Tereny zdegradowane i rekultywowane – możliwości ich

Tereny zdegradowane
i rekultywowane – możliwości
ich zagospodarowania
Szczecin 2009
Recenzenci
Prof. dr hab. Elżbieta Jolanta Bielińska
dr hab. Marek Bury
dr hab. Marzena Gibczyńska prof. ZUT
Prof. dr hab. Andrzej Mocek
Prof. dr hab. Elżbieta Skórska
Prof. dr hab. Sławomir Stankowski
Prof. dr hab. Kazimierz Szymański
Redakcja
Prof. dr hab. Sławomir Stankowski
Dr inż. Krzysztof Pacewicz
Copyright by Polskie Towarzystwo Inżynierii Ekologicznej (PTIE)
Szczeciński Oddział PTIE
ul. Słowackiego 17; 71-434 Szczecin
skład: Krzysztof Pacewicz
z wykorzystaniem pakietu:
Wydawca:
P. P. H. Zapol Dmochowski, Sobczyk Sp. j.
Aleja Piastów 42; 71-065 Szczecin
ISBN
Wydanie publikacji dofinansowane z
Spis treści
1. Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA, Grzegorz HURY
ZASTOSOWANIE TESTÓW ENZYMATYCZNYCH DO OCENY JAKOŚCI GLEB
PO-ROLNYCH ZALESIONYCH SOSNĄ ZWYCZAJNĄ
THE USE OF ENZYMATIC TESTS IN THE ASSESSMENT OF POST-AGRICULTURAL
SOILS AFFORESTED WITH COMMON PINE .................................................................... 7
2. Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA, Barbara KOŁODZIEJ, Janusz WIŚNIEWSKI,
Małgorzata KAWECKA-RADOMSKA
WPŁYW
ZRÓŻNICOWANYCH
DAWEK
OSADU
ŚCIEKOWEGO
NA
WŁAŚCIWOŚCI CHEMICZNE I BIOCHEMICZNE GLEB ZLOKALIZOWANYCH
NA TERENIE SKŁA-DOWISKA ODPADÓW KOMUNALNYCH
THE INFLUENCE OF DIVERSIFIED DOSES OF SEWAGE SLUDGE ON THE
CHEMICAL AND BIOCHEMICAL PROPERTIES OF SOILS LOCATED IN A
MUNICIPAL WASTE DUMP …............................................................................................ 17
3. Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA, Tadeusz WĘGOREK, Andrzej MOCEK, Aneta PUCHAŁA
WPŁYW RYZOSFERY NA AKTYWNOŚĆ ENZYMATYCZNĄ GLEB W UPRAWIE
REGENERACYJNEJ SOSNY ZWYCZAJNEJ W ZASIĘGU DŁUGOLETNIEJ
EMISJI AZOTOWEJ
THE INFLUENCE OF THE RHIZOSPHERE UNDER COMMON PINE REGENERATION
CULTIVATION ON THE ENZYMATIC ACTIVITY OF SOILS DAMAGED BY
PROLONGED NITROGEN EMISSION …........................................................................... 25
4. Magdalena BŁASZAK, Andrzej NOWAK, Justyna ZAKOSZTOWICZ
WPŁYW FITOREMEDIACJI GLEBY SKAŻONEJ SUBSTABCJAMI ROPOPOCHODNYMI NA ZMIANY W ILOŚCI MIKROORGANIZMÓW AKTYWNYCH
AMYLOLITYCZNIE
THE INFLUENCE OF PHYTOREMEDIATION OF SOIL POLLUTED WITH OIL
SUBSTANCES ON THE AMYLOLITIC MICROORGANISMS COUNT …...................... 35
5. Agnieszka DOBROWOLSKA, Agnieszka ZAWADZIŃSKA
OCENA PRZYDATNOŚCI PODŁOŻY Z DODATKIEM KOMPOSTÓW Z KOMUNALNEGO OSADU ŚCIEKOWEGO W UPRAWIE NIECIERPKA NOWOGWINEJSKIEGO. CZ. I. WZROST, KWITNIENIE I WARTOŚĆ DEKORACYJNA
ROŚLIN
EVALUATIONS OF USE OF MEDIA WITH ADDITION OF MUNICIPAL SEWAGE
SLUDGE COMPOST IN CULTIVATION OF NEW GUINEA IMPATIENS. PART I.
GROWTH, FLOWERING AND DECORATIVE VALUE OF PLANTS .............................. 41
6. Marzena GIBCZYŃSKA, Marcin ROMANOWSKI, Grzegorz HURY, Justyna PAPROTNA
OCENA PRZYDATNOŚCI OSADÓW ŚCIEKOWYCH DO REKULTYWACJI NA
PODSTAWIE
WARTOŚCI
STOSUNKÓW
JONOWYCH
WYBRANYCH
MAKROSKŁA-DNIKÓW W FESTULOLIUM BRAUNII ODMIANY FELOPA
THE USABILITY ESTIMATION OF SEWAGE SLUDGE FOR RECLAMATION BASED
ON IONIC RATIO OF SELECTED MACROELEMENTS IN FESTULOLIUM BRAUNII CV.
FELOPA ….............................................................................................................................. 51
7. Mirosława GILEWSKA, Krzysztof OTREMBA
WŁAŚCIWOŚCI
KOŃCOWEGO
FRAGMENTU
ZWAŁOWISKA
WEWNĘTRZNEGO KWB „ADAMÓW” – O/WŁADYSŁAWÓWI WYBÓR
KIERUNKU REKULTYWACJI
PROPERTIES OF THE FINAL PART OF INNER DUMP „ADAMÓW” –
O/WŁADYSŁAWÓW AND THE CHOICE OF RECLAMATION DIRECTION ….......... 59
8. Małgorzata HAWROT-PAW, Hanna HRECZUK
POTENCJALNE WŁAŚCIWOŚCI REMEDIACYJNE WYBRANYCH GATUNKÓW
ROŚLIN
POTENTIAL REMEDIATION PROPERTYOF CHOSEN PLANTS SPECIES …............... 65
9. Yaroslav HNATYSHYN, Borys DZYADEVYCH, Ihor-Roman KENS, Stepan LIS
PHYTOMASSE ALS ALTERNATIVE ENERGIEQUELLE
PHYTOMASS AS ALTERNATIVE ENERGY SOURCE …................................................. 71
10. Grażyna KAUP, Joanna WÓJCICKA
WYSTĘPOWANIE
MISECZNIKA
CISOWCA
(PARTHENOLECANIUM
POMERANICUM KAW.) NA TAXUS BACCATA L. W WYBRANYCH ZIELEŃCACH
SZCZECINA
THE OCCURRENCE PARTHENOLECANIUM POMERANICUM KAW ON THE TAXUS
BACCATA L IN SELECTED OF GREEN AREAS IN SZCZECIN …................................... 75
11. L. KOPIY, V. MOKRYY, M. PASLAWSKYY, GARASYMCHUK
FITOMELIORACJA KRAJOBRAZU TECHNOGENNEGO JAWOROWSKIEGO
REJONU GÓRNICZO-PRZEMYSŁOWEGO MIKORYZOWANEGO LEŚNYM
MATERIAŁEM SADZENIOWYM
THE ANALYSIS OF LANDSCAPE AND ECOLOGICAL SITUATION OF YAVORIV
MINING DISTRICT IS EXECUTED …................................................................................ 81
12. Marcin KUBUS, Grzegorz NOWAK, Małgorzata NOWAKOWSKA
WPROWADZANIE ROŚLIN NA SKARPY PRZYDROŻNE, JAKO TERENY
ZDEGRA-DOWANE
INTRODUCTION OF PLANTS INTO ROADSIDE ESCARPMENTS REGARDED AS
DEGRADED AREAS …......................................................................................................... 89
13. Marcin KUBUS,Teresa WOJCIESZCZUK, Ryszard MALINOWSKI, Edward MELLER
OCENA WŁAŚCIWOŚCI MIESZANKI KAMIENNO-GLEBOWEJ HYDRALIT
FIRMY TEGRA I JEJ ZASTOSOWANIE W UPRAWIE DRZEW NA TERENACH
ZURBANIZOWANYCH
EVALUATION OF PROPERTIES OF STRUCTURAL SOIL HYDROLIT PRODUCED BY
TEGRA AND ITS APPLICATION FOR TREE CULTIVATION ON URBAN AREAS . 101
14. Ryszard MALINOWSKI, Andrzej ŁYSKO, Michał KUPIEC, Edward MELLER
CHARAKTERYSTYKA WŁAŚCIWOŚCI GLEBY ALUWIALNEJ W DOLINIE
RZEKI DAYI, PŁYNĄCEJ PRZEZ DYSTRYKT KPANDU WE WSCHODNIEJ
CZĘŚCI GHANY
PROPERTIES OF ALLUVIAL SOILS WITHIN RIVER DAYI VALLEY, FLOWING
THROUGH KPANDI DISTRICT IN EASTERN PART OF GHANA …............................ 111
15. Edward MELLER
SKŁAD MORFOLOGICZNY ODPADÓW KOMUNALNYCH WYTWARZANYCH W
TRZEBIEŻY
MORPHOLOGICAL COMPOSITION OF MUNICIPAL WASTE FROM TRZEBIEŻ …. 119
16. Elżbieta MŁYNKOWIAK, Ignacy KUTYNA, Anna NOWAK
AKTUALNY STAN POEKSPLOATACYJNEGO WYROBISKA KRUSZYW W
MIELENKU DRAWSKIM
THE CURRENT STATE OF EXCAVATION AFTER GRAVEL AND SAND
EXPLOITATION LOCATED ET MIELENKO DRAWSKIE ….......................................... 125
17. Edward NIEDŹWIECKI, Edward MELLER, Marta WOJCIESZCZUK, Joanna SPYCHAJ
NIEKONTROLOWANE WYSYPISKA ODPADÓW KOMUNALNYCH – PROBLEM
CIĄGLE AKTUALNY
UNREGULATED MUNICIPAL DUMPING SITE – STILL A CURRENT PROBLEM .... 137
18. Krystyna Przybulewska, Magdalena Błaszak
WPŁYW BENZYNY BEZOŁOWIOWEJ W GLEBIE ZASOLONEJ NA
LICZEBNOŚĆ MIKROORGANIZMÓW WYBRANYCH GRUP FIZJOLOGICZNYCH
INFLUENCE OF LEAD-FREE PETROL IN THE SALINITY SOIL ON THE
POPULATION OF MICROORGANISMS METABOLIZING SELECTED ORGANIC
COMPOUNDS …...........................................................................................................…... 145
19. Małgorzata PSTRĄGOWSKA, Jacek BOROWSKI
FOTOGRAFICZNA METODA POMIARU PRZYROSTÓW DRZEW W BADANIACH
REGENERACJI KORON PRZESADZANYCH JESIONÓW WYNIOSŁYCH
(FRAXINUS EXCELSIOR L.)
THE PHOTOGRAPHIC METHOD OF TREE INCREMENT EVALUATION IN
RESEARCH REGENERATION CROWN OF TRANSPLANTED EUROPEAN ASH
(FRAXINUS EXCELSIOR L.) …........................................................................................... 153
20. Sławomir STANKOWSKI, Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA
POPIOŁY Z BIOMASY A MOŻLIWOSCI WYKORZYSTANIA DO CELÓW
NAWOZOWYCH
ASHES FROM BIOMASS – POSSIBILITIES FOR UTILISSATION AS FERTILIZER .. 161
21. Maria SWARCEWICZ, Justyna SOBCZAK, Dorota KOSYL
WPŁYW RODZAJU POPIOŁU NA pH W ROZTWORZE WODNYM FARMACEUTYKÓW W UKŁADZIE MODELOWYM WODA–GLEBA–POPIÓŁ LOTNY
THE EFFECT OF ASH TYPE pH IN WATER SOLUTION OF PHARMACEUTICS IN THE
MODEL DESIGN WATER–SOIL–FLY ASH ….................................................. 165
22. Maria SWARCEWICZ, Justyna SOBCZAK, Waldemar PAŹDZIOCH
WPŁYW DODATKU POPIOŁU LOTNEGO DO GLEBY NA PH W OBECNOŚCI
HERBICYDÓW Z RÓWNOCZESNĄ SORPCJĄ METAMITRONU
THE EFFECT OF FLY ASH ADDIION TO THE SOIL ON PH IN THE PRESENCE OF OF
HERBICIDES AND SORPTION OF METAMITRON ….................................................. 175
23. Magdalena SZENEJKO
OCENA PRZYDATNOŚCI WYBRANYCH EKOTYPÓW POA PRATENSIS L. DO
REKULTYWACJI TERENÓW ZDEGRADOWANYCH
EFFECT OF SELECTED ECOTYPES OF POA PRATENSIS L. UTILITY TO
RECLAMATION OF DEGRADED LAND …..................................................................... 185
24. Przemysław ŚMIETANA
OCENA JAKOŚCI EKOSYSTEMÓW WODNYCH ZNAJDUJĄCYCH SIĘ NA
TERENIE WDZYDZKIEGO PARKU KRAJOBRAZOWEGO W ŚWIETLE
WYMAGAŃ SIEDLISKOWYCH RAKA SZLACHETNEGO (ASTACUS ASTACUS) W
ASPEKCIE SKUTECZNOŚCI POTENCJALNEJ RESTYTUCJI TEGO GATUNKU
EVALUATION OF WATER ECOSYSTEMS IN WDZYDZKI LANDSCAPE PARK IN
TERMS OF THE HABITAT DEMANDS OF NOBLE CRAYFISH (ASTACUS ASTACUS) IN
ASPECT OF SUCCESSFUL RESTOCKING OF THE SPECIES …............................. 193
25. Tomasz TOMASZEWICZ, Justyna CHUDECKA, Mariola WRÓBEL
WŁAŚCIWOŚCI SORPCYJNE WARSTWY PRÓCHNICZNEJ GLEB POBOCZY
DRÓG PRZEBIEGAJĄCYCH PRZEZ KOMPLEKSY LEŚNE RÓWNINY
GOLENIOWSKIEJ
THE SORPTION PROPERTIES OF HUMUS LAYER OF ROADSIDE SOILS OF FOREST
ROADS IN GOLENIOWSKA PLAIN …............................................................................. 213
26. Tadeusz WĘGOREK
WARUNKI
PRODUKCJI
LEŚNEJ
NA
SKARPACH
ZWAŁOWISKA
ZEWNĘTRZNEGO PO KOPALNI SIARKI W PIASECZNIE W ASPEKCIE
POZYSKANIA DREWNA OPAŁOWEGO
THE CONDITIONS OF FOREST PRODUCTION ON SCARPS OF THE EXTERNAL
WASTE BANK AFTER SULPHUR MINE IN PIASECZNO IN THE ASPECT OF
FIREWOOD LOGGING ….................................................................................................. 219
27. Teresa WOJCIESZCZUK, Ryszard MALINOWSKI, Marta WOJCIESZCZUK, Marcin
KUBUS
WŁAŚCIWOŚCI CHEMICZNE I MOŻLIWOŚCI ZASTOSOWANIA W TERENACH
ZIELENI MINERALNYCH NAWIERZCHNI DROGOWYCH FIRMY TEGRA
CHEMICAL PROPERTIES AND USE OF NATURAL MINERAL SURFACES AND
TEGRA MIXTURES IN GREEN AREAS …....................................................................... 231
28. Jacek WRÓBEL, Anna STOLARSKA, Anna WASILEWSKA, Robert KOWALEWSKI
REAKCJA FIZJOLOGICZNA SIEWEK ŻYTA OZIMEGO NA OBECNOŚC W
PODŁOŻU CHLORKU SODU
THE PHYSIOLOGICAL REACTION OF WINTER RYE SEEDLINGS TO THE
PRESENCE OF SODIUM CHLORIDE IN THE MEDIUM …........................................... 241
29. Krzysztof Wraga, Marcin Kubus
WPŁYW KOMPOSTÓW Z KOMUNALNEGO OSADU ŚCIEKOWEGO, WYCIERKI
ZIEMNIACZANEJ, SŁOMY I TROCIN NA KWITNIENIE I WALORY
DEKORACYJNE CHRYZANTEMY WIELKOKWIATOWEJ (CHRYSANTHEMUM ×
GRANDIFLORUM (RAMAT.) KITAM)
THE INFLUENCE OF COMPOSTS MADE OF MUNICIPAL SEWAGE SLUDGE,
POTATO PULP, STRAW AND SAWDUST ON FLOWERING AND DECORATIVE VALUE
OF CHRYSANTHEMUM GRANDIFLORUM ….................................................................. 249
30. Agnieszka ZAWADZIŃSKA, Agnieszka DOBROWOLSKA, Dorota JANICKA
OCENA PRZYDATNOŚCI KOMPOSTÓW NA BAZIE OSADÓW ŚCIEKOWYCH W
UPRAWIE NIECIERPKA NOWOGWINEJSKIEGO. CZ. II. ZAWARTOŚĆ
MAKROSKŁADNIKÓW W PODŁOŻACH I ROŚLINACH
EVALUATIONS OF USE OF MEDIA WITH ADDITION OF MUNICIPAL SEWAGE
SLUDGE COMPOST IN CULTIVATION OF NEW GUINEA IMPATIENS. PART II.
