gazem cieplarnianym w daleko większym stopniu niż dwutlenek węgla,<br />
z drugiej zaś można wykorzystywać powstający w procesach biologicznych gaz na skalę<br />
przemysłową, jak to się obecnie próbuje czynić przy okazji oczyszczania ścieków. Choćby<br />
z tych dwóch odmiennych punktów widzenia istotne jest poznanie zależności zachodzących<br />
pomiędzy metanogennymi Archea i innymi grupami mikroorganizmów, a także poznanie skutków<br />
tych oddziaływań dla całej biosfery. Wiadomo bowiem, że istnieje silna konkurencja pomiędzy<br />
bakteriami redukującymi siarczany a metanogenami, efektem czego jest dominacja<br />
jednej z tych grup i uwalnianie do środowiska gazów różniących się składem chemicznym. Ma<br />
to ogromne znaczenie zarówno dla środowiska naturalnego (np. powstawanie pustyń siarkowodorowych<br />
przy dnie mórz bogatych w siarczany lub zanieczyszczanych przez człowieka),<br />
jak i w procesach technologicznych, gdzie wykorzystuje się obie grupy bakterii. Istnieje<br />
wiele prac dotyczących zastosowania metanogenezy w technologiach oczyszczania ścieków<br />
i poruszających problem konkurencji pomiędzy grupami mikroorganizmów podczas procesu<br />
oczyszczania [Colleran i in. 1995; Rebac i in. 1995; Vallero i in. 2003]. Przyjmuje się, że jeżeli<br />
stosunek ilości węgla (mierzonego miarą chemicznego zapotrzebowania na tlen – ChZT) do<br />
ilości siarczanów w badanym środowisku jest większy niż 0,67, to w końcowych etapach rozkładu<br />
materii zaczynają dominować metanogeny. Jeżeli jednak stosunek ten osiąga poziom<br />
poniżej 0,67, wówczas grupą dominującą są BRS [Oude Elferink i in. 1998]. Dochodzi wtedy<br />
do kumulacji zredukowanych związków siarki, a także odkładania się węglanów. Pomiędzy<br />
tymi skrajnymi przykładami są naturalne procesy geomikrobiologiczne zachodzące przez tysiące<br />
lat i mające swoje odzwierciedlenie w procesach geologicznych takich jak powstawanie<br />
złóż pochodzenia biologicznego, i procesach pedologicznych związanych bezpośrednio<br />
z kształtowaniem się gleb i obiegiem pierwiastków. Dalsze losy powstałych związków siarki<br />
i metanu są odrębną interesującą częścią omawianych zależności. W tej pracy przedstawiono<br />
jednak procesy bezpośrednio związane z metanogenami i wynikające z ich aktywności.<br />
UTLENIANIE METANU. Losy powstającego metanu mogą być bardzo różne. Przyjmuje<br />
się, że gaz ten może ulegać utlenianiu do dwutlenku węgla szczególnie wtedy, gdy wydostanie<br />
się już ponad warstwę, gdzie dominują warunki beztlenowe. Znamy bakterie posiadające<br />
zdolność utleniania metanu i w ten sposób czerpania energii, proces ten zachodzi<br />
łatwo na styku warstw beztlenowych i tlenowych w wodach jezior.<br />
Bardzo interesującym zagadnieniem znanym od kilkunastu lat jest tzw. beztlenowe utlenianie<br />
metanu. Proces, od kiedy wykryto jego istnienie, znany jest z występowania w środowiskach<br />
morskich. Natomiast w wodach słodkich główną rolę odgrywa tlenowe utlenianie metanu,<br />
chociaż istnieją prace wskazujące na możliwość występowania tego procesu w termicznie<br />
stratyfikowanych wodach jezior eutroficznych [Eller i in. 2005]. Badania geochemiczne, mikrobiologiczne<br />
i biogeochemiczne pozwoliły na zrozumienie tego bardzo ważnego dla globalnego<br />
cyklu metanu procesu, natomiast nowe narzędzia badawcze pozwalają na ekologiczne<br />
spojrzenie na to zagadnienie [Valentine 2002]. Proces beztlenowego utleniania metanu badano<br />
przede wszystkim w środowiskach osadów morskich, gdzie dochodzi do współistnienia or-<br />
518
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ganizmów metanogennych i bakterii redukujących siarczany (BRS). BRS są bardzo zróżnicowane<br />
metabolicznie, należą do kilku jednostek taksonomicznych, niektóre posiadają zdolność<br />
do wzrostu autotroficznego, chociaż zdecydowanie przeważają tu heterotrofy [Colleran i in.<br />
1995; Fauque i in. 1991; Hansen 1994; Hao i in. 1996]. Zależności pomiędzy grupami mikroorganizmów<br />
uczestniczących w procesach produkcji i utleniania metanu ilustruje rysunek 1.<br />
Istnieją dowody na to, że AOM jest przeprowadzany przez tzw. konsorcja mikrobiologiczne.<br />
Są to mikroorganizmy pozostające w bardzo ścisłym związku (tzw. syntrofia), a zależności<br />
te znane są powszechnie pomiędzy grupami mikroorganizmów m.in. związanych<br />
z obiegiem siarki [Overmann, Schubert 2002; Jackson i in. 1999]. Jeszcze inne dowody<br />
wskazują na kilka mikroorganizmów należących do Archea mających zdolność utleniania<br />
metanu bez syntroficznego partnera. Sam proces opisany jest równaniem:<br />
ch 4<br />
+ SO 4<br />
2-<br />
→ HCO 3<br />
-<br />
+ HS - + H 2<br />
O (1)<br />
Bardzo ważnym czynnikiem związanym z metanogenezą i utlenianiem metanu w środowisku<br />
morskim jest zasobność osadów w związki organiczne. Osady bogate w substancję<br />
organiczną powodują uszczuplanie zapasów utleniaczy takich jak tlen, jony azotanowe<br />
czy jony Fe(III). Gdy te utleniacze zostaną zużyte przez mikroorganizmy, dwutlenek węgla<br />
staje się najsilniejszym utleniaczem, co prowadzi do dekompozycji materii z wytworzeniem<br />
metanu. Z tego powodu metanogeneza, a więc i AOM są rozpowszechnione przede wszystkim<br />
w osadach wzdłuż linii kontynentów, a nie w głębokim oceanie, gdzie produkcja pierwotna<br />
i dopływ materii organicznej są bardzo małe [Valentine 2002]. Eksperymenty wskazują,<br />
że AOM jest dosyć powszechnym zjawiskiem w beztlenowych wodach zawierających<br />
siarczany, np. w Morzu Czarnym czy Wielkim Jeziorze Sodowym w USA, jednak wiedza<br />
na temat tego procesu w wodach jest niepełna w stosunku do danych dotyczących reakcji<br />
beztlenowego utleniania metanu w osadach. Wiadomo, że stężenie metanu w wodach jest<br />
niższe, z tego względu proces AOM w wodach powinien zachodzić w znikomym natężeniu<br />
w stosunku do osadów. Nie jest do końca jasne, jak mikroorganizmy w beztlenowych wodach<br />
mogą wykorzystywać metan jako jedyne źródło węgla i energii [Valentine 2002].<br />
Obszary morskie, w których występuje AOM, a więc przede wszystkim wzdłuż szelfu<br />
kontynentalnego, są charakteryzowane przez tzw. obszar zmian SO 4<br />
2-<br />
– CH 4<br />
. Jest to strefa,<br />
w której dochodzi do wzrostu zasadowości, spowodowanej zawartością węglanów, oraz<br />
różnic w składzie izotopowym w rozpuszczonym węglu nieorganicznym. Ten jakby wzór izotopowy<br />
jest spowodowany procesem metanogenezy według reakcji:<br />
2CH 2<br />
O → CH 4<br />
+ CO 2<br />
(2)<br />
w której produkowany jest cięższy izotopowo CO 2<br />
i lżejszy CH 4<br />
, co może zostać wykorzystane<br />
jako wskaźnik pochodzenia związków węgla, a także w ocenie lokalizacji beztlenowego<br />
utleniania metanu [Miyajima, Wada 1999; Ogrinc i in. 2003]. Metan może być następnie utleniany<br />
w kolejnych reakcjach już ponad osadami. Dodatkowo AOM może być istotnym czynnikiem<br />
w obiegu węgla z dwojakiego powodu. Po pierwsze, beztlenowe utlenianie metanu<br />
odgrywa rolę w procesie, w którym globalna produkcja metanu jest przekształcana do dwutlenku<br />
węgla. Po drugie, proces ten może być kluczowym czynnikiem w powstawaniu minerałów<br />
węglanowych [Moore i in. 2004]. Poprzez regulację stężenia dwutlenku węgla, jonów<br />
węglanowych i odczynu środowiska AOM i metanogeneza mogą istotnie wpływać na tworzenie<br />
się dolomitu w bogatych w związki organiczne osadach morskich. Powstawanie dolomitu<br />
pochodzenia organicznego jest ściśle powiązane z procesami redukcji siarczanów, utleniania<br />
metanu i metanogenezy (rys. 1). Proces ten jest także kontrolowany poprzez źródła rozpuszczalnych<br />
jonów Ca i Mg oraz jonów węglanowych [Moore i in. 2004].<br />
519
Bioakumulacja<br />
woda<br />
osad denny<br />
h2s + 2o 2 so 4 + 2h<br />
T L E N O W E B A K T E R IE<br />
S IA R K O W E<br />
2- +<br />
2-<br />
so<br />
4<br />
+ 4h<br />
2<br />
-<br />
h2s + 2oh + 2h2o<br />
2- +<br />
So + Ch Cooh + h<br />
-<br />
hS + 2Co + 2h 0<br />
4 3 2 2<br />
B A K T E R IE R E D U K U JĄ C E<br />
S IA R C ZA N Y<br />
2-<br />
Ch 4 + So 4<br />
- -<br />
hCo 3 + hS + h2o<br />
B E Z T L E N O W E K O N S O R C J A<br />
U T L E N IA J Ą C E M E TA N<br />
MINERAŁy<br />
WĘGLANOWE<br />
h 2 Co 2<br />
związki organiczne<br />
B IO LO G IC Z N Y<br />
R O Z K ŁA D M AT E R II<br />
Co<br />
2<br />
+ 4h<br />
2<br />
Ch<br />
4<br />
+ 2h2o<br />
M E TA N O G E N N E A R C H E A<br />
Rys. 1. Uproszczony schemat procesów mikrobiologicznych związanych z produkcją i utlenianiem<br />
metanu, a także z powstawaniem złóż minerałów węglanowych. Beztlenowe konsorcja<br />
to ściśle związane ze sobą dwie grupy mikroorganizmów: jeden syntroficzny partner<br />
należy do bakterii redukujących siarczany, a drugi do metanogennych Archea [na<br />
podstawie: Teske i in. 2003, zmienione].<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Chan A.S.K., Parkin T.B. 2000. Evaluation of potential inhibitors of methanogenesis and methane<br />
oxidation in a landfill cover soil. Soil Biology & Biochemistry 32: 1581–1590.<br />
Colleran E., Finnegan S. and Lens P. 1995. Anaerobic treatment of sulphate – containing waste<br />
streams. Antonie van Leeuwenhoek 67: 29–46.<br />
Eller G., Kanel L., Kruger M. 2005. Cooccurrence of aerobic and anaerobic methane oxidation in<br />
the water column of Lake Plußsee. Applied and Environmental Microbiology: 8925–8928.<br />
Fauque G., Legall J. i Barton L.L. 1991. Sulfate-reducing and sulfur-reducing bacteria. Variations<br />
in autotrophic life. Eds Shively J.M. and Barton L.L. Academic Press Ltd.<br />
Fey A., Co<strong>nr</strong>ad R. 2003. Effect of temperature on the rate limiting step in the methanogenic degradation<br />
pathway in rice field soil. Soil Biology & Biochemistry 35: 1–8.<br />
Hansen T. A. 1994. Metabolism of sulfate-reducing procaryotes. Antonie van Leewenhoek. 66:<br />
165–185.<br />
Hao O.J., Chen J.M., Huang L., Buglass R.L. 1996. Sulfate-reducing bacteria. Crit. Rev. in Environm.<br />
Sc. and Technol. 26: 155.<br />
Heyer J., Berger U. 2000. Methane Emission from the Coastal Area in the Southern Baltic Sea.<br />
Estuarine, Coastal and Shelf Science. 51: 13–30.<br />
Jackson B.E., Bhupathiraju V.K., Tanner R.S., Woese C.R., McInerney M.J. 1999. Syntrophus<br />
aciditrophicus sp. nov., a new anaerobic bacterium that degrades fatty acids and benzoate in<br />
syntrophic association with hydrogen-using microorganisms. Arch Microbiol. 171: 107–114.<br />
Joabsson A., Christensen R.T., Wallen B. 1999. Vascular plant controls on methane emissions<br />
from northern peatforming wetlands. Tree. 14(10): 385–388.<br />
520
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Jørgensen B. B. 1982. Ecology of the bacteria of the sulphur cycle with special reference to anoxic-oxic<br />
interface environments. Phil Trans. R. Soc Lond. B 298: 543–561.<br />
Miyajima T., Wada E. 1999. Sulfate-induced isotopic variation in biogenic methane from a tropical<br />
swamp without anaerobic methane oxidation. Hydrobiologia 382: 113–118.<br />
Moore T.S., Murray R.W., Kurtz A.C., Schrag D.P. 2004. Anaerobic methane oxidation and the<br />
formation of dolomite. Earth and Planetary Science Letters 229: 141–154.<br />
Ogrinc N., Hintelmann H., Eckley C., Lojen S. 2003. Biogeochemical influence on carbon isotope<br />
signature in boreal lake sediments. Hydrobiologia 494: 207–213.<br />
Oude Elferink S. J. W. H., Vorstman W. J. C., Sopjes A., Stams A. J. M. 1998. Characterization of<br />
the sulfate-reducing and syntrophic population in granular sludge from a full-scale anaerobic<br />
reactor treating peppermill wastewater. FEMS Microbiology Ecology 27: 185–194.<br />
Overmann J., Schubert K. 2002. Phototrophic consortia: model systems for symbiotic interrelations<br />
between prokaryotes. Arch Microbiol. 177: 201–208.<br />
Pancost R.D., Sinninghe Damste J.S., Lint S., Maarel M.J.E.C.van der, Gottschal J.C. 2000. Biomarker<br />
evidence for widespread anaerobic methane oxidation in Mediterranean sediments<br />
by a consortium of methanogenic Archaea and bacteria. Applied and Environmental Microbiology<br />
1126–1132.<br />
Postgate J.R. 1984. The sulfate-reducing bacteria. Second edition. Cambridge University Press.<br />
Rebac S., Ruskova J., Gerbens S., van Lier J.B., Stams A.J.M., Lettinga G. 1995. High-Rate Anaerobic<br />
Treatment of Wastewater under Psychrophilic Conditions. Journal of Fermentation<br />
and Bioengineering 80(5): 499–506.<br />
Teske A., Dhillon A., Sogin M.L. 2003. Genomic markers of ancient anaerobic microbial pathways:<br />
sulfate reduction, methanogenesis, and methane oxidation. Biol. Bull. 204:186–191.<br />
Valentine D.L. 2002. Biogeochemistry and microbial ecology of methane oxidation in anoxic environments:<br />
a review. Antonie van Leeuwenhoek 81: 271–282.<br />
Vallero M.V.G., Trevino R.H.M., Paulo P.L., Lettinga G., Lens P.N.L. 2003. Effect of sulfate on<br />
methanol degradation in thermophilic (55°C) methanogenic UASB reactors. Enzyme and<br />
Microbial Technology 32: 676–687.<br />
Wassmann R., Neue H.U., Lantin R.S., Makarim K., Chareonsilp N., Buendia L.V. Rennenberg H.<br />
2000. Characterization of methane emissions from rice fields in Asia. II. Differences among<br />
irrigated, rainfed, and deepwater rice. Nutrient Cycling in Agroecosystems 58: 13–22.<br />
THE PRODUCTION AND OXIDATION OF THE METHANE AS AN IMPORTANT FACTOR<br />
IN THE GEOMICROBIOLOGICAL PROCESSES<br />
The aim of this work was the present of the problem involved with occurrence and the<br />
role of methane in the biological process under anaerobic conditions. Methane is a common<br />
organic compound, which occur especially in the environments where there is no oxygen.<br />
The microorganisms, which can produce the methane, are very important in respect of both<br />
role in the greenhouse effect and role in the geomicrobiological processes. Many of the papers<br />
indicate, that the methane producing microorganisms can influence on the formation of<br />
mineral deposits like dolomite or sulphur compounds. The geomicrobiological aspect of the<br />
methane production is connected also with anaerobic oxidation of methane (AOM) and relations<br />
between the methane organisms and other coexisting microorganisms like sulphate<br />
reducing bacteria, which in this paper was discussed.<br />
521
Bioakumulacja<br />
ARSEN I ANTYMON W WĘGLACH KAMIENNYCH I BRUNATNYCH ZE ZŁÓŻ<br />