CONTENT OF MACROELEMENTS IN MEDIA AND PLANTS …................................. 259
Zastosowanie testów enzymatycznych...
Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA 1, Grzegorz HURY 2
ZASTOSOWANIE TESTÓW ENZYMATYCZNYCH DO OCENY
JAKOŚCI GLEB POROLNYCH ZALESIONYCH SOSNĄ ZWYCZAJNĄ
THE USE OF ENZYMATIC TESTS IN THE ASSESSMENT OF POSTAGRICULTURAL SOILS AFFORESTED WITH COMMON PINE
1
Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie
[email protected]
2
Katedra Agronomii; Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
STRESZCZENIE W pracy zastosowano wybrane testy enzymatyczne do oceny jakości gleb porolnych
zalesionych sosną zwyczajną. Badania zlokalizowano we wschodniej części województwa lubelskiego na terenie
Nadleśnictwa Sobibór. Badaniami objęto gleby porolne pod drzewostanami kilkunastoletnimi (15-17 lat) sosny
zwyczajnej (Pinus silvestris L.). Obiektami porównawczymi były gleby sąsiadujących z nimi pól uprawnych
oraz gleby około 150-letnich drzewostanów sosnowych lasów naturalnych. Modyfikacja chemicznych
właściwości gleb porolnych pod wpływem sosny zwyczajnej spowodowała istotne zmiany ich aktywności
enzymatycznej. Analizowane sposoby użytkowania badanych gleb można uszeregować pod względem ich
korzystnego oddziaływania na aktywność dehydrogenaz, fosfatazy kwaśnej, fosfatazy alkalicznej i proteazy w
następującej kolejności: naturalne ekosystemy leśne > pola uprawne > zalesienia, a w przypadku aktywności
ureazy: pola uprawne > zalesienia > naturalne ekosystemy leśne. Zmiany aktywności enzymatycznej badanych
gleb, których natężenie oraz kierunek uzależnione były zarówno od rodzaju badanego enzymu, jak i właściwości
chemicznych gleb wskazują na wielokierunkowe oddziaływanie zalesień na środowisko glebowe.
SUMMARY A number of enzymatic tests were used to assess the quality of post-agricultural soils afforested
with common pine in the eastern part of the Lubelskie Province, based on Sobibór Forestry Commission land.
The studies involved comparing post-agricultural soils under 15–17 year old stands of common pine (Pinus
silvestris L.) with adjacent soils under approximately 150 year old stands of natural pine forests and that of
cultivated fields. Modification of the chemical properties of post-agricultural soils under the influence of
common pine caused significant changes in the enzymatic activity. The analyses resulted in the following order
of soil use types, based on their favourable influence on the activity of dehydrogenases, acid phosphatase,
alkaline phosphatase and protease: natural woodland ecosystems > cultivated fields > forestations. In the case of
urease activity the order was: cultivated fields > forestations > natural woodland ecosystems. Changes in the
enzymatic activity of the soils, with the intensity and direction depending both on the type of enzyme and the
chemical properties of the soils, prove the multidirectional influence of forestation on the soil environment.
Słowa kluczowe: zalesienia, gleby porolne, aktywność enzymatyczna
Keywords: afforestation, post-arable soils, enzymatic activity
WSTĘP
Postępujące wylesienia, związane głównie z rozwojem rolnictwa, doprowadziły w wielu
krajach Europy Środkowej do likwidacji naturalnej pokrywy roślinnej aż do granic
ekstremalnych i do przekroczenia biologicznie dopuszczalnej granicy rolno-leśnej [Gliński,
Turski 2002; Uri i in. 2007]. Spowodowało to ogólno-przyrodnicze, katastrofalne skutki
[Blum 1998; Gliński, Turski 2002]. W Polsce największe wylesienia miały miejsce między
XII a XV wiekiem i trwały do drugiej wojny światowej. W 1945 roku lesistość kraju wynosiła
21% [Gorzelak 1996]. W latach 1947–1987 zalesiono łącznie 1,2 miliona hektarów gruntów
porolnych i nieużytków zwiększając lesistość kraju do 27,8% [Olszewska, Smal 2008].
Krajowy Program Zwiększania Lesistości zakłada, że w roku 2020 lesistość kraju będzie
wynosiła 30%, a w 2050 roku zwiększy się o kolejne 3% [MŚ 2003]. Gospodarowanie
zasobami glebowymi w ramach zrównoważonego rozwoju, uwzględniającego cele społeczne,
ekonomiczne i ekologiczne wymaga przekazywania corocznie pewnych obszarów użytków
7
Bielińska, Hury
rolnych, zwłaszcza o słabej przydatności rolniczej pod zalesienie [Projekt 2000, „II Polityka
Ekologiczna Państwa”]. Pozwoli to na racjonalne odtworzenie granicy rolno-leśnej
i zabezpieczenie pod naturalnymi zespołami roślinnymi gleb zagrożonych degradacją
[Gliński, Turski 2002; Skłodowski 2002; Olszewska, Smal 2008].
Zalesienie gruntów użytkowanych rolniczo radykalnie zmienia ich właściwości fizyczne,
chemiczne i biologiczne [Gorzelak 1996; Kahle i in. 2005; Wall, Hytönen 2005; Olszewska,
Smal 2008]. Aktywność enzymów glebowych odzwierciedla przeobrażenia środowiska
glebowego zachodzące pod wpływem zmiany sposobu użytkowania gruntów [Adams 1992;
Brożek 1993; Clarholm 1993; Gorzelak 1996]. Zastosowanie testów enzymatycznych do
analizy funkcjonowania systemu glebowego pozwala na ocenę skuteczności zaleceń
dotyczących kształtowania ekosystemów leśnych na gruntach porolnych [Brożek 1993; Dick
1994; Kahle i in. 2005].
W pracy zastosowano wybrane testy enzymatyczne do oceny jakości gleb porolnych
zalesionych sosną zwyczajną.
METODY BADAŃ
Badania zlokalizowano we wschodniej części województwa lubelskiego na terenie
Nadleśnictwa Sobibór. Badaniami objęto gleby porolne pod drzewostanami kilkunastoletnimi
(15–17 lat) sosny zwyczajnej (Pinus silvestris L.). W Nadleśnictwie Sobibór sosna zwyczajna
jest głównym gatunkiem lasotwórczym – 73% [Okruch 2004]. Obiektami porównawczymi
były gleby sąsiadujących z nimi pól uprawnych oraz gleby około 150-letnich drzewostanów
sosnowych lasów naturalnych. Prace badawcze prowadzono w granicach administracyjnych
następujących miejscowości: Bukowski Las (51o22'49''N, 23o26'28''E), Kosyń (51o23'13''N,
23o33'55''E),
Osowa
(51o24'52''N,
23o32'15''E),
Sobibór
(51o28'44''N,
23o38'05''E),
w warunkach siedliskowych zakwalifikowanych do borów świeżych. Występują tu gleby
rdzawe (Dystric Arenosol) o składzie granulometrycznym od piasków luźnych do
słabogliniastych. Grunty te kwalifikują się do V i VI klasy bonitacyjnej.
Powierzchnie badawcze reprezentujące gleby: leśne porolne, użytkowane rolniczo oraz
naturalnych ekosystemów leśnych wytypowano w bliskiej od siebie odległości (100–400 m).
Pozwoliło to założyć, że głównym czynnikiem różnicującym właściwości analizowanych gleb
jest sposób ich użytkowania.
W roku pobrania próbek na wszystkich objętych badaniami polach uprawiano żyto. We
wcześniejszych pięciu latach występowały tam również ziemniaki. W latach tych nawożenie
pól było niskie, głównie obornikiem – maksymalnie w dawce 30 t ∙ ha-1, sporadycznie
stosowane było nawożenie mineralne saletrzakiem lub superfosfatem.
8
Zastosowanie testów enzymatycznych...
Próbki glebowe pobrano wiosną 2009 roku z warstwy 0–20 cm. Analizowana próbka
glebowa była średnią z 5 próbek pobranych z każdej powierzchni.
W ramach analiz biochemicznych określono aktywność dehydrogenaz [Thalmann 1968],
fosfatazy kwaśnej i fosfatazy alkalicznej [Tabatabai, Bremner 1969], ureazy [Zantua, Bremner
1975] oraz proteazy [Ladd, Butler 1972]. Analizy chemiczne obejmowały oznaczenia: pH
w 1 mol·dm-3 KCl [ISO 10390], zawartości węgla organicznego analizatorem Vario Max oraz
azotu amonowego i azotu azotanowego [ISO 14255]. Wszystkie oznaczenia wykonywano
w trzech powtórzeniach.
Analizę statystyczną wyników wykonano przy wykorzystaniu programu Statistica 6.0 PL.
WYNIKI I DYSKUSJA
Zalesione gleby porolne oraz gleby naturalnych ekosystemów leśnych charakteryzowały
się odczynem bardzo kwaśnym, a wszystkie badane gleby uprawne odczynem kwaśnym
(tab.1). Wieloletnia uprawa gleby, a szczególnie wapnowanie powoduje jej odkwaszenie
[Smal, Ligęza 2001]. Najniższe wartości pH w 1 mol KCl·dm-3: od 3,18 do 3,44 stwierdzono
w próbkach gleb pochodzących z naturalnych ekosystemów leśnych (tab. 1). Istotny udział w
zakwaszaniu gleb leśnych (powstałych z utworów ubogich w kationy zasadowe) mają procesy
fizyczne i chemiczne uczestniczące w wietrzeniu minerałów oraz procesy biologiczne
związane z cyklami krążenia C i N [Kurek 2002; Marcinek i in. 2008]. Czynnikiem znacząco
wpływającym na odczyn gleb leśnych jest pokrywa roślinna [Kabała 1995]. Podczas
pobierania składników mineralnych przez korzenie drzew uwalniane są do środowiska
protony wodoru zwiększające zakwaszenie. Kurek [2002] zwraca uwagę, że przyrodnicze
procesy zakwaszenia gleb w naturalnych ekosystemach leśnych nie są tak intensywne, aby
ilość protonów H+ przekroczyła możliwości buforowe gleby.
Zawartość węgla organicznego i azotu ogółem w badanych glebach była istotnie
zróżnicowana w zależności od sposobu ich użytkowania. Najmniejszą zawartością tych
składników cechowały się zalesione gleby porolne, a największą gleby naturalnych
ekosystemów leśnych (tab. 1). Naturalne gleby leśne zawierały około 2-krotnie więcej
C organicznego i około 1,5-krotnie więcej N ogółem niż analizowane gleby porolne pod
drzewostanami kilkunastoletnimi (tab. 1). Według Zwolińskiego [1998] w glebach leśnych
dopiero po 30 latach następuje wyraźne przechodzenie organicznych związków węgla do
warstwy mineralnej gleby i tworzenie się poziomu próchnicznego. Obserwowane obniżenie
zawartości Corg. i Nog. w glebach porolnych mogło się wiązać z dużym ubytkiem tych
składników z gleby podczas intensywnego wzrostu drzew w pierwszych latach po zalesieniu,
co potwierdzają wyniki uzyskane przez wielu autorów [Jug i in. 1999; Vesterdal i in. 2002;
9
Bielińska, Hury
Tab. 1. Wybrane właściwości chemiczne gleb (wartości w kolumnie z tą samą literą nie różnią się
istotnie przy p < 0,05, test „t”)
Tab. 1. Selected chemical properties of soils (values in the column followed by the same letter are not
significantly at p < 0,05, „t” – test)
pH
Corg.
Nog.
N-NH4+
N-NO3Obiekt i lokalizacja
Użytkowanie
C:N
-1
KCl
[g·kg ]
[mg·kg-1]
Las 15 lat
3,57 6,12 a 0,73 a
8,3 a
18,3 b
10,5 b
Bukowski Las –
Pole
4,94 7,98 b 0,86 b
9,2 b
12,7 a
6,73 a
51o22'49''N, 23o26'28''E Las naturalny
3,32 14,2 c 1,16 c 12,2 c
47,3 c
43,9 c
Las
17
lat
3,41
6,32
a
0,78
a
8,1
a
22,3
b
11,3
b
Kosyń –
Pole
4,62
7,34
b
0,80
b
9,1
b
10,4
a
5,04
a
51o23'13''N, 23o33'55''E Las naturalny
3,18 14,9 c 1,19 c 12,4 c
55,1 c
48,5 c
Las 15 lat
3,62 6,30 a 0,75 a
8,4 a
20,5 b
11,1 b
Osowa –
Pole
5,02 8,04 b 0,89 b
9,0 b
8,92 a
4,67 a
51o24'52''N, 23o32'15''E
Las naturalny
3,29 15,3 c 1,14 c 13,4 d
40,8 c
37,3 c
Las 16 lat
3,90 6,28 a 0,76 a
8,2 a
15,8 b
8,32 b
Sobibór –
Pole
4,83 7,59 b 0,83 b
9,1 b
9,83 a
5,06 a
51o28'44''N, 23o38'05''E
Las naturalny
3,44 13,9 c 1,12 c 12,4 c
52,2 c
46,9 c
Smal, Olszewska 2008]. Ponadto w glebach porolnych zostaje zahamowany dopływ resztek
pożniwnych, a ilość docierającej do gleby materii organicznej ze ściółką leśną jest zbyt mała,
by uzupełnić straty składników z gleby [Smal, Olszewska 2008].
Zawartości azotu amonowego i azotu azotanowego w glebach porolnych były istotnie
większe niż w glebach uprawnych, aczkolwiek kształtowały się na kilkakrotnie niższym
poziomie niż w glebach lasów naturalnych (tab. 1). Gleby leśne są bogate w azot związany
w materii organicznej [Brożek 1993]. Dahm [1998] zwraca uwagę na wysoką zawartość
związków azotu w wydzielinach korzeniowych drzew leśnych. W naturalnych ekosystemach
leśnych, w warunkach nienaruszonej równowagi ekologicznej, związki azotu ulegają licznym
przemianom, które powodują recyrkulację N w obrębie ekosystemu, a zasoby mineralnych
form tego pierwiastka są efektywnie wykorzystywane przez roślinność [Kurek 2002]. Niska
zawartość N-NH4+ i N-NO3- w glebie użytkowanej rolniczo mogła być spowodowana
wynoszeniem tych składników wraz z plonami roślin, a także silniejszym wymywaniem azotu
mineralnego z gleby w okresie jesień – zima – wiosna wskutek większej ilości wody
przedostającej się w głąb profilu.
Stwierdzono dominację amonowej formy azotu, szczególnie wyraźną w zalesionych
glebach porolnych i glebach uprawnych (tab. 1). Azotany (V) są znacznie bardziej narażone
na straty niż sole amonowe ze względu na większą różnorodność procesów prowadzących do
strat. Oprócz strat w postaci gazowej (NO, N2O i N2) znaczną rolę odgrywa wymywanie
z gleby przez wody opadowe oraz łatwość migracji dyfuzyjnej. Ponadto łatwość
przemieszczania N azotanowego nieograniczona przez procesy sorpcyjne zwiększa ich
dostępność i sprzyja pobieraniu tej formy przez rośliny w porównaniu z formą amonową
[Kotowska, Włodarczyk 2005]. Zwraca uwagę fakt, że w analizowanych próbkach gleby
10
Zastosowanie testów enzymatycznych...
pochodzących z naturalnych ekosystemów leśnych zawartość N-NH4+ była tylko nieznacznie
wyższa niż azotanów (tab. 1). Powszechnie uznaje się, że w glebach leśnych wykazujących
niższe pH niż gleby uprawne, wśród drobnoustrojów dominują grzyby, a aktywność
metaboliczna bakterii i promieniowców jest poważnie ograniczona, co w konsekwencji
wpływa na zahamowanie procesu nitryfikacji. Do niedawna sądzono, że w kwaśnych glebach
leśnych za proces nitryfikacji odpowiedzialne są głównie mikroorganizmy heterogeniczne.
Jednak liczne badania, m.in. Rudebecka i Perssona [1998] wykazały, że w kwaśnych glebach
selekcjonują się kwasotolerancyjne autotroficzne nitryfikatory (93% przy pH 3,9–4,3),
a udział heterotrofów jest niewielki. W hodowlach na podłożach laboratoryjnych dolna
granica pH dla aktywności nitryfikatorów była dużo wyższa niż pH gleby, z której zostały
wyizolowane. Fakt ten świadczy, że modelowe badania w warunkach laboratoryjnych nie
odzwierciedlają regulacyjnej funkcji gleby [Kurek 2002].
Sposób użytkowania analizowanych gleb istotnie różnicował ich aktywność enzymatyczną
(tab. 2). Kierunek i nasilenie badanych procesów biochemicznych uzależnione było od
rodzaju enzymu, co związane jest zarówno z indywidualną wrażliwością i odpornością
enzymów na czynniki środowiskowe, jak i z zawartością w glebie specyficznych substratów
dla reakcji enzymatycznych [Kieliszewska-Rokicka 2001].
Najmniejszą aktywnością dehydrogenaz, fosfatazy kwaśnej, fosfatazy alkalicznej oraz
proteazy cechowały się zalesione gleby porolne, a największą gleby naturalnych
ekosystemów leśnych (tab. 2). Stwierdzony w niniejszych badaniach wysoki poziom
aktywności enzymatycznej naturalnych gleb leśnych, pomimo ich bardzo kwaśnego
odczynu,powiązany był z zawartością węgla organicznego i azotu ogółem. Liczne badania
[Pennanen i in. 1998; Januszek 1999; Kurek 2002; Domżał, Bielińska 2007] wskazują, że
w kwaśnych glebach leśnych głównym czynnikiem determinującym aktywność enzymów jest
zawartość C organicznego i N ogółem, ponieważ z czasem następuje adaptacja
mikroorganizmów (występujących m.in. w ściółce leśnej) do obniżonego pH. Zdaniem
Januszka [1999] wzrost aktywności enzymatycznej gleby wraz ze wzrostem ładunku
protonów wodoru może wynikać z dopływu do gleby enzymów z obumarłych
mikroorganizmów, a także z desorpcji enzymów z koloidów glebowych, związanej ze
zjawiskiem sorpcji wymiennej i zmianą składu kationowego na koloidach glebowych
w wyniku zakwaszenia gleby. Wyższej aktywności enzymatycznej gleb uprawnych niż gleb
porolnych pod drzewostanami kilkunastoletnimi sosny zwyczajnej towarzyszyła wyższa
zawartość C organicznego i N ogółem (tab. 1). Obserwowane obniżenie aktywności
dehydrogenaz, fosfatazy kwaśnej, fosfatazy alkalicznej oraz proteazy w glebach porolnych
11
Bielińska, Hury
Tab. 2. Aktywność enzymatyczna gleb (Dh – dehydrogenazy w cm3 H2·kg-1·d-1, Pac – fosfataza
kwaśna i Pal – fosfataza alkaliczna w mmol PNP·kg-1·h-1, U – ureaza w mg N-NH4+·kg-1·h-1,
P – proteaza w mg tyrozyny·kg-1·h-1; wartości w kolumnie z tą samą literą nie są istotnie różne
przy p < 0.05, test – “t”)
Tab. 2. Enzymatic activity of soils (Dh – dehydrogenases in cm3 H2·kg-1·d-1, Pac – acid phosphatase
and Pal – alkaline phosphatase in mmol PNP·kg-1·h-1, U – urease in mg N-NH4+·kg-1·h-1,
P – protease in mg tyrozyny·kg-1·h-1; values in the column followed by the same letter are not
significantly at p < 0,05, „t” – test)
Obiekt i lokalizacja
Użytkowanie
Dh
Pac
Pal
U
P
Bukowski Las –
Las 15 lat
1,86 a
16,9 a
7,15 a
7,28 b
8,34 a
51o22'49''N,
Pole
3,27 b
24,6 b
11,3 b
14,3 c
12,8 b
23o26'28''E
Las naturalny
5,09 c
43,2 c
20,6 c
5,49 a
19,9 c
Kosyń –
Las 17 lat
1,74 a
15,0 a
6,43 a
6,53 b
7,55 a
o
51 23'13''N,
Pole
3,63 b
22,8 b
9,98 b
16,0 c
13,4 b
23o33'55''E
Las naturalny
4,55 c
35,7 c
17,8 c
4,85 a
17,90 c
Osowa –
Las 15 lat
1,95 a
18,3 a
8,09 a
8,2 b
9,21 a
51o24'52''N,
Pole
3,82 b
27,4 b
12,7 b
18,3 c
14,0 b
23o32'15''E
Las naturalny
5,31 c
47,2 c
21,3 c
6,10 a
20,7 c
Sobibór –
Las 16 lat
1,59 a
12,7 a
5,78 a
7,94 b
6,89 a
o
51 28'44''N,
Pole
3,46 b
21,2 b
10,4 b
15,7 c
13,0 b
23o38'05''E
Las naturalny
4,23 c
33,8 c
17,1 c
4,96 a
17,1 c
mogło się wiązać z dużym ubytkiem Corg. i Nog. z gleby podczas intensywnego wzrostu drzew
w pierwszych latach po zalesieniu. Kieliszewska-Rokicka [2001] podkreśla, że właściwości
gleb, zwłaszcza zawartość węgla organicznego, decydują o rozwoju i aktywności mikroflory
glebowej stanowiącej główne źródło wielu enzymów glebowych. W glebach użytkowanych
rolniczo nawożenie mineralne i organiczne stymulując rozwój roślin i drobnoustrojów
glebowych oddziałuje na aktywność enzymów, ponieważ zwiększa się pula enzymów
decydująca o reakcjach katalitycznych [Bielińska, Mocek-Płóciniak 2009]. Z kolei istotnie
niższa aktywność omawianych enzymów w analizowanych glebach uprawnych niż
w porównywanych glebach naturalnych ekosystemów leśnych mogła się wiązać ze zmianą
użytkowania gleby. Zmiana użytkowania gleby z naturalnego (las, naturalne zespoły
trawiaste) na rolnicze prowadzi do zdecydowanego pogorszenia struktury epipedonów,
wzrostu ich zagęszczenia, pogorszenia właściwości powietrznych, a w konsekwencji również
do
osłabienia
stabilności
specyficznych
procesów
biochemicznych
zachodzących
w środowisku glebowym [Schulten i in. 1995]. Uprawy wywołują znaczące zmiany w jakości,
składzie chemicznym i wielkości cząstek glebowej substancji organicznej gleby, czemu
towarzyszy kilkakrotne osłabienie aktywności enzymów biorących udział w cyklu przemian
C, N i P [Schulten i in. 1995].
W przypadku ureazy największą aktywnością tego enzymu cechowały się gleby
użytkowane rolniczo, a najmniejszą gleby naturalnych ekosystemów leśnych, co mogło się
wiązać ze zróżnicowaną zawartością mocznika (substratu ureazy). Ureaza jest odporna na
działanie czynników zewnętrznych, a w warunkach stresowych obserwuje się wzrost jej
12
Zastosowanie testów enzymatycznych...
aktywności. Jedynym czynnikiem limitującym jej aktywność jest dostępność substratu –
mocznika, gdyż jako enzym ekstracelularny jest syntetyzowana jedynie w jego obecności
[Domżał, Bielińska 2007].
Kolejnym czynnikiem modyfikującym aktywność enzymów w badanych glebach mógł być
zróżnicowany skład gatunkowy szaty roślinnej [Domżał, Bielińska 2007]. Oddziaływanie
roślin wyższych na enzymy glebowe zależy od składu chemicznego rośliny, który nawet
w przypadku samych wydzielin korzeniowych może być inny u różnych rodzajów, gatunków,
a nawet odmian [Januszek 1999]. Indywidualny wpływ poszczególnych gatunków na
aktywność enzymatyczną gleby jest związany z różnym składem gatunkowym bakterii
zasiedlających korzenie roślin [Kieliszewska-Rokicka 2001]. Gatunek drzewa wpływając
istotnie na stężenie rozpuszczalnego węgla w glebie determinuje zmiany aktywności
enzymów glebowych [Kieliszewska-Rokicka 2001]. Kieliszewska-Rokicka [2001] informuje
o wzroście aktywności dehydrogenazowej gleby wraz z wiekiem i rozmiarem siewek sosny
rosnących w szkółkach leśnych. Zdaniem cytowanej autorki obserwowana stymulacja
aktywności dehydrogenaz sugeruje, że wielkość puli węglowodanów przekazywana do
korzeni ma istotny wpływ na aktywność mikroorganizmów. O tym jak silnie związana jest
aktywność enzymów z rozwojem systemu korzeniowego rośliny świadczą miedzy innymi
wyniki badań Januszka [1999].
WNIOSKI
1. Modyfikacja chemicznych właściwości gleb porolnych pod wpływem sosny zwyczajnej
spowodowała istotne zmiany ich aktywności enzymatycznej.
2. Analizowane sposoby użytkowania badanych gleb można uszeregować pod względem ich
korzystnego oddziaływania na aktywność dehydrogenaz, fosfatazy kwaśnej, fosfatazy
alkalicznej i proteazy w następującej kolejności: naturalne ekosystemy leśne > pola
uprawne > zalesienia, a w przypadku aktywności ureazy: pola uprawne > zalesienia >
naturalne ekosystemy leśne.
3. Zmiany aktywności enzymatycznej badanych gleb, których natężenie oraz kierunek
uzależnione były zarówno od rodzaju badanego enzymu, jak i właściwości chemicznych
gleb wskazują na wielokierunkowe oddziaływanie zalesień na środowisko glebowe.
LITERATURA
Adams M.A. 1992. Phosphatase activity and phosphorus fractions in Karri (Eucalyptus diversicor
F. Muell.) forest soils. Biol. Fertility Soils 14, 200–204
Bielińska E.J., Mocek-Płóciniak A. 2009. Fosfatazy w środowisku glebowym. Monografia. Wyd. UP
w Poznaniu, 34s.
Blum W.E.H. 1998. Agriculture in a sustainable environment – a holistic approach. Inter. Agrophysics
12(1), 13–24
Brożek S. 1993. Przekształcanie górskich gleb porolnych przez olszę szarą. Zesz. Nauk. AR
13
Bielińska, Hury
w Krakowie. Ser. Rozprawy habilitacyjne 184, 51s.
Dahm H. 1998. Fizjologiczne aspekty ektomikoryz. Ekologiczne aspekty mikrobiologii gleby. Wyd.
AR Poznań, 21–29
Clarholm M. 1993. Microbial biomass P, labile P and acid phosphatase activity in the humus layer of
a spruce forest, after repeated additions of fertilizers. Biol. Fertility Soils 16: 287–292
Dick R.P. 1994. Soils enzyme activities as indicators of soil quality. Defining soil quality for
a sustainable environment. Special Pub. 35, Soil Sci. Soc. Am. Inc., Madison, WI, eds. Doran J.W.,
Coleman D.C., Bezdicek D.F., Steward B.A., 107–124
Domżał H., Bielińska E.J. (Red.) 2007. Ocena przeobrażeń środowiska glebowego i stabilności
ekosystemów leśnych w obszarze oddziaływania Zakładów Azotowych „Puławy” S.A. Acta
Agrophysica 145, Rozprawy i Monografie 2007 (2), 79–90
Gliński J., Turski R. 2002. Ewolucja, zasoby i główne zagrożenia gleb. Acta Agrophysica,
Monografia 65, ISSN 1234–4125
Gorzelak A. 1996. Ekologiczne uwarunkowania kształtowania lasów na gruntach porolnych. Sylwan
5, 29–41
Januszek K. 1999. Aktywność enzymatyczna wybranych gleb leśnych Polski południowej w świetle
badań polowych i laboratoryjnych. Zesz. Nauk. AR Kraków, Seria Rozprawy 250
Jug A., Makeschin F., Rehfuess K.E., Hofmann-Schielle C. 1999. Short-rotation plantations of
balsam poplars, aspen and willows on former arable land in the Federal Republic of Germany. III.
Soil ecological effects. Forest Ecol. Manag. 121, 85–99
Kabała C. 1995. Glin wymienny i odczyn gleb Gór Izerskich na obszarze klęski ekologicznej. Zesz.
Prob. Post. Nauk Roln. 418, 361–367
Kahle P., Baum C., Boelcke B. 2005. Effect of afforestation on soil properties and mycorrhizal
formation. Pedosphere 15 (6), 754–760
Kieliszewska-Rokicka B. 2001. Enzymy glebowe i ich znaczenie w badaniach aktywności
mikrobiologicznej gleby. Drobnoustroje środowiska glebowego. Red. H. Dahm, A. PokojskaBurdziej, UMK Toruń, 37–47
Kotowska U., Włodarczyk T. 2005. Przemiany mineralnych form azotu w glebie nawadnianej
oczyszczonymi ściekami. Acta Agrophysica, Rozprawy i Monografie (2), 58s.
Kurek E. 2002. Związki przyczynowo-skutkowe aktywności mikrobiologicznej i zakwaszenia gleb.
Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 482, 307–316
Ladd N., Butler J.H.A. 1972. Short-term assays of soil proteolytic enzyme activities using proteins
and dipeptide derivatives as substrates. Soil Biol. Biochem. 4, 19–30
Marcinek J., Bednarek R., Komisarek J., Mocek A., Piaścik H., Skiba S. 2008. Systematyka gleb
Polski. Wersja pierwsza wydania 5. Wyd. UP w Poznaniu
MŚ (Ministerstwo Środowiska) 2003. Krajowy Program Zwiększania Lesistości, Warszawa, s. 70
Okruch J. (red.) 2004. Nadleśnictwo Sobibór. Wyd.: Regionalna Dyrekcja Lasów w Lublinie,
125–130
Olszewska M., Smal H. 2008. The effect of afforestation with Scots pine (Pinus silvestris L.) of
sandy post-arable soils on their selected properties. I. Physical and sorptive properties. Plant Soil
305, 157–169
Pennanen T., Fritze H., Vanhala P., Kiikkila O., Neuvonen S., Bååth E. 1998. Structure of
a microbial community in soil after prolonged addition of low levels of simulated acid rain. Appl.
Environm. Microbiol. 64, 2173–2180
Projekt 2000. II Polityka Ekologiczna Państwa. Warszawa, czerwiec 2000 r. htt://www.mos.gov.pl
Rudebeck A., Persson T. 1998. Nitrification in organic and mineral soil layers in coniferous forest in
response acidity. Environ. Pollut. 102, 377–383
Schulten H.R., Monreal C.M., Schnitzer M. 1995. Effect of long-term cultivation on the chemical
structure of soil organic mater. Naturwissenschaften 82, 1: 42–44
Skłodowski P. 2002. Zagadnienia zrównoważonego użytkowania i ochrony gleb w Polsce. Konf.