POLSKICH*<br />
WPROWADZENIE. Problem kontaminacji środowiska arsenem budzi od lat duże zainteresowanie,<br />
ze względu na stosunkową łatwość jego migracji w środowisku i bioakumulacji<br />
[Vaughan 2006]. Arsen jest pierwiastkiem rozpowszechnionym w środowisku, tworzy<br />
on ponad 150 minerałów, najczęściej występujących w związkach z żelazem i siarką.<br />
Średnia zawartość arsenu w skorupie ziemskiej jest określana przez różnych autorów na<br />
1,7–5 mg·kg -1 [Paulo, Strzelska-Smakowska 2000]. Skały magmowe zawierają średnio<br />
1–3 mg·kg -1 arsenu, a skały osadowe 1–25 mg·kg -1 . W skałach osadowych arsen występuje<br />
w połączeniach ze związkami organicznymi lub jest zaabsorbowany przez wodorotlenki<br />
żelaza i minerały ilaste [Manning, Goldberg 1997; Carrillo-Chavez Drever 1998]. Ze względu<br />
na podatność do połączeń z substancją organiczną najwyższe geogeniczne koncentracje<br />
arsenu charakteryzują węgle, w których zawartość tego pierwiastka może przekraczać<br />
1000 mg·kg -1 [Vaughan 2006]. W węglach kamiennych przeciętna zawartość arsenu wynosi<br />
10 mg·kg -1 , a w czarnych łupkach – 13 mg·kg -1 [Reimann i in. 1997].<br />
Do środowisk powierzchniowych Ziemi arsen przechodzi zarówno ze źródeł naturalnych<br />
– erupcji wulkanów, źródeł mineralnych i wietrzenia skał [Craw i in. 2000; Craw i in. 2002; Nickson<br />
i in. 2000; Jones i in. 1999], jak i z ognisk antropogenicznych, z których najważniejsze<br />
to hutnictwo metali nieżelaznych oraz spalanie węgli, zwłaszcza brunatnych [Donahue i in.<br />
2000; Juilliot i in. 1999]. Źródłem arsenu są także wietrzejące odpady górnicze, które lokalnie<br />
mogą stanowić zagrożenie jakości wód podziemnych i powierzchniowych [Carillo-Chavez i in.<br />
2000; Craw i in. 2002; Azcue, Nraigu 1993]. Jedna trzecia ogólnej ilości arsenu wprowadzanego<br />
rocznie do środowiska pochodzi z ognisk antropogenicznych i szacowana jest na ok. 12–26<br />
tys. ton [Nriagu, Pacyna 1988]. W Europie roczna emisja As ze spalania węgli i ropy naftowej<br />
szacowana jest na 720 ton na rok [Wiechuła i in. 1996].<br />
Chociaż małe ilości arsenu działają na organizmy zwierzęce stymulująco, związki arsenu<br />
są uznane za toksyczne. Arsen i jego nieorganiczne związki mogą być przyczyną powstawania<br />
nowotworów układu oddechowego i skóry, a także zmian nowotworowych narządów wewnętrznych<br />
[Seńczuk 2002]. Badania geomedyczne na terenach występowania wód podziemnych zasobnych<br />
w arsen, np. w Argentynie, Bangladeszu, Chile, Chinach i Indiach, a także na terenach,<br />
gdzie w gospodarstwach domowych spalany jest węgiel o wysokiej zawartości arsenu, wykazały<br />
występowanie dolegliwości zdrowotnych [Charlet, Polya 2006; Hopenhayn 2006].<br />
Do tej samej grupy pierwiastków co arsen, wykazującej właściwości amfoteryczne należy<br />
antymon. W skorupie ziemskiej antymon notowany jest w stężeniu 0,2–0,3 mg·kg -1 , powszechnie<br />
występując wraz z siarką i arsenem. Pomimo że znanych jest ponad 300 minerałów<br />
antymonu, to najczęściej jest rozproszony w minerałach żelaza, ołowiu i cynku. Skały<br />
magmowe zawierają zazwyczaj 0,1–0,3 mg·kg -1 antymonu, a więcej tego pierwiastka gromadzą<br />
skały osadowe bogate w minerały ilaste i substancję organiczną. W czarnych łupkach<br />
jego zawartość osiąga 1 mg·kg -1 , a w węglach dochodzi do 2 mg·kg -1 [Reimann i in. 1997].<br />
Antymon jest wprowadzany do środowisk powierzchniowych Ziemi z tych samych źródeł<br />
naturalnych co arsen, a jego antropogenicznymi ogniskami są nie tylko huty metali nieżelaznych<br />
i spalanie paliw kopalnych, ale także zakłady przemysłu metalurgicznego i metalowego,<br />
elektrycznego i elektronicznego, tworzyw sztucznych i farmaceutyków.<br />
Antymon jest pierwiastkiem mniej toksycznym od arsenu, ale należy do czynników kancerogennych<br />
i mutagennych, powodujących nefropatię, encefalopatię, problemy żołądkowe<br />
i sercowe [Kabata-Pendias, Mukherjee 2007].<br />
* Doc. dr hab Izabela Bojakowska, doc. dr hab Anna Pasieczna – Państwowy Instytut Geologiczny<br />
w Warszawie.<br />
522
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
ZAKRES i METODY BADAŃ. W próbkach węgli kamiennych i brunatnych pochodzących<br />
z różnych złóż Polski określono zawartość arsenu i antymonu. Oznaczenia wykonano,<br />
po pełnym rozłożeniu próbek metodą ICP-MS (spektrometrii mas ze wzbudzeniem plazmowym)<br />
za pomocą spektrometru ELAN DRC II, Perkin Elmer.<br />
Próbki węgli kamiennych pobrano z zagłębi węglowych: Górnośląskiego (GZW), Dolnośląskiego<br />
(DZW) i Lubelskiego (LZW). Z GZW węgle pobrano z różnych części zagłębia,<br />
z kopalń: Janina, Silesia, Jaworzno, Siersza, Brzeszcze, Krupiński, Halemba, Jas-Mos,<br />
Anna, Marcel i Gliwice. Z LZW próbki węgli pobrano w kopalni Bogdanka, a z DZW próbki<br />
węgli pochodziły z zamkniętej w 2001 r. kopalni Nowa Ruda. Łącznie badaniom poddano<br />
147 próbek węgli kamiennych.<br />
Próbki węgli brunatnych pochodziły ze złóż: Turów i Bełchatów oraz ze złóż rejonu<br />
konińsko-adamowskiego: Adamów, Lubstów, Kazimierz i Koźmin. Ze złoża Bełchatów w badaniach<br />
wykorzystano próbki z dwóch otworów wiertniczych 1399 B i 1402 B. Do badań pobrano<br />
łącznie 108 próbek węgli brunatnych.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA. Zawartość arsenu w węglach brunatnych waha się od
Średnia arytmetyczna 3 29 1 9 47 61<br />
Średnia geometryczna 3 17 1 4 13 40<br />
Mediana 3 20 1 5 9 62<br />
Odchylenie standardowe 2 <strong>31</strong> Bioakumulacja 1 15 57 41<br />
Liczba próbek<br />
Liczba próbek<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-1 0 1 2 3 4 5 6 7 8<br />
Arsen (mg/kg)<br />
Bełchatów<br />
100<br />
90<br />
80<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120<br />
Arsen (mg/kg)<br />
GZW<br />
Liczba próbek<br />
Liczba próbek<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-20 0 20 40 60 80 100 120 140 160<br />
Arsen (mg/kg)<br />
Turów<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-40 -20 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240<br />
Arsen (mg/kg)<br />
LZW<br />
Rys. 1. Rys. Rozkład 1. Rozkład zawartości zawartości arsenu arsenu w węglach w węglach<br />
W węglach kamiennych stwierdzono zawartość arsenu w zakresie od
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
związane są przypuszczalnie z litologią skał zasilających basen alimentacyjny – obecnością<br />
skał magmowych podłoża krystalicznego, granitoidów zawistowskich, granitów rumburskich<br />
oraz trzeciorzędowych skał formacji wulkanicznej typu nefelinitów oliwinowych, bazaltów toleitowych<br />
i trachitów [Szymkowiak, Panasiuk 1985].<br />
Liczba próbek<br />
Liczba próbek<br />
10<br />
9<br />
8<br />
7<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8<br />
Antymon (mg/kg)<br />
Bełchatów<br />
50<br />
45<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
-0,5 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5<br />
Antymon (mg/kg)<br />
GZW<br />
Liczba próbek<br />
Liczba próbek<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0<br />
Antymon (mg/kg)<br />
Turów<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
-0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0<br />
Antymon (mg/kg)<br />
LZW<br />
Rys.2. Rys. Rozkład 2. Rozkład zawartości zawartości antymonu w węglachw W przypadku węgli kamiennych zwiększoną zawartość arsenu zanotowano w węglach<br />
W serii przypadku paralicznej węgli z kopalni kamiennych Gliwice podwyższoną pochodzących zawartość z najgłębszych arsenu pokładów. zanotowano Zwiększone w węglach zawartości<br />
antymonu z kopalni występują Gliwice również pochodzących w węglach z pokładów najgłębszych serii pokładów. paralicznej z Podwyższone<br />
kopalń: Gli-<br />
serii paralicznej<br />
wice, Marcel i Anna, zlokalizowanych w zachodniej części Zagłębia. Występowanie zwiększonych<br />
antymonu zawartości występują antymonu również i arsenu w w węglach pokładów serii paralicznej serii paralicznej świadczy o z istnieniu kopalń:<br />
zawartości<br />
warunków sprzyjających absorpcji tych pierwiastków z wody morskiej przez materię organiczną<br />
Marcel podczas i Anna, sedymentacji. zlokalizowanych w zachodniej części Zagłębia. Występowanie<br />
Gliwice,<br />
podwyższonych Jeżeli przyjmujemy, zawartości że antymonu w eksploatowanych i arsenu w węglach Polsce węglach serii paralicznej brunatnych świadczy przeciętna o<br />
zawartość arsenu i antymonu wynosi odpowiednio 9 mg·kg -1 i 0,4 mg·kg -1 , a w węglach kamiennych<br />
warunków – 16 sprzyjających mg·kg -1 i 1,3 mg·kg absorpcji -1 , wydobycie tych pierwiastków w 2005 r. 61,6 z wody mln t morskiej węgli brunatnych przez materię i 93<br />
istnieniu<br />
mln t węgli kamiennych spowodowało szacunkowe wydobycie 2000 t arsenu i 150 t antymonu.<br />
organiczną podczas sedymentacji.<br />
Przyjmując, że w eksploatowanych w Polsce węglach brunatnych przeciętna zawartość<br />
WNIOSKI. Wyniki badań węgla kamiennego i brunatnego pozwoliły na sformułowanie<br />
arsenu następujących i antymonu wynoszą wniosków: odpowiednio 9 mg·kg -1 i 0,4 mg·kg -1 , a w węglach kamiennych –<br />
1. Przeciętna zawartość arsenu i antymonu w węglach brunatnych wynosi odpowiednio<br />
16 mg·kg -1 i 1,3 mg·kg -1 , wydobycie w 2005 r. 61,6 mln t węgli brunatnych i 93 mln t węgli<br />
9 mg·kg -1 i 0, 4 mg·kg -1 , a w węglach kamiennych - 16 mg·kg -1 i 1,3 mg·kg -1 .<br />
kamiennych 2. Źródłem spowodowało wyraźnie szacunkowe zwiększonych wydobycie zawartości 2000 arsenu t arsenu i antymonu i 150 w t antymonu. węglach brunatnych<br />
ze złoża Turów mogło być zasilanie basenu alimentacyjnego przez materiał pocho-<br />
WNIOSKI. Wyniki badań węgla kamiennego i brunatnego pozwoliły na sformułowanie 525<br />
następujących wniosków:
Bioakumulacja<br />
dzący ze skał magmowych podłoża krystalicznego oraz trzeciorzędowych skał formacji<br />
wulkanicznej typu nefelinitów oliwinowych, bazaltów toleitowych i trachitów w badanym<br />
obszarze.<br />
3. Oszacowano, że w Polsce w 2005 r. wraz z węglami kamiennymi (wydobycie 93 mln t)<br />
i węglami brunatnymi (wydobycie 61,6 mln t) wydobyto ok. 150 t antymonu i ok. 2000 t<br />
arsenu.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Azcue J., Nriagu O. 1993. Arsenic forms in mine-polluted sediments of Moira Lake, Ontario. Environment<br />
International. V. 19: 405–415.<br />
Carrillo-Chavez A., Drever J.1998. Adsorption of arsenic by natural aquifer material in the San<br />
Antonio-El Triunfo minig area, Baja California, Mexico. Environmental Geology 35: 251–<br />
257.<br />
Carrillo-Chavez A., Drever J. , Martinez M. 2000. Arsenic content and groundwater geochemistry<br />
of the San Antonio-El Triunfo, Carrizal and Los Planes aquifers in southernmost Baja California,<br />
Mexico. Environmental Geology. V. 39: 1295–1303.<br />
Charlet L. Polya D. 2006. Arsenic in shallow, reducing groundwaters in Southern Asia: An environmental<br />
health disaster. Elements 2 (2): 91–96.<br />
Craw D., Chapell D., Reay A. 2000. Environmental mercury and arsenic sources in fossil hydrothermal<br />
systems, Northland, New Zealand. Environmental Geology 39 (8): 875–887.<br />
Craw D., Koons P., Chapell D. 2002. Arsenic distribution during formation and capping of an oxidized<br />
sulphidc minesoil, Macraes mine, New Zealand. Journal of Geochemical Exploration<br />
76: 13–29.<br />
Donahue R., Hendry M., Landine P. 2000. Distribution of arsenic and nickel in uranium mill tailings.<br />
Appied Geochemistry 15: 1097–1119.<br />
Hopenhayn C. 2006. Arsenic in drinking water: Impact on human health. Elements 2(2): 103–<br />
107.<br />
Jones C., Inskeep W., Bauder J., Keith K. 1999. Arsenic solubility and attenuation in soils of the<br />
Madison River Basin, Montana: Impacs of long-term irrigation. Journal Environmental Quality.<br />
V. 28:1<strong>31</strong>4–1320.<br />
Juilliot F., Ildefonse P. Morin G., Calas G., Kersabiec M., Benedetti M. 1999. Remobilization of<br />
arsenic from buried wastes at an industrial site: mineralogical and geochemical control. Applied<br />
Geochemistry 14: 10<strong>31</strong>–1048.<br />
Kabata-Pendias A., Mukherjee A. 2007. Trace elements from soil to human. Springer.<br />
Manning B., Goldberg S. 1997. Adsorption and stability of arsenic (III) at the clay mineral – water<br />
interface. Environmental Science and Technology <strong>31</strong>: 2005–2011.<br />
Nickson R., McArthur J., Ravenscroft P., Burgess W., Ahmed K. 2000. Mechanism of arsenic release<br />
to groundwater, Bangladesh and West Bengal. Applied Geochemistry 15: 403–413.<br />
Nriagu J.O., Pacyna J. 1988. Quantitative assessment of worldwide contamination of air, water<br />
and soil by trace metals. Nature 333: 134–178.<br />
Paulo A., Strzelska-Smakowska B. 2000. Arsen pod koniec XX wieku. Przegląd Geologiczny 48<br />
(10): 875–882.<br />
Reiman C., Siewers U., Tarvainen T., Bityukova L., Eriksson J., Gilucis A., Gregorauskiene V., LukasheV.<br />
V., Matinian N.N., Pasieczna A. 2000. Baltic Soil Survey. Explore 107: 1–7.<br />
Reimann C., Äyräs S., Chekusin V., Bogatyrew I., Boyd R., Caritat P., Dutter R., Finne T.E., Halleraker<br />
J.H., Jæger Ø., Kashulina G., Lehti O., Niskavaara H., Pavlov V., Räisänen M.L.,<br />
Strand T. & Voldent T.1997. Environmental Geochemical Atlas of the Central Barents Region.<br />
Geological Survey of Norway. Trondheim.<br />
526
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Seńczuk W. 2002. Toksykologia. PZWL. Warszawa.<br />
Szymkowiak A., Panasiuk M. 1985. Charakterystyka petrograficzna i geochemiczna law bazaltowych<br />
rejonu Bogatyni. Kwart. Geolog. 29(3/4): 727–754.<br />
Vaughan D. 2006. Arsenic. Elements 2(2): 71–75.<br />
Wiechuła D., Kwapuliński J., Cimander B. 1996. Distribution of arsenic in Upper Silesian Industrial<br />
Area. Polish Journal of Environmental Studies 5 (2): 55–62.<br />
ARSENIC AND ANTIMONY IN BROWN AND HARD COALS FROM DEPOSITS<br />
OF POLAND<br />
Arsenic and antimony concentrations were determined in brown and hard coals from<br />
different deposits of Poland. Determinations of both elements were done with the ICP-MS<br />
method. The mean arsenic content in brown coal is 9 mg·kg -1 , with a mean varying from 29<br />
mg·kg -1 in Turów deposit and 3 mg·kg -1 in Bełchatów deposit to 1 mg·kg -1 in Konin–Adamów<br />
deposit. The mean arsenic content is 16 mg·kg -1 in hard coal 16 mg·kg -1 . The mean arsenic<br />