Naukowo-Techniczna „Zagospodarowanie gruntów zdegradowanych”, Mrągowo, 6–8 listopada
2002 r., 43–52
Smal H., Ligęza S. 2001. Badania porównawcze właściwości gleb leśnych i uprawnych
wytworzonych z piasków i lessów. Acta Agrophysica 56, 283–295
Smal H., Olszewska M. 2008. The effect of afforestation with Scots pine (Pinus silvestris L.) of
sandy post-arable soils on their selected properties. II. Reaction, carbon, nitrogen and phosphorus.
14
Zastosowanie testów enzymatycznych...
Plant Soil 305, 171–187
Tabatabai M. A., Bremner J.M. 1969. Use of p-nitrophenol phosphate for assay of soil phosphatase
activity. Soil Biol. Biochem. 1, 301–307
Thalmann A. 1968. Zur Methodik derestimmung der Dehydrogenase aktivit in Boden mittels
Triphenyltetrazoliumchlorid (TTC). Landwirtsch. Forsch. 21, 249–258
Uri V., Vares A., Tullus H., Kanal A. 2007. Above-ground biomass production and nutrient
accumulation in young stands of silver birch on abandoned agricultural land. Biomass Bioenerg.
31, 195–204
Vesterdal L., Ritter E., Gundersen P. 2002. Change in soil organic carbon following afforestation of
former arable land. Forest Ecol. Manag. 169, 137–147
Wall A., Hytönen J. 2005. Soil fertility of afforested arable land compared to continuously forested
sites. Plant Soil 275, 247–260
Zantua M.I., Bremner J.M. 1975. Comparison of methods of assaying urease activity in soils. Soil
Biol. Biochem. 7, 291–295
Zwoliński J. 1998. Obieg węgla w borach sosnowych. Prace IBL (A) 862, 141–155
15
WPŁYW ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK...
Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA 1, Barbara
Małgorzata KAWECKA-RADOMSKA 1
KOŁODZIEJ 2,
Janusz
WIŚNIEWSKI 2,
WPŁYW ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK OSADU ŚCIEKOWEGO NA
WŁAŚCIWOŚCI CHEMICZNE I BIOCHEMICZNE GLEB
ZLOKALIZOWANYCH NA TERENIE SKŁADOWISKA ODPADÓW
KOMUNALNYCH
THE INFLUENCE OF DIVERSIFIED DOSES OF SEWAGE SLUDGE
ON THE CHEMICAL AND BIOCHEMICAL PROPERTIES OF SOILS
LOCATED IN A MUNICIPAL WASTE DUMP
1
Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie
[email protected]
2
Katedra Roślin Przemysłowych i Leczniczych; Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie
STRESZCZENIE Celem pracy była ocena wpływu zróżnicowanych dawek osadu ściekowego na właściwości
chemiczne i biochemiczne gleb zlokalizowanych na terenie składowiska odpadów komunalnych w pierwszym
roku trwania doświadczenia. Na poletkach o powierzchni 12 m 2 zastosowano osad ściekowy produkowany przez
Zakład Gospodarki Komunalnej w Janowie Lubelskim w następujących dawkach suchej masy: 0, 10, 20, 40, 60
t∙ha-1. Wprowadzenie osadu ściekowego do badanej gleby piaskowej spowodowało istotne i korzystne zmiany jej
właściwości chemicznych i biologicznych. Najkorzystniejsze zmiany większości badanych parametrów
glebowych stwierdzono w warunkach zastosowania wyższych dawek osadu ściekowego: 40 i 60 t∙ha -1. Wzrost
aktywności enzymów katalizujących najważniejsze procesy transformacji glebowej substancji organicznej
(dehydrogenaz, fosfataz, ureazy i proteazy), niezależnie od zastosowanej dawki osadu, wskazuje na możliwość
wykorzystania testowanego osadu do odtwarzania i kształtowania podstawowych elementów żyzności gleby.
SUMMARY The aim of the dissertation was to assess the influence of diversified doses of sewage sludge on the
chemical and biochemical properties of soils located in the area of a municipal waste dump during a single year.
The experimental plots each had an area of 12 m2, with sewage sludge produced by Zakład Gospodarki
Komunalnej (Municipal Services Department) in Janów Lubelski being applied in the following dry mass doses:
0, 10, 20, 40, and 60 t∙ha-1. Introducing sewage sludge into sand-type soils caused significant favourable changes
in its chemical and biochemical properties. The most favourable changes occurring for most soil parameters were
observed under the application of the higher sewage sludge doses, i.e. 40 and 60 t∙ha-1. The increase in the
activity of enzymes catalysing the most essential processes of soil organic matter transformation
(dehydrogenases, phosphatases, urease, and protease), irrespective of the sewage sludge dose used, demonstrates
the possibility of using the sewage sludge to regenerate and shape the basic elements of soil fertility.
Słowa kluczowe: gleba, osad ściekowy, aktywność enzymatyczna
Keywords: soil, sewage sludge, enzymatic activity
WSTĘP
Odpady komunalne stale oddziałują niekorzystnie na środowisko przyrodnicze. Dlatego też
prawidłowe postępowanie z odpadami, ich gospodarcze wykorzystanie oraz ochrona przed ich
szkodliwym oddziaływaniem należą do najważniejszych zagadnień ochrony środowiska
[Kuczyńska 2007]. Wśród odpadów organicznych znaczące miejsce zajmują osady ściekowe,
których racjonalne zagospodarowanie jest pilną potrzebą gospodarczą i ekologiczną [Siuta
2002; Baran, Bielińska 2003]. W Polsce podstawowym sposobem unieszkodliwiania
komunalnych osadów ściekowych jest ich deponowanie na terenach oczyszczalni
i składowiskach, co w świetle ich składu chemicznego przyczyniać się może do degradacji
środowiska przyrodniczego [Baran, Bielińska 2003]. Składowiska osadów ściekowych
powodują zagęszczenie względnie uszczelnienie gleby, jej eutrofizację lub zatrucie, a gazy
wysypiska wypierają powietrze glebowe [Kollender-Szych i in. 2008].
17
Bielińska, Kołodziej i in.
Komunalne osady ściekowe charakteryzują się znacznymi zasobami substancji organicznej
i składników pokarmowych, co preferuje je do wykorzystania nawozowego [Baran i in.
2002]. Rolnicze zastosowanie osadów ściekowych ma korzystny wpływ na poprawę
zasobności i żyzności gleb, przyczynia się do dynamicznego wzrostu substancji organicznej,
ulegającej szybkiej transformacji do próchnicy glebowej. Ma to szczególne znaczenie w
przypadku gleb lekkich, łatwo przepuszczalnych, których żyzność wskutek nawożenia
osadami ściekowymi poprawia się radykalnie [Karczewska 2008].
Aktywność enzymów glebowych odzwierciedla zmiany specyficznych zdolności
kompleksu glebowego zachodzące pod wpływem nawożenia osadami ściekowymi
[Namkoong i in. 2002; Bielińska i in. 2008]. Zastosowanie wskaźników enzymatycznych do
kompleksowej oceny stanu ekochemicznego gleb w obrębie składowisk komunalnych osadów
ściekowych pozwala na monitoring długookresowy i identyfikację trendów [Bielińska,
Mocek-Płóciniak 2009].
Celem przeprowadzonych badań była ocena wpływu zróżnicowanych dawek osadu
ściekowego na właściwości chemiczne i biochemiczne gleb zlokalizowanych na terenie
składowiska odpadów komunalnych w pierwszym roku trwania doświadczenia.
METODY BADAŃ
Badania gleboznawcze przeprowadzono w oparciu o doświadczenie poletkowe
zlokalizowane w miejscowości Borownica na terenie mechaniczno-biologicznej oczyszczalni
ścieków i składowiska odpadów komunalnych należących do Zakładu Gospodarki
Komunalnej w Janowie Lubelskim, gdzie produkowane przez Zakład osady ściekowe są
deponowane. Na badanym terenie występują gleby o składzie granulometrycznym piasku
słabo gliniastego.
Doświadczenie zostało założone wiosną 2007 roku metodą bloków zrandomizowanych w
czterech powtórzeniach, na poletkach o powierzchni 12 m2. Na poletkach zastosowano osad
ściekowy w następujących dawkach: 0, 10, 20, 40, 60 t∙ha-1. Dawki osadu obliczono
z uwzględnieniem suchej masy osadu oraz gęstości fazy stałej gleby. Osad wymieszano
z powierzchniową warstwą gleby do głębokości 25 cm.
Zastosowany w doświadczeniu osad ściekowy z mechaniczno-biologicznej oczyszczalni
ścieków w Borownicy, zgodnie z przepisami ustawy o odpadach (Dz. U. nr 62, poz. 628
z dnia 20 czerwca 2001r., Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 1 sierpnia 2002r. Dz.U.
z dnia 27 sierpnia 2002r., Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001r.), może być wykorzystywany jako
nawóz niekonwencjonalny [Kołodziej i in. – praca w przygotowaniu do druku].
Próbki gleby do badań laboratoryjnych pobrano z głębokości 0–25 cm, z 5 punktów
18
WPŁYW ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK...
rozmieszczonych na powierzchni każdego poletka, w pierwszej dekadzie października 2007
roku. W okresie tym gleba znajduje się w stanie dynamicznej równowagi, utrzymującej bieg
procesów biochemicznych tego środowiska w granicach umiarkowanego nasilenia. Próbki
indywidualne z poszczególnych powierzchni uśredniano i wykonywano w nich oznaczenia
w 3 powtórzeniach.
W ramach analiz biochemicznych określono aktywność dehydrogenaz [Thalmann 1968],
fosfatazy kwaśnej i fosfatazy alkalicznej [Tabatabai, Bremner 1969], ureazy [Zantua, Bremner
1975] oraz proteazy [Ladd, Butler 1972]. Analizy chemiczne obejmowały oznaczenia: pH
w H2O i w 1 mol KCl·dm-3 [ISO 10390], zawartości węgla organicznego analizatorem Vario
Max oraz azotu amonowego i azotu azotanowego [ISO 14255].
Analizę statystyczną wyników wykonano przy wykorzystaniu programu Statistica 6.0 PL.
WYNIKI I DYSKUSJA
Zastosowany osad ściekowy spowodował zmianę odczynu badanej gleby – z lekko
kwaśnego w kierunku odczynu obojętnego. W glebach poletek użyźnionych większymi
dawkami osadu (40 i 60 t∙ha-1) wartości pH kształtowały się w zakresie odczynu obojętnego i
były wyższe niż w glebie kontrolnej (poletka bez nawożenia osadem) w granicach: 0,57–0,94
jednostki pH w H2O i 0,57–0,92 jednostki pH w 1 mol KCl·dm-3 (tab. 1). Podobny wpływ
nawożenia osadem ściekowym na zmiany odczynu gleb wykazały wieloletnie badania
Dębickiego [1990].
Zawartości węgla organicznego i azotu ogółem w glebach poletek wzbogaconych osadem
ściekowym były istotnie większe niż w glebie kontrolnej (tab. 1). Stwierdzono istotny wzrost
zawartości tych składników w glebie wraz z wielkością zastosowanej dawki osadu (tab. 1).
Znaczący wzrost zawartości Corg. i Nog. w glebach w pierwszym roku po zastosowaniu osadów
ściekowych jest faktem powszechnie znanym i nie wymaga komentarza. Istotne znaczenie ma
natomiast trwałość zasobów wprowadzonej materii organicznej (jej bilans w długim okresie)
[Koćmit i in. 2006; Bielińska i in. 2007].
Gleby użyźnione osadem ściekowym cechowały się istotnie węższym stosunkiem C:N niż
gleba kontrolna (tab. 1). W warunkach aplikacji większych dawek osadu ściekowego (40 i 60
t∙ha-1) wartości C:N były istotnie mniejsze niż w glebie poletek, na których zastosowano
niższe dawki osadu: 10 i 20 t∙ha-1 (tab. 1).
Zastosowanie osadu ściekowego spowodowało wyraźny wzrost zawartości mineralnych
form azotu: N-NH4+ i N-NO3- w glebach wszystkich nawożonych poletek, aczkolwiek
w przypadku azotu amonowego statystycznie istotne różnice zaznaczyły się wyłącznie
w obecności większych dawek osadu: 40 i 60 t∙ha-1 (tab. 1). W glebach poletek nawożonych
19
Bielińska, Kołodziej i in.
największą dawką testowanego osadu (60 t∙ha-1) zawartości N-NH4+ i N-NO3- były ponad
dwukrotnie większe niż w glebie kontrolnej (tab. 1).
Tab. 1. Zawartość C organicznego, N ogółem, azotu amonowego i azotanowego, stosunek C:N i pH
(wartości w kolumnie z tą samą literą nie różnią się istotnie przy p < 0,05, test „t”)
Tab. 1. Content of organic carbon, total nitrogen, ammonia and nitrate nitrogen, ratio C:N and pH
(values in the column followed by the same letter are not significantly at p < 0,05, „t” – test)
Dawka osadu
pH
C
N
N-NH4+
N-NO3C:N
-1
-1
(t·ha )
H2O
KCl
(g·kg )
(mg·kg-1)
0
6,29
5,97
12,15 a
1,01 a
12,0 c
86,5 a 38,2 a
10
6,42
6,10
12,57 b
1,13 b
11,1 b
92,3 a 60,6 b
20
6,59
6,32
12,99 c
1,24 c
10,4 b
106,5 a 70,9 b
40
6,86
6,54
13,11 d
1,42 d
9,2 a
154,3 b 81,9 c
60
7,23
6,89
13,84 e
1,62 e
8,5 a
203,2 c 95,7 c
W glebach wszystkich poletek doświadczalnych zawartość amonowej formy azotu była
około 1,5–2,5-krotnie większa niż azotu azotanowego (tab. 1). Azotany (V) są znacznie
bardziej narażone na straty niż sole amonowe ze względu na większą różnorodność procesów
prowadzących do strat. Oprócz strat w postaci gazowej (NO, N 2O i N2) znaczną rolę odgrywa
wymywanie z gleby przez wody opadowe, oraz łatwość migracji dyfuzyjnej. Ponadto łatwość
przemieszczania azotanów nieograniczona przez procesy sorpcyjne, zwiększa ich dostępność
i sprzyja pobieraniu tej formy przez rośliny w porównaniu z formą amonową [Kotowska,
Włodarczyk 2005].
Wprowadzenie do badanej gleby osadu ściekowego spowodowało istotne zmiany jej
aktywności enzymatycznej. Wielkość i kierunek obserwowanych zmian uzależniona była od
rodzaju enzymu, co związane jest zarówno z zawartością w glebie specyficznych substratów
dla reakcji enzymatycznych, jak i z indywidualną wrażliwością i odpornością enzymów na
czynniki środowiskowe [Kieliszewska-Rokicka 2001] oraz od wielkości zastosowanej dawki
osadu (tab. 2). Aktywność dehydrogenaz, ureazy oraz proteazy w glebach poletek
nawożonych była istotnie większa niż w glebie kontrolnej, niezależnie od dawki osadu.
Aktywność tych enzymów zwiększała się istotnie wraz ze wzrostem dawki wprowadzonego
do gleby osadu ściekowego. Wiązało się to z ilością dostępnych substratów węglowych dla
drobnoustrojów i enzymów.
Z osadami ściekowymi, obok biogenów, wprowadzone zostają koloidy organiczne, a także
znacząca pula mikroorganizmów [Gilewska 2006], co stymuluje aktywność enzymów
glebowych [Fierer i in. 2003]. W warunkach aplikacji najwyższej dawki osadu aktywność
dehydrogenaz była około 5-krotnie większa, ureazy około 4-krotnie, a proteazy około 2,5krotnie większa niż w glebie kontrolnej (tab. 2). Prawidłowości takiej nie stwierdzono
w przypadku fosfataz. W glebach poletek użyźnionych osadem ściekowym w dawce 40 t∙ha-1
aktywność fosfatazy kwaśnej i fosfatazy alkalicznej kształtowała się na takim samym
20
WPŁYW ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK...
poziomie jak w glebie kontrolnej i była istotnie niższa niż w obecności mniejszych dawek
Tab. 2. Aktywność enzymatyczna gleb (ADh – dehydrogenazy w cm3 H2 · kg-1· d-1, APac – fosfataza
kwaśna i APal – fosfataza alkaliczna w mmol PNP·kg-1·h-1, AU – ureaza w mg
N-NH4+· kg-1 · h-1, AP – proteaza w mg tyrozyny · kg-1·h1; wartości w kolumnie z tą samą literą
nie różnią się istotnie przy p < 0,05, test „t”)
Tab. 2. Enzymatic activity of soils (ADh – dehydrogenases in cm3 H2·kg-1·d-1, APac – acid phosphatase
and APal – alkaline phosphatase in mmol PNP·kg-1·h-1, AU – urease in mg N-NH4+·kg-1·h-1,
AP – protease in mg tyrozyny·kg-1·h-1; values in the column followed by the same letter are not
significantly at p < 0,05)
Dawka osadu
ADh
APac
APal
AU
AP
0
3,1 a
15,5 b
13,1 b
6,3 a
10,3 a
10
5,3 b
18,3 c
14,0 c
8,91 b
13,9 b
20
8,4 c
23,0 d
14,8 d
15,2 c
16,1 c
40
10,1 d
15,4 b
13,3 b
20,3 d
18,7 d
60
15,4 e
10,8 a
10,5 a
27,3 e
25,5 e
osadu (10 i 20 t∙ha-1). Natomiast w glebach wzbogaconych największą dawką osadu
(60 t∙ha-1) oznaczona aktywność badanych fosfataz była niż w glebie kontrolnej (tab. 2).
Obserwowane osłabienie aktywności fosfataz w warunkach zastosowania wyższych dawek
osadu (40 i 60 t∙ha-1) mogło być powiązane z wprowadzeniem do środowiska glebowego
fosforu przyswajalnego. W wielu badaniach [Krzywy i in. 2002; Czekała 2004; Wołoszyk i in.
2004; Baran i in. 2006] wykazano, że wraz ze wzrostem wprowadzonej dawki osadów
ściekowych rośnie zawartość nieorganicznego fosforu w glebach. Nadmiar przyswajalnych
form fosforu hamuje syntezę fosfataz [Aon, Colaneri 2001; Kieliszewska-Rokicka 2001;
Madejon i in. 2001; Parham i in. 2002]. Również w innych badaniach [Bielińska i in. 2000;
Baran i in. 2002; Bielińska, Słowińska-Jurkiewicz 2004] wykazano, że korzystny wpływ
osadów ściekowych na zmiany aktywności fosfataz był hamowany w obecności wysokich
dawek. Inaktywacja fosfataz przez wyższe dawki użytego w doświadczeniach osadu
ściekowego mogła być również związana z dużą wrażliwością tych enzymów na
zanieczyszczenie środowiska glebowego metalami ciężkimi [Baath 1989; Bielińska, Domżał
2001]. Największą aktywnością fosfatazy kwaśnej i fosfatazy alkalicznej cechowały się gleby
poletek wzbogaconych osadem w dawce 20 t∙ha-1 (tab. 2).
W przeprowadzonych badaniach bardzo szeroki zakres aktywności uzyskano dla
dehydrogenaz: 3,12 – 14,91 cm3 H2·kg-1·d-1 (tab. 2), co wskazuje na przydatność tej grupy
enzymów do oceny zmian w środowisku glebowym pod wpływem nawozowego stosowania
osadów ściekowych. Russel i in. [2006] podkreślają, że dehydrogenazy są szczególnie
wrażliwe na działanie czynników środowiskowych naturalnych, jak i antropogenicznych.
PODSUMOWANIE
Dotychczasowe badania dotyczące zmiany właściwości gleb poprzez zastosowanie
odpadowych materiałów organicznych były zachęcające nie tylko w aspekcie odtwarzania
żyzności gleby, ale wiązały się ściśle z możliwością przyśpieszenia rozładowania szkodliwej
21
Bielińska, Kołodziej i in.
dla środowiska koncentracji odpadów na składowiskach [Dębicki 1990; Baran i in. 1993;
Mazur 1996; Johansson i in. 1999; Khan, Scullion 1999; Siuta 2002; Baran, Bielińska 2003;
Czekała 2004; Bielińska i in. 2007; Kuczyńska 2007]. Przedstawione wyniki, uzyskane
w początkowej fazie trwania doświadczenia wykazały, że wprowadzenie osadu ściekowego
do badanej gleby spowodowało istotne i korzystne zmiany jej właściwości chemicznych
i biologicznych. Najkorzystniejsze zmiany większości badanych parametrów glebowych
stwierdzono w warunkach zastosowania wyższych dawek osadu ściekowego (40 i 60 t∙ha-1).
Jedynie w przypadku aktywności fosfataz (kwaśnej i alkalicznej) efekt ten zaznaczył się
w obecności dawki osadu wynoszącej 20 t∙ha-1. Zdaniem Koćmita i in. [2006] małe dawki
osadu ściekowego zabezpieczają żyzność siedliska w znacznie gorszym stopniu, ponieważ
w stosunkowo krótkim czasie w niesprzyjających warunkach może nastąpić stopniowy zanik
wprowadzonej materii organicznej i osłabienie aktywności biologicznej środowiska
glebowego. Stwierdzona istotna stymulacja aktywności badanych procesów biochemicznych
pod wpływem zastosowanego osadu ściekowego wskazuje na możliwość wykorzystania
testowanego osadu do odtwarzania i kształtowania podstawowych elementów żyzności gleby.
WNIOSKI
1. Wprowadzenie osadu ściekowego do badanej gleby spowodowało istotne i korzystne
zmiany jej właściwości chemicznych i biologicznych. Najkorzystniejsze zmiany
większości badanych parametrów glebowych stwierdzono w warunkach zastosowania
wyższych dawek osadu ściekowego: 40 i 60 t∙ha-1.
2. Wzrost aktywności enzymów katalizujących najważniejsze procesy transformacji glebowej
substancji organicznej, niezależnie od zastosowanej dawki osadu, wskazuje na możliwość
wykorzystania testowanego osadu do odtwarzania i kształtowania podstawowych
elementów żyzności gleby.
3. Aktywność dehydrogenaz, ureazy i proteazy wzrastała istotnie wraz z wielkością
wprowadzonej do gleby dawki osadu ściekowego.
4. Największą aktywność fosfatazy kwaśnej i fosfatazy alkalicznej stwierdzono w glebach
poletek, gdzie osady zastosowano w dawce 20 t∙ha-1.
5. Szeroki zakres aktywności jaki uzyskano w przypadku dehydrogenaz wskazuje na
szczególną przydatność tego parametru do oceny zmian w środowisku glebowym pod
wpływem nawożenia osadem ściekowym.
6. Uzyskane wyniki wskazują na możliwość wykorzystania badanego osadu ściekowego do
celów nawozowych.
22
WPŁYW ZRÓŻNICOWANYCH DAWEK...
LITERATURA
Aon M.A., Colaneri A.C. 2001. Temporal and spatial evolution of enzymatic activities and physicochemical properties in an agricultural soil. Appl. Soil Ecology 18, 255–270
Baran S., Bielińska E.J. 2003. Zasoby i zagospodarowanie osadów ściekowych w Polsce. Mat. I
Ogólnopolskiej Konf. „Planowanie technologii kompostowania osadów ściekowych i innych
bioodpadów” Kalbornia k. Działdowa, 13–14 maja 2003, 12–21
Baran S., Oleszczuk P., Żukowska G. 2002. Zasoby i gospodarka odpadami organicznymi w Polsce.
Acta Agrophysica 73, 17–34
Baran S., Wójcikowska-Kapusta A., Żukowska G. 2006. Ocena przydatności osadu ściekowego
i wełny mineralnej Grodan do rekultywacji gruntu bezglebowego na podstawie zawartości
przyswajalnych form fosforu, potasu i magnezu. Rocz. Glebozn. 57, 1/2, 21–31
Bielińska E.J., Mocek-Płóciniak A. 2009. Impact of Uncontrolled Waste Dumping on Soil Chemical
and Biochemical Properties. Archives of Environmental Protection 36, 1, 105–113
Bielińska E.J., Futa B., Wiśniewski J. 2007. Ocena trwałości efektu użyźnienia gleby lekkiej osadem
ściekowym. Międzynarodowa Konferencja Naukowa „Produkty odpadowe z energetyki
i gospodarki komunalnej – wykorzystanie w rolnictwie i rekultywacji. Świnoujście, 18–21 luty
2007 r. W: EKOTECH Sp. z.o.o., Szczecin, 19–20
Bielińska E.J., Wiśniewski J., Węgorek T., Zubala T., Stankowski S. 2008. Osady ściekowe
w rekultywacji składowisk popiołów z elektrowni. Monografia, Tom IV. Gospodarka odpadami
komunalnymi. Komitet Chemii Analitycznej PAN. Red. K. Szymański, R. Sidełko, W: FENIKS,
Koszalin, 111–120
Czekała J. 2004. Wpływ osadu ściekowego na wybrane właściwości chemiczne gleby. Zesz. Probl.
Post. Nauk. Rol. 499, 39–46
Dębicki R. 1990. Kształtowanie podstawowych elementów żyzności gleby niekonwencjonalnymi
środkami nawozowymi. Problemy Agrofizyki 62, 107s.
Fierer N., Schimel J.P., Holden P. 2003. Variations in microbial community composition through two
soil depth profiles. Soil Biol. Biochem. 35, 167–176
Gilewska M. 2006. Wykorzystanie odpadów w rekultywacji gruntów pogórniczych składowisk
popiołowych. Rocz. Glebozn. 57, 1/2, 75–81
Johansson M., Stenberg B., Tornstensson L. 1999. Microbiological and chemical changes in two
arable soils after long-term sludge amendments. Biol. Fertil. Soils 30, 160–167
Karczewska A. 2008. Ochrona gleb i rekultywacja terenów zdegradowanych. UWP Wrocław, 414s.
Kieliszewska-Rokicka B. 2001. Enzymy glebowe i ich znaczenie w badaniach aktywności
mikrobiologicznej gleby. Drobnoustroje środowiska glebowego. Red. H. Dahm, A. PokojskaBurdziej, UMK Toruń, 37–47
Koćmit A., Chudecka J., Tomaszewicz T. 2006. Charakterystyka warunków rozwoju procesu
glebotwórczego na składowisku popiołów z węgla kamiennego w różnych wariantach
doświadczenia. Rocz. Glebozn. 57, 1/2, 117–123
Kollender-Szych A., Niedźwiecki E., Malinowski R. 2008. Gleby miejskie. Wyd. Naukowe AR
w Szczecinie, 61–100
Kotowska U., Włodarczyk T. 2005. Przemiany mineralnych form azotu w glebie nawadnianej
oczyszczonymi ściekami. Acta Agrophysica, Rozprawy i Monografie (2), 58s.
Krzywy E., Wołoszyk Cz., Iżewska A., Krzywy J. 2002. Niektóre właściwości chemiczne gleby
lekkiej po trzech latach od zastosowania kompostów z komunalnego osadu ściekowego. Zesz.
Probl. Post. Nauk. Rol. 499, 359–365
Kuczyńska I. 2007. Rola składowiska w gospodarce odpadami. Konf. Naukowo- Techniczna
„Składowiska odpadów komunalnych źródłem gazu”. Czarna, 17–19 października 2007. PL-UA
Center Landfill Gas Control, Instytut Nafty i Gazu, PL ISSN 0209-0724, 121–127
Ladd N., Butler J.H.A. 1972. Short-term assays of soil proteolytic enzyme activities using proteins
and dipeptide derivatives as substrates. Soil Biol. Biochem. 4, 19–30
Madejon E., Burgos P., Lopez R., Cabrera F. 2001. Soil enzymatic response to addition of heavy
metals with organic residues. Biology and Fertility of Soils 34, 3, 144–150
Mazur T. 1996. Rozważania o wartości nawozowej osadów ściekowych. Zesz. Probl. Post. Nauk. Rol.
456, 251–256
Namkoong W., Hwang E.Y., Park J.S., Choi J.Y. 2002. Bioremediation of diesel-contaminated soil
with composting. Environ. Pollut. 119, 23–31
23
Bielińska, Kołodziej i in.
Parham J.A., Deng S.P., Raun W.R., Johnson G.V. 2002. Long-term cattle manure application in
soil. I. Effect on soil phosphorus levels, microbial biomass C, and dehydrogenase and phosphatase
activities. Biology and Fertility of Soils. 35, 5, 328–337
Russel S., Wyczółkowski A.I., Bieganowski A. (red.) 2006. Selected methodological aspects of soil
enzyme activity tests. In.: Institute of Agrophysics, Lublin, ISBN 83-89969-70-X, 74s.
Siuta J. 2002. Inżynieria ekologiczna w mojej działalności. Wydawnictwo Naukowe G. Borowski,
Warszawa 2002, 320 s.
Tabatabai M. A., Bremner J.M. 1969. Use of p-nitrophenol phosphate for assay of soil phosphatase
activity. Soil Biol. Biochem. 1, 301–307
Thalmann A. 1968. Zur Methodik derestimmung der Dehydrogenase aktivit in Boden mittels
Triphenyltetrazoliumchlorid (TTC). Landwirtsch. Forsch. 21, 249–258
Wołoszyk Cz., Iżewska A., Krzywy-Gawrońska E. 2004. Niektóre właściwości chemiczne gleby
lekkiej po trzech latach od zastosowania kompostów z komunalnego osadu ściekowego. Zesz.
Probl. Post. Nauk. Rol. 499, 395–365
Zantua M.I., Bremner J.M. 1975. Comparison of methods of assaying urease activity in soils. Soil
Biol. Biochem. 7, 291–295
24
Wpływ ryzosfery na...
Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA 1, Tadeusz WĘGOREK 2, Andrzej MOCEK 3, Aneta PUCHAŁA 1
WPŁYW RYZOSFERY NA AKTYWNOŚĆ ENZYMATYCZNĄ GLEB W
UPRAWIE REGENERACYJNEJ SOSNY ZWYCZAJNEJ W ZASIĘGU
DŁUGOLETNIEJ EMISJI AZOTOWEJ
THE INFLUENCE OF THE RHIZOSPHERE UNDER COMMON PINE
REGENERATION CULTIVATION ON THE ENZYMATIC ACTIVITY
OF SOILS DAMAGED BY PROLONGED NITROGEN EMISSION
1
Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska; Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie,
[email protected]
2
Katedra Melioracji i Budownictwa Rolniczego, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie
3
Katedra Gleboznawstwa; Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu
STRESZCZENIE W celu oceny skuteczności zastosowanego systemu rewitalizacji gleb na terenie
zniszczonym przez emisję azotową zbadano wpływ ryzosfery na aktywność wybranych enzymów glebowych
w uprawie regeneracyjnej sosny zwyczajnej. Badania zlokalizowano na terenie Nadleśnictwie Puławy, w III
strefie zagrożenia lasu, na powierzchni doświadczalnej założonej w 1995 r. na linii migracji powietrza
skażonego przez emisje Zakładów Azotowych „Puławy”, w odległości 1,4 km od kombinatu. Na poletkach
doświadczalnych zastosowano nawożenie wapnem dolomitowym oraz kompensacyjne nawożenie potasem
i fosforem. W niniejszej pracy przedstawiono wyniki badań uzyskane po 14 latach od założenia uprawy
regeneracyjnej. Nawożenie kompensacyjne wraz z uprawą sosnową istotnie stymulowały aktywność
enzymatyczną gleb, zarówno w strefie ryzosferowej, jak i pozaryzosferowej, co wskazuje, że zastosowane
zabiegi rekultywacyjne stworzyły system buforujący dla docierających do gleb emisji przemysłowych.
Aktywność enzymatyczna gleb strefy ryzosferowej była kilkakrotne większa niż gleby pozaryzosferowej.
Wpływ ryzosfery na wzrost aktywności badanych enzymów ujawnił się najwyraźniej w uprawie regeneracyjnej
sosny w glebie poletek nawożonych.