content in hard coal is adequately – 47 mg·kg -1 in Lublin Coal Basin, 61 mg·kg -1 in Lower Silesian<br />
Coal Basin and from 2 mg·kg -1 (Marcel mine) to 20 mg·kg -1 (Gliwice mine) in Upper<br />
Silesian Coal Basin. The mean antimony content in brown coal is 0.4 mg·kg -1 . The mean in<br />
different deposits varies from 1.0 mg·kg -1 (Turów) to
Bioakumulacja<br />
PIERWIASTKI ŚLADOWE W KRAJOWYCH SUROWCACH DO PRODUKCJI<br />
CERAMIKI BUDOWLANEJ I CEMENTU JAKO POTENCJALNE ŹRÓDŁO<br />
ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA*<br />
WPROWADZENIE. Surowce wykorzystywane do produkcji ceramiki budowlanej i cementu<br />
charakteryzuje zróżnicowana – aczkolwiek niewielka – zawartość pierwiastków śladowych,<br />
z których część podlega emisji do środowiska podczas ich przetwarzania w wysokich<br />
temperaturach. Wielkość współczynników emisji pierwiastków śladowych przez<br />
zakłady przemysłu materiałów budowlanych i cementownie określona została w opracowaniach<br />
Unite States Environmental Protection Agency [USEPA 2007a, 2007b]. Podczas<br />
wysokotemperaturowego przetwarzania surowców węglanowych i ilastych zawarte<br />
w nich pierwiastki śladowe mogą podlegać całkowitemu lub częściowemu ulotnieniu lub<br />
zostają zatrzymane w wyrobach i urządzeniach oczyszczających w zależności od stosowanej<br />
technologii, sposobu oczyszczania gazów spalinowych, jak również w zależności<br />
od właściwości pierwiastków (lotności, wchodzenia w reakcje ze składnikami znajdującymi<br />
się w gazach, kondensacji w strefie chłodzenia). Pierwiastki nielotne – chrom, wanad<br />
i nikiel zostają prawie całkowicie związane w wytwarzanych produktach. Ołów reagujący<br />
z chlorkami i siarczanami, kondensuje w temperaturze 700–900°C i zatrzymywany jest<br />
prawie całkowicie w wyrobach i urządzeniach odpylających. Tal i jego związki kondensujące<br />
w temperaturze 450–500°C oraz arsen przechodzący w As 2<br />
O 3<br />
i charakteryzujący się<br />
stosunkowo niską temperaturą topnienia (<strong>31</strong>5°C), mogą być stosunkowo łatwo emitowane<br />
do środowisk powierzchniowych Ziemi. Rtęć i fluor nie są zatrzymywane ani w wyrobach<br />
ani w urządzeniach oczyszczających.<br />
W Polsce do produkcji ceramiki budowlanej wykorzystywane są przede wszystkim ilaste<br />
osady czwartorzędowe i trzeciorzędowe, rzadziej osady starsze [Dyląg i in. 2006]. Utwory<br />
czwartorzędowe reprezentowane są głównie przez gliny zwałowe, mułki i iły zastoiskowe,<br />
pospolicie występujące w północnej i centralnej Polsce oraz osady eoliczne – lessy, eksploatowane<br />
na obszarze wyżyn południowopolskich [Kozydra, Śnieżek 1987]. Utwory trzeciorzędowe<br />
– głównie ilaste (np. iły pstre, iłołupki, gliny zwietrzelinowe) są znanymi surowcami<br />
ceramicznymi na obszarze Polski centralnej i południowej. Osady ilaste starszych formacji<br />
występują niemal wyłącznie na południu kraju. Należą do nich iły kredowe, wydobywane<br />
w okolicy Tomaszowa Mazowieckiego i Opola, iły jurajskie na obszarze monokliny śląskokrakowskiej<br />
i w północnym obrzeżeniu Gór Świętokrzyskich oraz iły triasowe monokliny śląsko-krakowskiej,<br />
rejonu Kluczborka, Olesna, Lublińca, Tarnowskich Gór i obrzeżenia Gór<br />
Świętokrzyskich. Iły permskie i iłołupki karbońskie występują na obszarze Górnośląskiego<br />
Zagłębia Węglowego. Spośród 1209 złóż ceramiki budowlanej zagospodarowanych jest<br />
25,7%. W wydobyciu surowców ilastych największy udział mają czwartorzędowe iły i mułki<br />
zastoiskowe, trzeciorzędowe „iły poznańskie” i „iły krakowieckie” [Dyląg i in. 2006].<br />
Większość złóż surowców węglanowych wykorzystywanych do produkcji cementu występuje<br />
w południowej części Polski. W regionie świętokrzyskim i na Roztoczu eksploatowane<br />
są najmłodsze wapienie – trzeciorzędowe. Kredowe utwory węglanowe są surowcami<br />
ceramicznymi Wyżyny Lubelskiej i Podlasia [Wyrwicka 1987]. Wapienie jurajskie wykorzystywane<br />
są w regionie świętokrzyskim, na Wyżynie Krakowsko–Wieluńskiej, Wale Kujawsko-Pomorskim,<br />
w Pienińskim Pasie Skałkowym i w okolicach Cieszyna. Triasowe wapienie<br />
i margle eksploatowane są w regionie śląsko-krakowskim, w obrzeżeniu Gór Świętokrzyskich<br />
i na Dolnym Śląsku. Paleozoiczne skały wapienne są surowcami ceramiki budowlanej<br />
w Górach Świętokrzyskich, w regionie śląsko-krakowskim, na obszarze antykliny dębnickiej<br />
* Doc. dr hab. Izabela Bojakowska, mgr inż. Dariusz Lech, doc. dr hab. Anna Pasieczna – Państwowy<br />
Instytut Geologiczny.<br />
528
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
i na Dolnym Śląsku. W Polsce ze 178 złóż wapieni i margli dla przemysłu cementowego<br />
i wapienniczego eksploatowanych jest 38 [Dyląg i in. 2006].<br />
W Polsce dotychczas badania z zakresu geochemii pierwiastków śladowych w surowcach<br />
ilastych były zazwyczaj prowadzone w aspekcie występowania w biało wypalających<br />
się ilastych surowcach pierwiastków barwiących (tytanu, niklu, chromu, kobaltu i miedzi)<br />
lub pierwiastków, które umożliwiają wyjaśnienie genezy osadów (bor) [Młyński, Wyszomirski<br />
1991; Wyszomirski 1991; Witek 1993]. Badania pierwiastków śladowych w surowcach<br />
węglanowych prowadzono głównie w aspekcie ich wykorzystania w rolnictwie jako<br />
nawozów wapniowych lub wapniowo-magnezowych [Borkowski, Ślusarek 1987; Grabowski<br />
i in. 1987].<br />
ZAKRES I METODYKA BADAŃ. Do badań wytypowano 12 złóż surowców ilastych i 11<br />
złóż surowców węglanowych różniących się genezą i wiekiem. Z wybranych złóż surowców<br />
ilastych pobrano od 4 do 6 próbek, a ze złóż surowców węglanowych od 4 do 11 próbek zależnie<br />
od ich zmienności litologicznej (tab.1 i 2). Łącznie do badań pobrano 65 próbek surowców<br />
ilastych i 85 próbek surowców węglanowych. We wszystkich próbkach badanych surowców<br />
określono zawartość: Ag, As, Ba, Cd, Co, Cu, Cr, Ni, Pb, Se, Sn, Sb, Tl, V i Zn metodą<br />
ICP-MS, po pełnym ich rozkładzie, a zawartość Hg – metodą CV-AAS z próbki stałej.<br />
WYNIKI I DYSKUSJA<br />
Surowce ilaste. W surowcach ilastych odnotowano zawartość antymonu od 0,2 do<br />
1,7 mg·kg -1 , a jego średnia zawartość w surowcach wahała się od 0,3 mg·kg -1 – Wąwał<br />
do 1,3 mg·kg -1 – Harasiuki (tab. 1). Zawartość arsenu stwierdzono w zakresie od 3 do 27<br />
mg·kg -1 , a jego średnia zawartość mieści się w granicach od 4 mg·kg -1 – Brzeziny do 19<br />
mg·kg -1 – Śmierdnica. Zawartości baru wynosi od 61 do 6167 mg·kg -1 , a jego średnie zawartości<br />
w surowcach z poszczególnych złóż wahają się od 202 mg·kg -1 (Turów) do 915<br />
mg·kg -1 (Ligota Dolna). Zawartość chromu w surowcach zmienia się od 5 do 164 mg·kg -1 ,<br />
a w poszczególnych złożach jego przeciętna zawartość waha się od 36 mg·kg -1 (Turów) do<br />
133 mg·kg -1 (Fordon), cynk zaś od 19 do 159 mg·kg -1 , przy średniej zawartości w złożach<br />
w przedziale od 42 mg·kg -1 (Izbica) do 129 mg·kg -1 (Fordon). Średnia zawartość cyny mieści<br />
się w zakresie od 1,8 mg·kg -1 (Izbica) do 6,1 mg·kg -1 (Fordon), obejmując przedział zawartości<br />
0,5–17,1 mg·kg -1 . Kadm notowano w bardzo niskich zawartościach (0,1–0,3 mg·kg -1 ),<br />
zbliżonych do granicy oznaczalności zastosowanej metody analitycznej. Stwierdzono zawartość<br />