SUMMARY In order to assess the effectiveness of soil revitalisation methods used to restore an area extensively
damaged by nitrogen emissions, the influence of the rhizosphere on the activity of selected soil enzymes was
assessed under common pine regeneration cultivation. The study was carried out on Puławy Forestry
Commission land evaluated as a Stage 3 Threat forest zone, in an experimental area established in 1995 on the
migration line of contaminated air emitted by the “Zakłady Azotowe Puławy” chemical plant, at a distance of
1.4 km from the emission source. Fertilizing of the plots involved dolomite lime, as well as compensatory
fertilizing with potassium and phosphorus. The results obtained 14 years after the start of regeneration
cultivation show that the compensatory fertilizing and pine cultivation significantly stimulated the enzymatic
activity of the soils both in the rhizospheric and non-rhizospheric zones, demonstrating that the recultivation
treatment created a buffering system for the industrial emissions reaching the soil. The enzymatic activity of
soils in the rhizospheric zone was several times higher than the activity in the non-rhizospheric zone. The
influence of the rhizosphere on increasing the activity of the enzymes was particularly notable for the pine
regeneration cultivation of soil in the fertilised experimental plots.
Słowa kluczowe: gleba, rewitalizacja, ryzosfera, aktywność enzymatyczna
Keywords: soil, revitalization, rhizosphere, enzymatic activity
WSTĘP
W Nadleśnictwie Puławy, w lasach otaczających Zakłady Azotowe „Puławy” na skutek
długotrwałej emisji azotowej, trwającej od 1966 r. zniszczeniu uległy bory świeże
z monokulturami sosnowymi, a dominujące tu gleby bielicowe wytworzone z piasków
eolicznych zostały istotnie przekształcone [Kopron 2007; Bielińska, Domżał 2008].
Postępujące od 1995 r. zmniejszenie emisji, szczególnie N-NH4 i pyłów dymnicowych
umożliwiło opracowanie odpowiedniego systemu zarządzania zdegradowanym ekosystemem
[Kowalkowski i in. 1999]. Zastosowany system zarządzania, w którym zasadniczym
elementem jest sosna – główny gatunek lasotwórczy występujący na badanych terenach przed
25
Bielińska, Węgorek i in.
zniszczeniem lasu, wspomaga przywracanie biologicznej równowagi w poindustrialnym
krajobrazie [Kopron 2007].
Zmiany aktywności enzymów glebowych w strefie ryzosferowej odzwierciedlają
zaburzenia środowiska oddziałujące zarówno na glebę, jak i rośliny [Margesin i in. 2000;
Baran, Bielińska 2008]. Wielkie zagęszczenie komórek bakteryjnych w warstwie
przylegającej do korzenia tworzy pewnego rodzaju filtr, przez który przechodzą do rośliny
związki chemiczne lub ich metabolity [Margesin i in. 2000]. Dotychczasowe badania
dotyczące aktywności enzymatycznej w glebie ryzosferowej w niewielkim tylko stopniu były
poświęcone roślinności leśnej [Januszek 1999; Pietr i in. 2002]. Wobec niemożności
całkowitego wyeliminowania kwaśnych imisji na terenie Nadleśnictwa Puławy ważne jest
poznanie
zdolności
gleb
leśnych
do
samoistnej
regeneracji.
Badania
procesów
biochemicznych zachodzących w glebie ryzosferowej drzew przyczyni się do lepszego
poznania systemu buforującego gleb, determinującego stabilność i integralność układu
ekologicznego ekosystemu leśnego. Ułatwi to wybór zabiegów związanych z ochroną
i rewitalizacją terenów leśnych w Nadleśnictwie Puławy.
W celu oceny skuteczności zastosowanego systemu rewitalizacji gleb na terenie
zniszczonym przez emisję azotową zbadano wpływ ryzosfery na aktywność wybranych
enzymów glebowych w uprawie regeneracyjnej sosny zwyczajnej.
W niniejszej pracy przedstawiono wyniki badań uzyskane po 14 latach od założenia
uprawy regeneracyjnej.
METODY BADAŃ
Badania zlokalizowano na terenie Nadleśnictwie Puławy, w III strefie zagrożenia lasu, na
powierzchni doświadczalnej założonej w 1995 r. na linii migracji powietrza skażonego przez
emisje Zakładów Azotowych „Puławy”, w odległości 1,4 km od kombinatu. Badaniami objęto
gleby leśne w uprawie regeneracyjnej sosny zwyczajnej (Pinus silvestris L.). Występują tu
gleby bielicowe właściwe wytworzone z piasków eolicznych pokryte zwartą darnią trzcinnika
piaskowego (Calamagrostis epigejos (L.) Roth). Na badanej powierzchni wyorano pługiem
CP-2 bruzdy o szerokości 70 cm, do głębokości 20–25 cm. Celem wyorania bruzd, oprócz
odsłonięcia gleby mineralnej, było zmniejszenie ujemnego oddziaływania zachwaszczenia,
a zwłaszcza odradzającego się trzcinnika, na doświadczalne sadzonki sosny [Kopron 2007].
Następnie wyznaczono poletka doświadczalne o wymiarach 25 x 50 m (powierzchnia 1250
m2), na które w 1995 roku zastosowano wapno dolomitowe (60,61% Ca i 4,40% Mg) oraz
dwukrotnie (1996 i 1998) kompensacyjne nawożenie mineralne solą potasową (60%)
i superfosfatem. W okresie tym do środowiska glebowego wprowadzono 2640 kg Ca, 110 kg
26
Wpływ ryzosfery na...
K2O, 176 kg Mg i 70 kg HPO42- ∙ ha-1. W trzecie dekadzie kwietnia 1996 roku pracownicy
Nadleśnictwa Puławy wykonali sadzenia zalesieniowe w bruzdach wyoranych jesienią 1995
roku. Do sadzenia użyto jednoroczną sosnę lokalnego pochodzenia I klasy jakości
z odsłoniętym systemem korzeniowym [Kopron 2007]. Obiekty porównawcze stanowiły
poletka bez nawożenia mineralnego oraz poletka nawożone i nie nawożone bez drzew.
Zabiegi pielęgnacyjne w założonej uprawie obejmowały usuwanie i wykoszenie trzcinnika w
pobliżu sadzonek. Szczegółowe dane dotyczące przygotowania powierzchni do zalesienia
i realizacji zalesienia zostały przedstawione w opracowaniu Kopron [2007].
W czerwcu 2009 roku na każdym poletku doświadczalnym z pięciu losowo wybranych
roślin odcinano i wyciągano z poziomu próchnicznego gleby (z głębokości 2–7 cm) końcowe
partie korzeni wraz z przylegającą glebą. Z korzeni tych pobierano próbkę gleby poprzez
otrząsanie [Tarafdar, Jungk 1987]. Glebę zebraną w obrębie korzeni uważano za glebę strefy
ryzosferowej (R). Drobne korzenie z pobranych próbek były dokładnie usuwane.
Jednocześnie z tego samego poziomu pobierano glebę nie przerośniętą korzeniami.
Przygotowane w ten sposób próbki uważano za glebę pozaryzosferową (N). Próbki
indywidualne uśredniano w obrębie poszczególnych obiektów badawczych i wykonywano w
nich oznaczenia w trzech powtórzeniach.
W ramach analiz biochemicznych określono aktywność dehydrogenaz [Thalmann 1968],
fosfatazy kwaśnej i fosfatazy alkalicznej [Tabatabai, Bremner 1969], ureazy [Zantua, Bremner
1975] oraz proteazy [Ladd, Butler 1972]. Analizy chemiczne obejmowały oznaczenia: pH w
1 mol·dm-3 KCl [ISO 10390], zawartości węgla organicznego analizatorem Vario Max oraz
azotu amonowego i azotu azotanowego [ISO 14255].
Analizę statystyczną wyników wykonano przy wykorzystaniu programu Statistica 6.0 PL.
WYNIKI I DYSKUSJA
Badane gleby na większości poletek doświadczalnych charakteryzowały się odczynem
bardzo kwaśnym, z pH w 1 mol·dm-3 KCl od 3,1 do 4,3. Jedynie w przypadku poletek
nawożonych w uprawie sosny wartości pHKCl w glebie strefy pozaryzosferowej kształtowały
się w zakresie odczynu kwaśnego: 4,5–5,1 (tab. 1). Silne zakwaszenie analizowanych gleb
związane jest z długotrwałą, intensywną emisją azotową. W tego typu ekosystemach procesy
cyklu krążenia azotu przyczyniają się istotnie do zakwaszenia gleb [Kurek 2002]. Przy
zwiększonym dopływie azotu do gleb leśnych uwalnianie protonów H+, związane
z odżywianiem azotowym nie jest równoważone ich wiązaniem podczas mineralizacji
materiału roślinnego [Rudebeck, Persson 1998], co przyczynia się do ujawniania wtórnych
skutków zakwaszenia gleb [Kurek 2002].
27
Bielińska, Węgorek i in.
Po upływie 14 lat od zastosowania nawożenia wapnem dolomitowym gleba z poletek
wapnowanych cechowała się wyższymi wartościami pHKCl niż gleba nienawożona.
Obserwowane różnice mieściły się w granicach od 0,7–1,4 jednostki pH w 1 mol .dm-3 KCl
(tab. 1). Dane te wskazują, że pozytywne działanie wapna dolomitowego na odczyn badanych
gleb leśnych jest długotrwałe. Podobne wyniki uzyskali inni autorzy [Berglund 1986;
Kreutzer 1995; Kopron 2007]. Większe zakwaszenie gleby stwierdzone w przypadku poletek
nie zalesionych niż w uprawie regeneracyjnej sosny: od 0,2 do 0,9 jednostki pH w 1 mol .dm-3
KCl (tab. 1) można tłumaczyć zarówno intensywnym wymywaniem Ca i Mg przez kwaśne
wody opadowe, jak też pobieraniem tych składników przez zwartą darń rozłogowych korzeni
trzcinnika.
Tab. 1. Zawartość węgla organicznego, azotu amonowego i azotanowego oraz pH (wartości w
kolumnie z tą samą literą nie są istotnie różne przy p < 0,05, test – “t”; + – poletka nawożone;
0 – poletka nie nawożone)
Tab. 1. Content of organic carbon, ammonia and nitrate nitrogen and pH (values in the column
followed by the same letter are not significantly at p < 0,05, „t”– test; + – fields fertilized;
0 – fields which were not fertilized)
pH
C
N-NH4+
N-NO3Obiekt
Gleba
Zastosowane nawożenie
-1
-1
KCl
[g·kg ]
[mg·kg ]
+
4,5–4,7
39,1 e
45,8 f
24,6 f
R
0
3,5–3,8
42,6 f
49,8 g
32,2 g
Sosna
+
4,9–5,1
25,9 c
22,5 d
16,4 d
N
0
3,7–3,9
28,6 d
27,2 e
21,9 e
+
4,0–4,2
25,8 c
19,0 c
11,5 c
R
0
3,1–3,2
27,1 d
28,9 e
18,1 d
Bez drzew
+
4,2–4,3
22,1 a
12,3 a
6,94 a
N
0
3,3–3,4
23,2 b
15,3 b
9,23 b
R – ryzosfera; rhizosphere
N – strefa pozaryzosferowa; non-rhizosphere
W glebach wszystkich poletek doświadczalnych wartości pHKCl w ryzosferze były niższe
niż w strefie pozarysoferowej, w granicach od 0,1–0,6 jednostki pH w 1 mol .dm-3 KCl (tab.1).
Wiele bakterii ryzosferowych produkuje niskocząsteczkowe kwasy organiczne, takie jak:
cytrynowy, szczawiowy, jabłkowy, bursztynowy, salicylowy, galasowy i asparaginowy
[Trudgill 1988; Kurek 2002]. Niskocząsteczkowe kwasy organiczne syntetyzowane przez
bakterie ryzosferowe są rozpuszczalne w wodzie i mogą mieć istotny udział w zakwaszaniu
gleb poprzez uwalnianie po dysocjacji protonów wodoru do roztworu glebowego [Kurek
2002].
Zawartość węgla organicznego w badanych glebach była statystycznie istotnie większa
w uprawie sosny niż w przypadku poletek nie zalesionych (tab. 1). Skład gatunkowy szaty
roślinnej oraz skład chemiczny rozkładającego się materiału roślinnego wpływa istotnie na
zawartość węgla organicznego w glebie [Priha i in. 1999; Domżał, Bielińska 2007]. W glebie
poletek nawożonych stwierdzono istotnie mniejsze zasoby węgla organicznego niż w glebie
28
Wpływ ryzosfery na...
nienawożonej (tab. 1). Mogło się to wiązać z mineralizacją substancji organicznej pod
wpływem wapnowania, co znajduje potwierdzenie w wynikach badań innych autorów
[Kreutzer 1995; Kowalkowski i in. 1999; Kopron 2007].
Gleba ryzosferowa we wszystkich badanych obiektach cechowała się istotnie większą
zawartością węgla organicznego niż gleba strefy pozaryzosferowej (tab. 1). Wpływ ryzosfery
na zawartość Corg. w glebach ujawnił się wyraźniej w uprawie regeneracyjnej sosny, gdzie
zasoby tego składnika były około 1,5-krotnie większe niż w strefie pozakorzeniowej. Z wielu
badań [Lynch, Whips 1990; Priha i in. 1999; Bielińska, Wiśniewski 2005; Baran, Bielińska
2008] wynika, że gleba ryzosferowa zawiera wyższe stężenia rozpuszczalnego węgla niż
pozostała gleba. Lynch i Whips [1990] dowiedli, że ilość uwalnianego przez rośliny do
ryzosfery C organicznego może wynosić 40% całkowitej suchej masy wytwarzanej przez
roślinę.
W okresie prowadzonych badań zawartości N-NH4+ i N-NO3- w glebie pozaryzosferowej
kształtowały się na niskim poziomie i wynosiły, odpowiednio: od 12,31 do 27,19 mg·kg-1 i od
6,94 do 21,92 mg·kg-1 (tab. 1). W glebie ryzosferowej zawartości tych składników były około
1,5–2,0-krotnie większe niż w pozostałych glebach (tab. 1). Dahm [1998] zwraca uwagę na
wysoką zawartość związków azotu w wydzielinach korzeniowych. Drobnoustroje
zasiedlające ryzosferę zwiększają wydzielanie korzeniowe roślin [Meharg, Killham 1995].
W glebie pochodzącej z poletek niezalesionych, zarówno w ryzosferze, jak i poza strefą
korzeniową, zawartość mineralnych form azotu (N-NH4+ i N-NO3-) była od około 1,5- do
ponad 2,0-krotnie mniejsza niż w uprawie regeneracyjnej sosny (tab. 1). Mogło to być
efektem intensywnego pobierania N mineralnego przez rozłogowe korzenie zwartej darni
trzcinnika piaskowego na poletkach nie zalesionych, a także wymywania przez kwaśne wody
opadowe w okresie jesień-zima-wiosna. Kowalkowski i in. [1999] wykazali, że na badanym
terenie nawet niewielkie nadmiary mineralnych form azotu podlegają wymywaniu z wodami
opadowymi w głąb gleby.
Gleba poletek nawożonych cechowała się istotnie mniejszą zawartością N-NH4+ i N-NO3niż w gleba nienawożona (tab. 1). Na zmniejszenie zawartości łatwo przyswajalnych form
azotu w glebach leśnych pod wpływem wapnowania wskazują wyniki licznych badań [Kopp,
Schwanecke 1994; Kreutzem 1995; Kowalkowski i in. 1999; Kopron 2007]. Stwierdzono
dominację amonowej formy azotu, szczególnie wyraźną w glebach zwapnowanych. Według
Kreutzera [1995] wymywanie azotanów (V) z gleb wapnowanych jest większe niż azotu
amonowego. Znaczącym czynnikiem decydującym o relacjach N-NH4+ i N-NO3- w badanych
glebach był odczyn. Silne zakwaszenie gleb (tab. 1) mogło przyczynić się do spowolnienie
29
Bielińska, Węgorek i in.
tempa nitryfikacji. Ponadto azotany (V) są znacznie bardziej narażone na straty niż sole
amonowe ze względu na większą różnorodność procesów prowadzących do strat. Oprócz strat
w postaci gazowej (NO, N2O i N2) znaczną rolę odgrywa wymywanie z gleby przez wody
opadowe oraz łatwość migracji dyfuzyjnej. Ponadto łatwość przemieszczania azotanów
nieograniczona przez procesy sorpcyjne zwiększa ich dostępność i sprzyja pobieraniu tej
formy przez rośliny w porównaniu z formą amonową [Kotowska, Włodarczyk 2005].