kobaltu w zakresie od 3 do 63 mg·kg -1 , przy średniej zawartości w zbadanych złożach<br />
od 6 mg·kg -1 (Turów) do 20 mg·kg -1 (Gnaszyn, Plecewice). Zakres zawartości miedzi<br />
w surowcach waha się w granicach 5–108 mg·kg -1 , a średnia jej zawartość w poszczególnych<br />
złożach waha się od 10 mg·kg -1 (Turów) do 53 mg·kg -1 (Fordon). Zawartość niklu mieści<br />
się w przedziale od 8 do 153 mg·kg -1 , przy średniej zawartości w omawianych złożach od<br />
14 mg·kg -1 (Izbica, Turów) do 64 mg·kg -1 (Kazimierz). Odnotowana zawartość ołowiu waha<br />
się od 9 do 75 mg·kg -1 , a jego średnia zawartość w surowcach z różnych złóż wynosi od 13<br />
mg·kg -1 (Izbica) do 33 mg·kg -1 (Fordon). Zawartość rtęci waha się w zakresie 0,005–0,203<br />
mg·kg -1 , a w różnych złożach jej średnia zawartość zmienia się od 0,006 mg·kg -1 (Ligota<br />
Dolna) do 0,078 mg·kg -1 (Turów). Stwierdzono stężenie srebra wynoszące 0,1–2,8 mg·kg -1 ,<br />
przy średniej zawartości w iłach z różnych złóż w przedziale od 0,5 mg·kg -1 (Harasiuki, Turów)<br />
do 1,3 mg·kg -1 (Fordon). Stront wystepował w przedziale stężeń od 17 do 744 mg·kg -<br />
1<br />
, ze średnią zawartością w poszczególnych złożach od 43 mg·kg -1 (Turów) do 391 mg·kg -1<br />
(Wąwał). Zawartość toru wynosiła od 0,3 do 16,6 mg·kg -1 , a jego średnia zawartość w różnych<br />
surowcach wynosi – od 6,6 mg·kg -1 (Gnaszyn) do 15,0 mg·kg -1 g (Turów). Zawartość<br />
529
Bioakumulacja<br />
uranu wynosiła od 0,1 do 8,8 mg·kg -1 , przy średniej zawartości w poszczególnych złożach<br />
od 1,7 mg·kg -1 (Izbica) do 8,5 mg·kg -1 (Turów). Zawartość talu mieści się granicach 0,2–1,1<br />
mg·kg -1 , a jego średnie ilości wynoszą od 0,4 (Izbica, Ligota Dolna) do 0,9 mg·kg -1 (Fordon).<br />
Wanad występuje w ilości 4–205 mg·kg -1 , a jego średnia zawartość w zbadanych złożach<br />
waha się od 35 mg·kg -1 (Turów) do 156 mg·kg -1 (Śmierdnica), pozostając w typowym zakresie<br />
wartości obserwowanym w skałach ilastych.<br />
Wśród zbadanych surowców ilastych małe zawartości pierwiastków śladowych wyróżniają<br />
żółte i żółtoszare lessy eksploatowane ze złoża Izbica oraz triasowe brunatno-czerwone<br />
i czerwone iły ze złoża Ligota Dolna. Wysokie zawartości pierwiastków śladowych charakteryzują<br />
surowce wydobywane ze złoża w Fordonie – mioplioceńskie śródlądowe utwory<br />
serii poznańskiej. Zawierają one zwiększone ilości wanadu, chromu, miedzi, cynku, cyny,<br />
antymonu, srebra i talu, związane przypuszczalnie ze związkami żelaza. W tych iłach, obfitujących<br />
w wodorotlenki żelaza oraz piryt, zawartość Fe 2<br />
O 3<br />
waha się w granicach od 3,4 do<br />
9,6%, średnio 7,72 [Mazurkiewicz 1966]. Iły złoża Turów, towarzyszące węglom brunatnym<br />
wyróżniają niskie zawartości wanadu, chromu, kobaltu, niklu, miedzi i cynku oraz są wyraźnie<br />
wzbogacone w uran, tor, cynę i rtęć.<br />
Surowce węglanowe. Stwierdzono wystepowanie 0,1–1,3 mg·kg -1 antymonu, a jego<br />
średnia zawartość waha się w poszczególnych złożach od 0,1 do 0,3 mg·kg -1 (tab.2).<br />
Wykrytych zawartości arsenu zmieniają się od 1 do 9 mg·kg -1 , a średnia zawartość tego<br />
pierwiastka wynosi od 1 mg·kg -1 do 4 mg·kg -1 (Nowiny). Występowanie baru odnotowano<br />
w ilości od 1 do 233 mg·kg -1 . Średnie zawartości baru w surowcach z poszczególnych złóż<br />
wahają się od 5 mg·kg -1 (Miedzianka, Czatkowice) do 37 mg·kg -1 (Nowiny). Chrom występuje<br />
w ilości od 3 do 90 mg·kg -1 , a w poszczególnych złożach jego średnia zawartość<br />
wahała się od 2 mg·kg -1 (Miedzianka, Czatkowice) do 9 mg·kg -1 (Nowiny, Opole). Stwierdzono<br />
zawartość cyny od 0,5 do 6 mg·kg -1 , przy jej przeciętnej zawartości od 0,5 mg·kg -<br />
1<br />
(Barcin, Miedzianka) do 1,4 mg·kg -1 (Opole). Zawartość cynku wahała się od 9 do 208<br />
mg·kg -1 , zaś jego średnia zawartość w złożach od 14 mg·kg -1 (Miedzianka) do 75 mg·kg -1<br />
(Nowiny). Zawartość kadmu wynosi 0,1–1,2 mg·kg -1 , przy bardzo niskich średnich zawartościach<br />
w poszczególnych złożach (0,1–0,3 mg·kg -1 ). Nieco wyższa średnia zawartość<br />
tego pierwiastka wyróżnia wapienie ze złoża Chełm. Zawartość kobaltu wynosiła od 1<br />
do 16 mg·kg -1 , przy średniej zawartości w poszczególnych złożach od 1 mg·kg -1 (Turów)<br />
do 7 mg·kg -1 (Opole). Miedź stwierdzono w przedziale zawartości 1–46 mg·kg -1 , a średnia<br />
jej ilość w zbadanych złożach waha się od 1 mg·kg -1 (Czatkowice) do 9 mg·kg -1 (Nowiny).<br />
Zawartość niklu mieści się w przedziale od 1–47 mg·kg -1 , a jego średnia zawartość<br />
w poszczególnych złożach zmienia się od 1 mg·kg -1 (Miedzianka, Czatkowice) do 12<br />
mg·kg -1 (Opole). Odnotowano zawartość ołowiu w zakresie 1–113 mg·kg -1 , przy przeciętnej<br />
zawartości w surowcach z różnych złóż zmieniającej się od 1 mg·kg -1 (Barcin, Rudniki)<br />
do 17 mg·kg -1 (Nowiny). Zawartość rtęci odnotowano w zakresie 0,001–0,064 mg·kg -<br />
1<br />
, a w różnych złożach jej średnia zawartość w była od 0,002 do 0,017 mg·kg -1 (Opole).<br />
Stwierdzono zawartość srebra w zakresie 0,1–0,6 mg·kg -1 . Jego średnia zawartość w<br />
surowcach z różnych złóż jest niska i mieści się w przedziale 0,1-0,2 mg·kg -1 . Stwierdzono<br />
zawartość strontu od 1 do 980 mg·kg -1 ; przy średniej zawartości w surowcach z różnych<br />
złóż od 74 mg·kg -1 (Barcin) do 826 mg·kg -1 (Chełm). Tal występuje w przedziale zawartości<br />
0,1–0,7 mg·kg -1 , a jego średnie zawartości w surowcach z poszczególnych złóż<br />
wynoszą 0,1–0,2 mg·kg -1 . Stwierdzono występowanie trontu w ilości 0,1–4,8 mg·kg -1 .<br />
Wyraźnie podwyższoną zawartością toru wyróżniają się tylko wapienie ze złoża Opole.<br />
Uran występuje w zakresie zawartości 0,1–4,9 mg·kg -1 , jego średnia zawartość w wapieniach<br />
z różnych złóż wynosi od 0,1 mg·kg -1 (Barcin) do 1,2 mg·kg -1 (Opole). Przedział zawartości<br />
wanadu wynosi 1–109 mg·kg -1 , a średnia zawartość tego pierwiastka waha się<br />
od 2 mg·kg -1 (Miedzianka) do 43 mg·kg -1 (Opole).<br />
530
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Tabela 1. Średnie zawartości pierwiastków śladowych (w mg/kg) w surowcach ilastych z wybranych złóż<br />
Pierwiastek<br />
Plecewice<br />
Plejstocen<br />
Iły i mułki<br />
zastoiskowe<br />
n=6<br />
Gołębiewo<br />
Plejstocen<br />
Iły i mułki<br />
zastoiskowe<br />
n=5<br />
Brzeziny<br />
Plejstocen<br />
Gliny<br />
zwałowe<br />
n= 5<br />
Kadyny<br />
Plejstocen<br />
Iły morskie<br />
n=5<br />
Izbica<br />
Plejstocen<br />
Lessy<br />
n=5<br />
Fordon<br />
Mio-pliocen<br />
Iły śródlądowe<br />
n=5<br />
Harasiuki<br />
Miocen<br />
Iły morskie<br />
n=4<br />
Turoszów<br />
Mio-pliocencen<br />
Iły<br />
n=5<br />
Śmierdnica<br />
Oligocen<br />
Septariowe<br />
iły<br />
morskie<br />
n=5<br />
Wąwał<br />
Kreda<br />
Iły morskie<br />
n=4<br />
Gnaszyn<br />
Jura<br />
Rudonośne<br />
iły<br />
morskie<br />
n=5<br />
Antymon 0,5 0,5 0,6 0,7 0,5 1,2 1,3 0,6 1,1 0,3 1,1 0,6 0,7<br />
Arsen 6 6 4 7 5 9 16 11 19 10 7 9 8<br />
Bar 505 423 366 445 391 565 467 202 325 214 541 915 414<br />
Chrom 92 74 63 83 41 133 99 33 117 76 54 60 79<br />
Cyna 3,2 3,1 2,3 3,0 1,8 6,1 3,8 5,9 3,5 2,8 2,9 2,4 3,2<br />
Cynk 106 79 68 94 42 129 101 62 102 89 76 73 85<br />
Kadm 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 0,1 0,3 0,2 0,2 0,1 0,1 0,1 0,1<br />