Zastosowany system zalesienia i nawożenia kompensacyjnego istotnie stymulował
aktywność enzymatyczną gleb, zarówno w strefie ryzosferowej, jak i pozaryzosferowej
(tab. 2). Nasilenie badanych procesów biochemicznych uzależnione było od rodzaju enzymu,
co związane jest zarówno z indywidualną wrażliwością i odpornością enzymów na czynniki
środowiskowe, jak i z zawartością w glebie specyficznych substratów dla reakcji
enzymatycznych [Kieliszewska-Rokicka 2001].
Tab. 2. Aktywność enzymatyczna gleb (Dh – dehydrogenazy w cm3 H2·kg-1·d-1, Pac – fosfataza
kwaśna i Pal – fosfataza alkaliczna w mmol PNP·kg-1·h-1, U – ureaza w mg N-NH4+·kg-1·h-1,
P – proteaza w mg tyrozyny·kg-1·h-1; wartości w kolumnie z tą samą literą nie są istotnie różne
przy p < 0.05, test – “t”; + – poletka nawożone; 0 – poletka nie nawożone)
Tab. 2. Enzymatic activity of soils (Dh – dehydrogenases in cm3 H2·kg-1·d-1, Pac – acid phosphatase
and Pal – alkaline phosphatase in mmol PNP·kg-1·h-1, U – urease in mg N-NH4+·kg-1·h-1,
P – protease in mg tyrozyny·kg-1·h-1; values in the column followed by the same letter are not
significantly at p < 0,05, „t” – test; + – fields fertilized; 0 – fields which were not fertilized)
Obiekt
Gleba
Zastosowane nawożenie
Dh
Pac
Pal
U
P
+
5,92 f
99,2 f
78,0 f
12,7 f
46,1 f
R
0
2,69 d
43,7 e
19,3 d
5,75 d
22,9 d
Sosna
+
3,61 e
38,0 d
23,6 e
7,92 e
28,8 e
N
0
1,82 c
19,0 c
6,09 b
3,97 c
14,3 b
+
3,49 e
22,8 c
26,5 b
5,84 d
27,6 e
R
0
1,56 b
12,0 b
6,69 b
2,76 b
13,8 b
Bez drzew
+
2,38 d
12,6 b
15,3 c
4,17 c
18,0 c
N
0
1,22 a
6,43 a
3,85 a
2,09 a
9,31 a
R – ryzosfera; rhizosphere
N – strefa pozaryzosferowa; non-rhizosphere
W uprawie regeneracyjnej sosny aktywność wszystkich analizowanych enzymów
kształtowała się na kilkakrotnie wyższym poziomie niż w glebie niezalesionej (tab. 2).
Wiązało się to przede wszystkim z istotnie większą niż w przypadku braku zalesienia
zawartością Corg. w glebie (tab. 1). Aktywność enzymów jest ściśle uzależniona od zawartości
glebowej materii organicznej [Dick 1994; Russel i in. 2006; Domżał, Bielińska 2007].
Największy wpływ uprawy sosnowej na aktywność enzymatyczną gleb zaznaczył się w
przypadku fosfatazy kwaśnej. Aktywność tego enzymu w glebie zalesionej była około 3–4krotnie większa niż w glebie poletek bez drzew (tab. 2). O wysokim potencjale
fosforolitycznym gleb w uprawach sosnowych informują także inni autorzy [Dahm i in. 1986;
Januszek 1999; Oleksyn i in. 2000].
30
Wpływ ryzosfery na...
Uzyskane wyniki wykazały wyraźne następcze działanie zastosowanych (w latach 1995,
1996 i 1998) nawożeń kompensacyjnych na aktywność enzymatyczną gleb. W glebie poletek
nawożonych aktywność dehydrogenaz, fosfatazy kwaśnej, ureazy i proteazy była około
2-krotnie większa, a aktywność fosfatazy alkalicznej około 4-krotnie większa niż w glebie
nienawożonej (tab. 2). Znaczący wzrost aktywności fosfatazy alkalicznej w glebach poletek
nawożonych wiązał się z korzystną zmianą odczynu gleb w efekcie zastosowania wapna
dolomitowego (tab. 1). Kwaśny odczyn środowiska glebowego hamuje syntezę fosfatazy
alkalicznej [Russel i in. 2006]. Stymulujący wpływ wapnowania i nawożenia mineralnego na
aktywność enzymatyczną gleb z terenów znajdujących się pod wpływem intensywnej presji
antropogenicznej wykazały liczne badania [Katai i in. 1986; Kandeler 1988; Gilewska,
Płóciniczak 2004; Bielińska 2006].
Na wszystkich poletkach badawczych aktywność enzymatyczna gleb strefy ryzosferowej
była kilkakrotne większa niż gleby pozaryzosferowej (tab. 2–3). Związane jest to
z dynamicznym rozwojem mikroorganizmów w strefie korzeniowej spowodowanej obfitością
łatwo dostępnej substancji energetycznej [Januszek 1999; Priha i in. 1999; KieliszewskaRokicka 2001; Baran, Bielińska 2008]. Wydzieliny korzeniowe wpływają na rozwój
Tab. 3. Wartości stosunku (R:N) aktywności dehydrogenaz (Dh), fosfatazy kwaśnej (Pac), fosfatazy
alkalicznej (Pal), ureazy (U) i proteazy (P) w glebie strefy ryzosferowej (R) i
pozaryzosferowej (N)
Tab. 3. The value of the ratio (R:N) of the activity of dehydrogenase (Dh), acid phosphatase (Pac),
alkaline phosphatase (Pal), urease (U) and protease (P) in rhizosphere soil (R) and nonrhizosphere soil (N)
Dh
Pac
Pal
U
P
Obiekt Zastosowane nawożenie
1,6
2,6
3,3
1,6
1,6
poletka nawożone
Sosna
1,4
2,3
3,1
1,4
1,6
poletka bez nawożenia
1,4
1,8
1,7
1,4
1,5
poletka nawożone
Bez drzew
1,3
1,8
1,7
1,3
1,4
poletka bez nawożenia
mikroorganizmów glebowych oraz ich adaptację do degradacji zanieczyszczeń [Oleszczuk,
Baran 2006], co ma szczególne znaczenie na terenach poprzemysłowych [Baran, Bielińska
2008]. Wpływ ryzosfery na wzrost aktywności badanych enzymów ujawnił się najwyraźniej
w uprawie regeneracyjnej sosny w glebie poletek nawożonych (tab. 2–3). Na wysoką
aktywność biologiczną w glebie ryzosferowej w szkółkach leśnych i młodych drzewostanach,
głównie sosny (szczególnie w glebach o dużej zawartości azotu) zwraca uwagę Dahm [1998].
Wartości stosunku aktywności badanych enzymów w glebie ryzosferowej do ich
aktywności w glebie pozaryzosferowej były największe w przypadku fosfatazy kwaśnej
i fosfatazy alkalicznej, i mieściły się w granicach, odpowiednio: od 1,8 do 2,6 i od 1,7 do 3,3
(tab. 3). Świadczy to o zagęszczeniu mikroorganizmów fosforolitycznych w strefie
ryzosferowej. Według Hedleya i in. [1983] aktywność fosfataz w glebie ryzosferowej
31
Bielińska, Węgorek i in.
zwiększa się wraz ze wzrostem niedoboru fosforu spowodowanego przez zwiększoną gęstość
korzeni i zmniejszenie poziomu rozpuszczalnego fosforu nieorganicznego. Tarafdar i Rao
[1990] wykazali, że pobieranie fosforu przez rośliny oraz plon są skorelowane z aktywnością
fosfataz w rizosferze.
WNIOSKI
1. Nawożenie kompensacyjne wraz z uprawą sosnową istotnie stymulowały aktywność
enzymatyczną gleb, zarówno w strefie ryzosferowej, jak i pozaryzosferowej, co wskazuje,
że zastosowane zabiegi rekultywacyjne stworzyły system buforujący dla docierających do
gleb emisji przemysłowych.
2. Aktywność enzymatyczna gleb strefy ryzosferowej była kilkakrotne większa niż gleby
pozaryzosferowej. Wpływ ryzosfery na wzrost aktywności badanych enzymów ujawnił się
najwyraźniej w uprawie regeneracyjnej sosny w glebie poletek nawożonych.
3. Wykazany w badaniach bardzo szeroki zakres aktywności fosfatazy kwaśnej i fosfatazy
alkalicznej wskazuje na przydatność tych enzymów do monitorowania zmian i oceny
zabiegów rekultywacyjnych w warunkach długoletniej emisji azotowej.
4. Stwierdzone następcze działanie zastosowanych (w latach 1995, 1996 i 1998) nawożeń
kompensacyjnych na aktywizację biologiczną gleb dowodzi, że pozytywne działanie
zastosowanego systemu rewitalizacji jest długotrwałe.
5. Uzyskane wyniki wskazują, że zastosowany doświadczalnie system rewitalizacji gleb
może być szeroko wykorzystany do ochrony i renaturyzacji ekosystemów leśnych
w Nadleśnictwie Puławy.
PIŚMIENNICTWO
Baran S., Bielińska E.J. 2008. Wpływ ryzosfery mniszka lekarskiego (Teraxacum officinale Web.) na
zawartość metali ciężkich i aktywność enzymatyczną gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 533,
21-29
Berglund G. 1986. Crushed limestone or burnt lime. J. Rogal Swedish Academy of Agriculture and
Forestry 113, 9–54
Bielińska E.J. 2006. Wpływ długoletniej emisji azotowej na aktywność enzymatyczną gleb leśnych.
Rocz. Glebozn. 57, 1/2, 32–40
Bielińska E.J., Domżał H. 2008. Zmiany ekochemicznego stanu gleb leśnych w obszarze
oddziaływania Zakładów Azotowych „Puławy” S.A. Rocz. Glebozn. 59, 1, 29–36
Bielińska E.J., Wiśniewski J. 2005. Enzymatic activity of soil in the rhizosphere of selected varieties
of fruit-trees. Zeszyty Naukowe Uniwersytetu w Iasi (Rumunia), Agronomia 48, 1–8
Dahm H. 1998. Fizjologiczne aspekty ektomikoryz. Ekologiczne aspekty mikrobiologii gleby. Wyd.
AR Poznań, 21–29
Dahm H., Różycki H., Strzelczyk E. 1986. Bakterie i promieniowce gleb i strfy korzeniowej drzew
lesnych. Post. Mikrobiol. 25, 103–120
Dick R.P. 1994. Soils enzyme activities as indicators of soil quality. Defining soil quality for
a sustainable environment. Special Pub. 35, Soil Sci. Soc. Am. Inc., Madison, WI, eds. Doran J.W.,
Coleman D.C., Bezdicek D.F., Steward B.A., 107–124
Domżał H., Bielińska E.J. (Red.) 2007. Ocena przeobrażeń środowiska glebowego i stabilności
ekosystemów leśnych w obszarze oddziaływania Zakładów Azotowych „Puławy” S.A. Acta
32
Wpływ ryzosfery na...
Agrophysica 145, Rozprawy i Monografie 2007 (2), 79–90
Gilewska M., Płóciniczak A. 2004. Aktywność enzymatyczna gleb powstających z gruntów
pogórniczych. Rocz. Glebozn. 55, 2, 123–129
Hedley M.J., Nye P.H., White R.E. 1983. Plant-induced changes in the rhizosphere status on the pH,
phosphatase activity and on the cation-anion balance in the plants. New Phytologist 95, 1, 69–82
Januszek K. 1999. Aktywność enzymatyczna wybranych gleb leśnych Polski południowej w świetle
badań polowych i laboratoryjnych. Zesz. Nauk. AR Kraków, Seria Rozprawy 250
Kandeler E. 1988. Kinetische Eigenschaften von Proteasen und Phosphatasen in unterschiedlich
bewiertschafteten Boden. Bodenkultur 39, 3, 201–206
Katai J., Helmeczi B., Bekecs S. 1986. Changes in phosphatase activity as a result of fertilizer and
herbicide application. Debreczini Agrartudomanyi Egyetem Tudomayos Kozlemenyei 26, 137–152
Kieliszewska-Rokicka B. 2001. Enzymy glebowe i ich znaczenie w badaniach aktywności
mikrobiologicznej gleby. Drobnoustroje środowiska glebowego. Red. H. Dahm, A. PokojskaBurdziej, UMK Toruń, 37–47
Kopp D., Schwanecke W. 1994. Stadörtlich-naturräumliche Grundlagen Ökolegiegerechter
Forstwirtschaft. Deutscher Landwirtschaftlicher Verlag. Berlin, 105–115
Kopron H. 2007. Rewitalizacja terenów poleśnych w otoczeniu Zakładów Azotowych w Puławach.
W: Towarzystwo Przyjaciół Puław, 179s.
Kotowska U., Włodarczyk T. 2005. Przemiany mineralnych form azotu w glebie nawadnianej
oczyszczonymi ściekami. Acta Agrophysica, Rozprawy i Monografie (2), 58s.
Kowalkowski A., Kopron H., Lewandowska J., Jedliczko S., Płecha R. 1999. Możliwości
przywracania funkcji leśnych w długotrwale niezrównoważonym ekosystemie leśnym
Nadleśnictwa Puławy. In: Kom. Nauk Leśnych PAN, „Funkcjonowanie gleb leśnych na terenach
zagrożonych i trendy jego zmian”, Puławy, 49–63
Kreutzer K. 1995. Effects of forest liming on soil processes. In.: L/O. Nilsson, R. Hüttl, U.T.
Johansson (eds.). Nutrient uptake and cycling in forest ecosystems. Kluwer Academic Publisher.
Dordrecht, Boston, London, 447–470
Kurek E. 2002. Związki przyczynowo-skutkowe aktywności mikrobiologicznej i zakwaszenia gleb.
Zesz. Prob. Post. Nauk Roln. 482, 307–316
Ladd N., Butler J.H.A. 1972. Short-term assays of soil proteolytic enzyme activities using proteins
and dipeptide derivatives as substrates. Soil Biol. Biochem. 4, 19–30
Lynch J.M., Whipps J.M. 1990. Substrate flow in the rhizosphere. Plants a Soil 129: 1–10
Margesin R., Zimmerbauer A., Schinner F. 2000. Monitoring of bioremediation by soil biological
activities. Chemosphere 40, 339–346
Meharg A.A., Killham K. 1995. Loss of exudates from the roots of perennial ryegrass inoculated
with a range of microorganisms. Plant a Soil 170, 345–349
Oleksyn J., Zytkowiak R., Karolewski P., Reich P.B., Tjoelker M.G. 2000. Genetic and
environmental control of seasonal carbohydrate dynamic in trees of diverse Pinus sylvestris
populations. Tree Physiol. 20, 837–847
Oleszczuk P., Baran S. 2006. Content of potentially bioavailable polycyclic aromatic hydrocarbons
(PAHs) in rhizosphere soil in relation to properties of soils. Com. Spec. Bioavailab. 18(1), 39–48
Pietr S.J., Węgrzyn T., Klimasz D. 2002. Mikroflora saprofityczna ryzosfery wybranych roślin
darniowych sudeckiego boru świerkowego. Aktywność drobnoustrojów w różnych środowiskach.
W: AR w Krakowie, 151–156
Priha O., Hallantie T., Smolander A. 1999. Comparing microbial biomass, denitrification enzyme
activity and numbers of nitrifiers in the rhizosphere of Pinus syvestris, Picea abie and Betula
pendula seedlings with microscale methods. Fertility of Soils, Springer-Verlag, 162s.