Kobalt 20 14 13 15 7 7 15 6 16 18 20 16 13<br />
Miedź 33 20 21 27 13 53 38 10 26 19 27 14 24<br />
Nikiel 47 32 <strong>31</strong> 44 14 44 57 14 54 44 51 29 38<br />
Ołów 21 18 17 21 13 33 21 16 22 23 <strong>31</strong> 17 22<br />
Rtęć 0,017 0,022 0,024 0,048 0,007 0,066 0,063 0,078 0,061 0,023 0,061 0,006 0,032<br />
Selen 2,5 1,0 1,0 1,0 1,0 1,2 1,0 1,0 1,5 1,5 1,2 1,3 1,3<br />
Srebro 0,8 1,1 0,6 0,7 0,8 1,3 0,5 0,5 1,3 0,7 0,7 0,9 0,8<br />
Stront 161 179 118 121 129 115 170 43 223 391 75 153 137<br />
Tal 0,8 0,6 0,6 0,7 0,4 0,9 0,7 0,6 0,7 0,5 0,7 0,4 0,6<br />
Tor 13,6 9,5 8,5 10,3 8,3 12,6 10,6 15,0 11,6 10,9 6,6 10,6 10,4<br />
Uran 3,1 3,0 2,2 2,5 1,7 2,5 2,5 8,5 4,6 2,7 2,2 2,3 2,7<br />
Wanad 119 91 76 102 40 161 120 35 156 119 64 90 99<br />
Ligota<br />
Dolna<br />
Trias<br />
Iły morskie<br />
n=5<br />
Surowce<br />
ilaste<br />
ogółem<br />
n=65<br />
5<strong>31</strong>
Bioakumulacja<br />
Tabela 2. Średnie zawartości pierwiastków śladowych (w mg/kg) w surowcach węglanowych z wybranych złóż<br />
Chełm<br />
Kreda<br />
Kreda<br />
pisząca<br />
i margle<br />
n=7<br />
Ożarów<br />
Jura<br />
Wapienie<br />
n=7<br />
Barcin<br />
Jura<br />
Wapienie<br />
i margle<br />
n = 8<br />
Pierwiastek<br />
Małogoszcz<br />
Jura<br />
Wapienie<br />
n=10<br />
Nowiny<br />
Dewon<br />
Wapienie<br />
n=10<br />
Miedzianka<br />
Dewon<br />
Wapienie<br />
n=4<br />
Czatkowice<br />
Karbon<br />
Wapienie<br />
i dolomity<br />
n=4<br />
Ogrodzieniec<br />
Jura<br />
Wapienie<br />
i margle<br />
n=6<br />
Rudniki<br />
Jura<br />
Wapienie<br />
n=11<br />
Strzelce<br />
Opolskie<br />
Trias Wapienie<br />
n=13<br />
Opole<br />
Kreda<br />
Wapienie<br />
i margle<br />
n=6<br />
Antymon 0,1 0,1 0,1 0,2 0,3 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,3 0,1<br />
Arsen 1 2 1 2 4 1 1 1 1 2 3 1<br />
Bar <strong>31</strong> 26 12 17 37 5 5 9 10 11 76 16<br />
Chrom 16 16 7 17 12 2 2 3 4 5 30 8<br />
Cyna 0,6 0,7 0,5 0,7 0,9 0,5 0,6 0,8 0,6 0,6 1,4 0,7<br />
Cynk 27 29 21 38 75 14 27 34 23 25 45 <strong>31</strong><br />
Kadm 0,5 0,1 0,3 0,2 0,2 0,1 0,3 0,2 0,2 0,1 0,1 0,2<br />
Kobalt 3 3 2 2 4 1 1 2 2 2 7 2<br />
Miedź 4 4 3 2 9 2 1 3 2 2 9 3<br />
Nikiel 6 7 5 5 4 1 1 6 4 2 12 4<br />
Ołów 3 3 1 4 17 5 3 2 1 3 12 3<br />
Rtęć 0,006 0,005 0,002 0,003 0,013 0,011 0,003 0,003 0,002 0,002 0,017 0,004<br />
Selen 1,1 1,0 1,1 1,2 1,6 1,0 1,0 1,0 1,0 1,0 1,5 1,1<br />
Srebro 0,1 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 0,2 0,2 0,2 0,1<br />
Stront 826 154 74 146 251 64 144 152 147 342 796 209<br />
Tal 0,1 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1<br />
Tor 0,1 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,8 0,1<br />
Uran 0,7 0,9 0,2 0,5 1,0 0,5 0,6 0,2 0,3 1,1 1,2 0,6<br />
Wanad 21 16 6 11 13 2 9 3 3 5 43 8<br />
Surowce<br />
węglanowe<br />
Ogółem<br />
n=85<br />
532
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Wśród zbadanych surowców węglanowych wykorzystywanych do produkcji cementu<br />
niskimi zawartościami pierwiastków śladowych wyróżniają się jasnoszare zdolomityzowane<br />
lub zsylifikowane oksfordzkie wapienie ze złoża Barcin, mimo że są miejscami okruszcowane<br />
pirytem. Niskie zawartości pierwiastków śladowych odnotowano także w drobnokrystalicznych<br />
biało-szarych do brązowo-czarnych wapieniach żywetu ze złoża Miedzianka.<br />
Wapienie (w tym zdolomityzowane) i dolomity karbonu dolnego ze złoża Czatkowice (gmina<br />
Krzeszowice) z licznymi żyłkami kalcytu oraz ze stylolitami wypełnionymi zażelazionym<br />
materiałem ilastym charakteryzuje niska zawartość pierwiastków śladowych. Podwyższone<br />
zawartości badanych pierwiastków odnotowano w złożu Nowiny, które stanowią szare i szaroróżowe<br />
wapienie żywetu. Są to wapienie zbite, spękane, poprzecinane żyłkami kalcytu,<br />
tworzące grube ławice.<br />
Wyniki badań wykazały, że zawartości poszczególnych pierwiastków śladowych<br />
w surowcach ilastych są od kilku do kilkunastu razy wyższe niż w surowcach węglanowych.<br />
W zbadanych surowcach ilastych odnotowano zawartości antymonu, arsenu, chromu,<br />
cynku, kadmu, kobaltu, ołowiu, wanadu w zakresie stężeń przedstawianych w literaturze<br />
[Kabata-Pendias, Mukherjee 2006; Merian 1991], a zawartości cyny, miedzi, niklu,<br />
rtęci i strontu – w niższych zakresach. Produkcja wyrobów ceramicznych w bardzo dużych<br />
zakładach przemysłowych wykorzystujących surowce o podwyższonej zawartości<br />
pierwiastków śladowych może być źródłem emisji do środowiska pierwiastków, zwłaszcza<br />
tych, które charakteryzuje stosunkowo wysoka lotność (fluoru, rtęci, selenu, arsenu,<br />
antymonu). W przypadku produkcji cementu do uruchamiania potencjalnie szkodliwych<br />
metali i metaloidów bardziej przyczynia się obecność tych pierwiastków w paliwach wykorzystywanych<br />
w produkcji niż ich obecność w surowcach węglanowych.<br />
WNIOSKI. Na podstawie uzyskanych wyników badań i ich analizy sformułowano następujące<br />
wnioski:<br />
1. Wśród surowców wykorzystywanych do produkcji ceramiki budowlanej niskimi zawartościami<br />
pierwiastków śladowych wyróżniają się lessy ze złoża Izbica oraz triasowe iły<br />
ze złoża Ligota Dolna, zaś wysokimi zawartościami – mio-plioceńskie śródlądowe utwory<br />
serii poznańskiej ze złoża w Fordonie. Iły ze złoża Turów, wyróżniają wyraźnie podwyższona<br />
zawartość uranu, toru, cyny i rtęci.<br />
2. Spośród surowców wykorzystywanych do produkcji cementu niskime zawartości pierwiastków<br />
śladowych mają oksfordzkie wapienie ze złoża Barcin, wapienie żywetu ze<br />
złoża Miedzianka oraz wapienie, wapienie zdolomityzowane i dolomity karbonu dolnego<br />
ze złoża Czatkowice, zaś podwyższone zawartości pierwiastków śladowych stwierdzono<br />
w surowcach pochodzących ze złóż Nowiny.<br />
PIŚMIENNICTWO<br />
Borkowski J. Ślusarek M 1987. Technologia odzysku dolomitu z odpadów poflotacyjnych rejonu<br />
bolesławsko-olkuskiego. III Międzynarodowa konferencja „Dolomit w gospodarce narodowej”<br />
Gliwice-Szczyrk.<br />
Chipera S., Bish D. 2002. Thermal evolution of fluorine from smectite and kaolinite. Clays and<br />
Clay Minerals 50 (1): 38–46.<br />
Dyląg J., Gientka M., Krystkiewicz E., Malon A., Piotrowska A., Przeniosło S., Siekiera D., Skrzypczyk<br />
L., Szczygielski W., Tymiński M., Chojęta H., Bońda R. 2006. Bilans zasobów kopalin<br />
i wód podziemnych w Polsce. Państwowy Instytut Geologiczny. Warszawa.<br />
Grabowski M., Maziarz E., Baran W. 1987. Wybrane zagadnienia techniczno-technologiczne pro-<br />
533
Bioakumulacja<br />
dukcji dolomitu dla celów rolniczych w GZD Bytom. III Międzynarodowa konferencja „Dolomit<br />
w gospodarce narodowej” Gliwice-Szczyrk.<br />
Kozyra Z. Śnieżek P. 1987. Surowce ilaste przemysłu materiałów budowlanych. W: Budowa geologiczna<br />
Polski t. VI Złoża surowców mineralnych. S. 550–559. Wyd. Geologiczne Warszawa.<br />
Kabata-Pendias A., Mukherjee A. 2007. Trace elements from soil to human. Springer.<br />
Mazurkiewicz Z. 1966. Dokumentacja geologiczna złoża iłów ceramiki budowlanej w „Fordon”.<br />
Przedsiębiorstwo Robót i Gospodarki Kopalnianej Przemysłu Ceramiki Budowlanej w Warszawie.<br />
Merian E. 1991. Metals and their compounds In the environment.VCH.<br />
Muszyński M., Wyszomirski P. 1991. Cyrkon i minerały tytanu w kaolinach dolnośląskich. Pol.<br />
Tow. Miner. - Pr. Spec., 1: 129–134.<br />
USEPA. 1995. Compilation of Air Pollutant Emission Factors. Vol. 1: Stationary Point and Area<br />
Sources, AP 42, Section 11.3 Bricks and related Clay Products.http://www.epa.gov/ttn/chief/<br />
ap42/ch11/index.html<br />
USEPA. 1995. Compilation of Air Pollutant Emission Factors. Vol. 1: Stationary Point and Area<br />
Sources, AP 42, Section 11.6 Portland Cement Manufacturing Products.http://www.epa.gov/<br />
ttn/chief/ap42/ch11/index.html<br />
Witek B. 1993. Pierwiastki śladowe w iłach trzeciorzędowych na obszarze centralnej części boku<br />
przedsudeckiego – występowanie i rozdział fazowy. Polskie Towarzystwo Mineralogiczne –<br />
Prace Specjalne zesz. 4: 136–140.<br />
Wyrywicka K. 1987. Surowce wapienne. W: Budowa geologiczna Polski t. VI Złoża surowców mineralnych.<br />
Wyd. Geologiczne Warszawa: 581–615.<br />
Wyszomirski P. 1991. Kaolin z Jegłowej na Dolnym Śląsku wartościowym surowcem mineralnym.<br />
Polskie Towarzystwo Mineralogiczne – Prace Specjalne zesz. 1: 209–215.<br />
Wyszomirski P., Muszyński M., Szydłak T. 1994. Geochemia pierwiastków śladowych w skałach<br />
ilastych liasu północnego obrzeżenia Gór Świętokrzyskich. Mater. Konf. w 25-lecie<br />
PTMin. Pol. Tow. Miner. - Pr. Specj., 5: 210–212.<br />
Wyszomirski P. 1992. Geochemia wybranych pierwiastków śladowych w kaolinach dolnośląskich.<br />
Zeszyty Naukowe AGH. Geologia zesz. 53: 1–155.<br />
TRACE ELEMENTS IN RAW MATERIALS USED IN BUILDING CERAMIC AND CEMENT<br />
PRODUCTION AS A SOURCE OF POTENTIAL ENVIRONMENTAL POLLUTION<br />
Contents of Ag, As, Ba, Cd, Co, Cu, Cr, Hg, Ni, Pb, Se, Sn, Sb, Tl, V and Zn were<br />
determined in raw materials of different genesis and age, applied to production of building<br />
ceramic and cement. 65 samples of clay raw materials, taken from following deposits:<br />
Plecewice, Wąwał, Brzeziny, Gołebiewo, Ligota Dolna, Gnaszyn, Izbica, Fordon, Turoszów<br />
and Bełchatów and 86 samples of calcareous raw materials, taken from deposits: Ożarów,<br />
Opole, Chełm, Barcin, Małogoszcz, Miedzianka, Nowiny, Czatkowice, Ogrodzieniec, Rudniki<br />
and Strzelce Opolskie, were analyzed. It was observed that clay raw materials have characterized<br />
by a few time higher trace elements concentrations than calcareous raw materials.<br />
Among analyzed clay raw materials the Pliocene intercontinental sediments of Poznań<br />
Series of Fordon deposit and among calcareous raw materials – the Devon limestone of<br />
Nowiny deposit and the Cretaceous limestone of Opole deposit distinguish themselves by<br />
the highest contents of potential toxic elements.<br />
534
INDEks autorów<br />
A<br />
Antonkiewicz J. 302<br />
Arceusz A. 199<br />
B<br />
Barski D. 410<br />
Bełdowska M. 394<br />
Biedrzycka A. 255<br />
Bielicka A. 74, 296<br />
Biernacka E. 101, 106<br />
Bojakowska I. 522, 528<br />
Bojanowska I. 74, 296<br />
Borkowski A. 512, 517<br />
Boroń K. 160<br />
Borowska K. 18<br />
Borowski J. 106<br />
Brodziak A. 451<br />
Brzostowska-Żelechowska D.<br />
271<br />
Brzóska M.M. 366<br />
Burzyńska I. 84<br />
C<br />
Chlubek D. 420<br />
Ciba J. 63<br />
Ciesielczuk t. 503<br />
Czerniak A. 215, 265<br />
Czop M. 144<br />
D<br />
Dąbkowska-Naskręt H. 33<br />
Dmochowski D. 149<br />
Dmuchowski W. 209<br />
Dziubak K. 404<br />
F<br />
Fabijańczyk P. 79, 89<br />
Fabisiak J. 414<br />
Falkowska K. 115<br />
Falkowska L. 394<br />
Filipek T. 115<br />
Frankowski M. 338<br />
G<br />
Gajewski P. 52<br />
Gałażyn-Sidorczuk M. 366<br />
Gąbka D. 236, 243<br />
Gierula A. 236, 243<br />
Głowacka-Gil A. 255<br />
Gotkowska-Płachta A. 388<br />
Górna M. 215<br />
Grabowski K. 255<br />
Grzebalska A. 469<br />
J<br />
Jabłońska M. <strong>31</strong>1, 455<br />
Jainta E. <strong>31</strong>1<br />
Jaszczyński J. 333<br />
K<br />
Kabała C. 137<br />
Kalisińska E. 404, 428<br />
Kamiński B. 265<br />
Karczewska A. 1<strong>31</strong><br />
Kaszubkiewicz J. 23<br />
Kawałko D. 23, 177<br />
Kayzer D. 215<br />
Kędzierska-Matysek M. 451<br />
Kita A. 455<br />
537
Indeks Autorów<br />
Klatka S. 160, 371<br />
Klimkowska P. 434, 438<br />
Klink A. 204, 225<br />
Kobierska H. 33<br />
Kobierski M. 33<br />
Kocela A. 94<br />
Koper J.18<br />
Kośla T. 13, 399, 434, 438, 442<br />
Kowalczyk E. 371<br />
Kozłowska-Strawska J. 291<br />
Krajewska E. 278<br />
Krawczyk J. 204, 225<br />
Król A. 1<strong>31</strong><br />
Król J. 451<br />
Krupa A. 296<br />
Krusiński R. 447<br />
Kud K. 165<br />
Kud K. 376<br />
Kusza G. 110, 503<br />
Kwaśniak J. 394<br />
Kwiatkowska J. 183<br />
Kyzioł-Komosińska J. 94<br />
L<br />
Lech D. 528<br />
Leszczyński J. 296<br />
Letachowicz B. 204, 225<br />
Lewandowska I. 366<br />
Lewińska-Preis L. 455<br />
Lidwin-Kaźmierkiewicz M. 507<br />
Lipka K. 160, 371<br />
Litwińczuk A. 451<br />
Lubkowska A. 464<br />
M<br />
Machoy Z. 420<br />
Maciejewska A. 183, 284<br />
Maciejewska M. 271<br />
Malinowski R. 40<br />
Małuszyńska I. 106<br />
Małuszyński M.J. 101, 106, 475<br />
Medyńska A. 137<br />
Michalik P. 399<br />
Mocek A. 52<br />
N<br />
Niedźwiecki E. 126<br />
Niesiobędzka K. 278<br />
O<br />
Obolewski K. 380<br />
Oleśków B. 121<br />
P<br />
Palczewska M. 428<br />
Paryjczak T. 193<br />
Pasieczna A. 522, 528<br />
Pawlaczyk A. 193<br />
Pawlak A. 149<br />
Piekutin J. 355, 479<br />
Pietrucik U. 220<br />
Pięta M. <strong>31</strong>1<br />
Piotrowska S. 420<br />
Podlasińska J. 220<br />
Pokorska K. 507<br />
Popiołek-Pyrz M. 447<br />
Poszyler-Adamska A. 265<br />
Prędecka A. 149<br />
Pusz A. 284<br />
Pytel A. 371<br />
R<br />
Rajkowska M. 507<br />
Rauba M. 360<br />
Rekosz-Burlaga H. 260<br />
S<br />
Sapek A. <strong>31</strong>7, 333<br />
Sapek B. 170, 333<br />
538
Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych <strong>nr</strong> <strong>31</strong>, 2007 r.<br />
Schuetz P. 296<br />
Siemieniuk A. 323, 328<br />
Siepak M. 338<br />
Skibniewska E.M. 13, 434, 438,<br />
442<br />
Skibniewski M. 438, 442<br />
Skorbiłowicz E. 58, 348, 479,<br />
498<br />
Skorbiłowicz M. 58, 348, 479,<br />
498<br />
Skwira M. 63<br />
Sobieraj W. 464<br />
Sołtykiewicz E. 209<br />
Spodniewska A. 410<br />
Spychalski W. 52, 485<br />
Szczepocka A. 149<br />
Szczykowska J. 323, 328<br />
Szkoda J. 469<br />
Szopka K. 28<br />
Szynkowska M.I. 193<br />
Ś<br />
Świerk K. 74<br />
T<br />
Tołoczko W. 46<br />
Trawczyńska A. 46<br />
TykwińskaT. 18<br />
U<br />
Ulewicz-Magulska B. 188<br />
Urbańska-Słomka G. 434, 438<br />
W<br />
Wandrasz J.W. 144<br />
Wesołowski M. 188, 199<br />
Wiater J. 58<br />
Wisłocka M. 204, 225<br />
Wolicka D. 512, 517<br />
Wolski K. 236, 243<br />
Woszczyk M. 485<br />
Woźniak L. 165, 376<br />
Woźniczka P. 23<br />
Wraga K. 249<br />
Wybieralski J. 271<br />
Wyszkowska J. 2<strong>31</strong><br />
Wyszkowski M. 154, 2<strong>31</strong><br />
Z<br />
Zabłocki Z. 220<br />
Zasadowski A. 410<br />
Zawadzińska A. 249<br />
Zawadzki J. 79, 89<br />
Zawalich K. 394<br />
Zioła A. 338<br />
Ziółkowska A. 154<br />
Ziółkowski B. 165<br />
Zołotajkin M. 63, 68<br />
Ż<br />
Żmudzki J. 469<br />
539
Change language