Russel S., Wyczółkowski A.I., Bieganowski A. (red.) 2006. Selected methodological aspects of soil
enzyme activity tests. In.: Institute of Agrophysics, Lublin, ISBN 83-89969-70-X, 74s.
Rudebeck A., Persson T. 1998. Nitrification in organic and mineral soil layers in coniferous forest in
response acidity. Environ. Pollut. 102, 377–383
Tabatabai M. A., Bremner J.M. 1969. Use of p-nitrophenol phosphate for assay of soil phosphatase
activity. Soil Biol. Biochem. 1, 301–307
Tarafdar J.C., Jungk A. 1987. Phosphatase activity in the rhizosphere and its relation to the depletion
of soil organic phosphorus. Biol. Fertil. Soils 3, 199–204
Tarafdar J.C., Rao A.V. 1990. Effect of manures and fertilizers on dehydrogenase and phosphatase in
33
Bielińska, Węgorek i in.
the rhizosphere of arid crops. J. Soil Sci. 23, 2, 189–193
Thalmann A. 1968. Zur Methodik derestimmung der Dehydrogenase aktivit in Boden mittels
Triphenyltetrazoliumchlorid (TTC). Landwirtsch. Forsch., 21, 249–258
Trudgill S. 1988. Soil and vegetation systems. Oxford Univ. Press. New York, NY, 360s.
Zantua M.I., Bremner J.M. 1975. Comparison of methods of assaying urease activity in soils. Soil
Biol. Biochem. 7, 291–295
34
Wpływ fitoremediacji gleby...
Magdalena BŁASZAK, Andrzej NOWAK, Justyna ZAKOSZTOWICZ
WPŁYW FITOREMEDIACJI GLEBY SKAŻONEJ SUBSTABCJAMI
ROPOPOCHODNYMI NA ZMIANY W ILOŚCI MIKROORGANIZMÓW
AKTYWNYCH AMYLOLITYCZNIE
THE INFLUENCE OF PHYTOREMEDIATION OF SOIL POLLUTED
WITH OIL SUBSTANCES ON THE AMYLOLITIC
MICROORGANISMS COUNT
Zakład Mikrobiologii i Biotechnologii Środowiska,
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, [email protected]
STRESZCZENIE Celem doświadczenia była obserwacja zmian ilości mikroorganizmów aktywnych
w hydrolizie węglowodanów w glebie skażonej substancjami ropopochodnymi, poddanej fitoremediacji
(koniczyna łąkowa i kostrzewa czerwona). Piasek gliniasty lekki pylasty wzbogacono kompostem
i zanieczyszczono benzyną lub olejem napędowym. Po dokładnym wymieszaniu i umieszczeniu materiału
glebowego w wazonach wysiano kostrzewę czerwoną lub koniczynę łąkową. Obserwowano przez cztery
miesiące wpływ obecności wysianych roślin na mikroorganizmy, odnosząc się do obiektów pozostawionych
w ugorze. Do określenia liczebności mikroorganizmów amylolitycznych, zastosowano metodę posiewu
rozcieńczeń glebowych na podłożu selektywnym. W glebie skażonej benzyną najwięcej mikroorganizmów
amylolitycznych zanotowano w obiekcie z wysianą kostrzewą (średnio ok. 2,5 mln jtk · g-1). Ilość bakterii
i grzybów w tym obiekcie statystycznie istotnie różniła się od zawartości bakterii i grzybów w glebie
pozostawionej w ugorze i z wysianą koniczyną (średnia ilość w tych obiektach to ok. 1,8 mln jtk · g -1). Jednak
kształtowanie ilości mikroorganizmów w czasie całego doświadczenia było podobne we wszystkich trzech
obiektach: początkowo miał miejsce wzrost ilości mikroorganizmów, w końcowym etapie doświadczenia we
wszystkich obiektach było ich najmniej. W przypadku gleby skażonej olejem napędowym, nie obserwowano
wyraźnych różnic w ilości bakterii i grzybów między obiektami z kostrzewą i bez roślin (średnio ok. 2,5 mln jtk
· g-1). Koniczyna wpłynęła na zmniejszenie ilości mikroorganizmów o ok. 300 tys. jtk, w porównaniu do
pozostałych obiektów z olejem napędowym. Podsumowując, wpływ wysianej kostrzewy na rozwój
mikroorganizmów amylolitycznych w glebie skażonej substancjami ropopochodnymi można ocenić pozytywnie,
natomiast koniczyna nie przyczyniała się do zaktywowania badanych bakterii i grzybów.
SUMMARY The aim of the investigations was measurement of amylolitic microorganisms count in soil,
polluted with oil substances, during phytoremediation with use of the Trifolium pratense and Festuca rubra.
Compost and pollutant (petrol, diesel fuel) was added to a sandy soil, mixed and put into pots. Then the plants
were sowed into it. During four months, count of amylolitic microorganisms were determined with plate dilution
method. In the soil polluted with petrol, the highest count of this microorganisms was found in soil with Festuca
rubra (average 2.5 mln cfu·g-1). This counts was statisticallz significant lower as for soil with Trifolium pratense
and soil without plants (average 1.8 mln cfu·g-1). Time trends of the amylolitic microorganisms counts shows an
increase in the first part, and decrease at the end of the experiment. For soil polluted with diesel fuel, no
significant differences in amylolitic bacteria and fungi counts in combinations with Festuca rubra and soil
without plants was found (average 2.5 mln cfu·g-1). Trifolium pratense grown on the soil, caused the
microorganisms count decrease about 300 000 cfu·g-1, as compared with other experimental combinations with
diesel fuel. From both used plants, Festuca rubra had a stimulatory effect on the amylolitic microorganisms
count in soil polluted with oil substances, and Trifolium pratense show no such a effect.
Słowa kluczowe: mikroorganizmy, fitoremediacja, substancje ropopochodne
Key words: microorganisms, phytoremediation, oil substances
WSTĘP
Gleba skażona substancjami ropopochodnymi traci swoje naturalne fizyko-chemiczne
właściwości, również jako siedlisko dla organizmów żywych. Następuje gwałtowne lub
stopniowe ograniczanie różnorodności gatunkowej, wrażliwe mikroorganizmy, rośliny,
zwierzęta giną lub przechodzą w nieaktywne formy przetrwalne, pozostają jedynie gatunki
odporne (Galas i in. 1997; Leśkiewicz 1995; Różański i Włodkowiec 2002) Mikroorganizmy
odgrywają podstawową rolę w obiegu węgla w przyrodzie, materia organiczna trafiając do
35
Błaszak, Nowak, Zakosztowicz
gleby jest mineralizowana, dwutlenek węgla – końcowy produkt przemian, wykorzystują
rośliny i niektóre mikroorganizmy aktywne w fotosyntezie. Mikroorganizmy heterotroficzne
jako źródło węgla i energii najchętniej wykorzystują węglowodany, powszechnie trafiające do
gleby z materiału roślinnego (Kunicki-Goldfinger 2002). Jednak w warunkach skażenia
środowiska większość przejawów aktywności metabolicznej organizmów ustaje lub jest
upośledzona. W glebie skażonej substancjami ropopochodnymi niewielki odsetek
mikroorganizmów jest zdolny do wzrostu, ale nawet wśród tych, niektóre są zdolne do
hydrolizy węglowodorów. Formy odporne i mineralizujące składowe ropy naftowej podlegają
stymulacji,
wielokrotnym
podziałom
komórkowym
i
dominują
pośród
innych
mikroorganizmów (Błaszczyk 2007; Olańczuk-Neyman i in. 1994). Między innymi, dlatego,
w czasie bioremediacji, kontaminant wzbogaca się nawozem organicznym np. kompostem,
aby dostarczyć mikroorganizmów o zróżnicowanych uzdolnieniach hydrolitycznych
(Błaszczyk 2007). Również powszechnie znane jest stosowanie roślin w celu fitoremediacji
gleby (wolatalizacja, fitoekstrakcja, rizofiltracja, fitostabilizacja), ponieważ niektóre gatunki
roślin (z rodzin: wierzbowate, wiechlinowate, rdestowate, bobowate, astrowate i inne) są
predysponowane do gromadzenia w swoich tkankach węglowodorów lub ich ryzosferę
zasiedlają różnorodne bakterie i grzyby aktywne hydrolitycznie (Kondzielski i Buczkowski
1999; Wójcik i Tomaszewska 2005). Niewątpliwie produkty metabolizmu roślin,
fitohormony, mikroorganizmy symbiotyczne, asocjacyjne kształtują profil hydrolityczny
zasiedlanej gleby, ale w jakim stopniu skażonej substancjami ropopochodnymi (Smreczak
i Maliszewska-Kordybach 2003; Zemleduch i Tomaszewska 2007)?
Celem doświadczenia była obserwacja zmian w ilości mikroorganizmów aktywnych
w hydrolizie skrobi w glebie poddanej fitoremediacji ze względu na skażenie benzyną
i olejem napędowym.
MATERIAŁ I METODY
Piasek gliniasty lekki pylasty pobrano z pola Stacji Doświadczalnej w Lipniku k. Stargardu
Szczecińskiego. Glebę pozyskano z poziomu próchniczego (0–10 cm), charakteryzowała się
zawartością: węgla organicznego 1,29%; azotu ogólnego 0,09%; pH 6,5 (H2O). Glebę po
dostarczeniu do laboratorium przesiano przez sito o średnicy oczek 1mm w celu usunięcia
zanieczyszczeń mechanicznych i części szkieletowych. Kompost użyty w doświadczeniu to
dodatek organiczny pochodzenia roślinnego zastosowany w postaci nawozu stałego
zawierającego: 1% azotu ogólnego, 16,5% węgla organicznego. Benzynę bezołowiową i olej
napędowy zakupiono w stacji benzynowej Orlen przy ulicy Chopina w Szczecinie.
Z wymienionych komponentów utworzono obiekty badawcze, w pierwszej kolejności do
36
Wpływ fitoremediacji gleby...
gleby dodano kompost (5% wagowych suchej masy gleby), materiał dokładnie wymieszano
i doprowadzono do 50% maksymalnej pojemności wodnej. Do tak przygotowanego materiału
wprowadzono benzynę lub olej napędowy w 5% wagowych kompostowanej suchej masy
gleby. Otrzymano sześć obiektów badawczych po 3 kg (dodatkowo w trzech powtórzeniach),
które umieszczono w wazonach, trzy skażone benzyną: bez wysianej rośliny, z kostrzewą,
z koniczyną. Trzy obiekty skażone olejem napędowym: bez wysianej rośliny, z kostrzewą,
z koniczyną. Rośliny: koniczyna łąkowa (Triforium praternse L. odmiana Nike) i kostrzewa
czerwona Festuca rubra L. odmiana Areta. Glebę do analiz pobierano w trzech powtórzeniach
z wazonów z głębokości 0–10 cm w terminach: 1, 14, 30, 60, 90, 120 doba. Liczebność
mikroorganizmów amylolitycznych określono stosując tradycyjną metodę wgłębnego
posiewu rozcieńczeń glebowych. Stosowano podłoże mikrobiologiczne z dodatkiem skrobi
jako źródła węgla i energii dla mikroorganizmów (Cooney i Emerson 1964). Podczas
identyfikacji bakterii i grzybów amylolitycznych do hodowli wprowadzano płyn Jugola
(wodny roztwór jodu w jodku potasu), który barwnie reagował na obecność skrobi w podłożu.
Przejaśnienia (brak reakcji barwnej) wokół kolonii świadczyły o aktywności hydrolitycznej
mikroorganizmów.
Otrzymane wyniki poddano jednoczynnikowej analizie wariancji oraz zastosowano test
porównań wielokrotnych (test Tukeya), ustalano statystycznie istotne różnice w liczebności
mikroorganizmów przy poziomie istotności α = 0,05.
WYNIKI I DYSKUSJA
W pierwszym terminie pomiaru, zaraz po wprowadzeniu benzyny do gleby i wysianiu
roślin, mikroorganizmów amylolitycznych było niecałe 1,5 mln jtk. W kolejnym terminie (w
14 dniu doświadczenia) miało miejsce kilkakrotne zwiększenie liczebności mikroorganizmów
niezależnie od obecności lub braku rośliny (Tab. 1). Wtedy we wszystkich obiektach
z benzyną liczebność wzrosła od ok. 4 razy (obiekty z koniczyną i bez rośliny) do ok. 9 razy
(w przypadku gleby z kostrzewą). Duży przyrost liczebności mikroorganizmów
w początkowym etapie doświadczenia po wprowadzeniu substancji ropopochodnych
potwierdza opinię, że nieliczne początkowo formy zdolne do biodegradacji zwielokrotniają
swoją liczebność wykorzystując obumarłe komórki wrażliwe i wolną przestrzeń do
zasiedlenia (Jaworska i Gospodarek 2004). Binet i in. (2001), Ferro i in. (1997); potwierdzają,
że trawy są jednymi z najlepszych roślin użytkowanych w fitoremediacji. O ich przydatności
decyduje rozbudowany system korzeniowy i skład wydzielin korzeniowych. W kolejnych
terminach nie zanotowano już tak dużych wartości liczbowych. Dwa ostatnie pomiary (90
i 120 doba) ujawniły najmniejszą ilość bakterii i grzybów amylolitycznych w obiekcie
37
Błaszak, Nowak, Zakosztowicz
z wysianą koniczyną (średnio 180 tys. jtk), ilością ponad 3 krotnie mniejszą niż
w pozostałych dwóch obiektach z benzyną (Tab. 1).
Tab. 1. Liczebność mikroorganizmów amylolitycznych (jtk · g-1) w glebie skażonej benzyną, poddanej
fitoremediacji
Tab. 1. The number of amylolitic organisms (jtk · g-1) in the soil polluted by petrol, after phytoremediation
Termin (doba)
Gleba skażona benzyną
bez rośliny
koniczyna
kostrzewa
1
1481235
1485714
1479724
14
5658915
4342432
9565217
30
1265322
1128577
1170960
60
1264368
3453453
1365188
90
662983
179404
574713
120
673759
182648
766284
1834430
1795371
2487014
średnia
B
B
A
Średnie w wierszu oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie według testu Tukeya na
poziomie istotności α = 0,05.
Tab. 2. Liczebność mikroorganizmów amylolitycznych (jtk · g-1) w glebie skażonej olejem
napędowym, poddanej fitoremediacji
Tab. 2. The number of amylolitic organisms (jtk · g-1) in the soil polluted by diesel, after phytoremediation
Gleba skażona olejem napędowym
Termin (doba)
bez rośliny
koniczyna
kostrzewa
1
4018913
4012213
4009919
14
2470636
3655914
5642361
30
4241697
1282051
1797577
60
2249489
1882353
1647510
90
795545
658149
863363
120
1645022
1687764
1392405
2570217
2196407
2558856
średnia
A
B
A
Średnie w wierszu oznaczone tymi samymi literami nie różnią się istotnie według testu Tukeya na
poziomie istotności α = 0,05.
W pierwszych dwóch terminach w obiektach skażonych olejem napędowym (1, 14 doba)
ilość mikroorganizmów utrzymywała się na wysokim poziomie 2,5 – 5,6 mln jtk, szczególnie
w obiektach z wysianymi roślinami (Tab. 2). Po dwóch miesiącach odnotowano
systematyczny spadek ilości mikroorganizmów, w bardzo podobnej skali dla wszystkich
trzech obiektów z olejem napędowym (średnik ok. 800 tys. – ok. 1,5 mln jtk odpowiednio
w 90 i 120 dobie). Podobnie Przybulewska i in. (2004) w doświadczeniu oceniającym wpływ
oleju napędowego na mikroorganizmy amylolityczne, nie stwierdziła jednoznacznie
38
Wpływ fitoremediacji gleby...
stymulacji lub inhibicji, ze względu na duże wahania liczebności podczas trwania
doświadczenia.
W obiektach z olejem napędowym mikroorganizmów amylolitycznych było ok. dwa razy
więcej niż w obiektach z benzyną (Tab. 1, 2).
WNIOSKI
1. Wpływ wysianej kostrzewy czerwonej na rozwój mikroorganizmów amylolitycznych w
glebie skażonej substancjami ropopochodnymi można ocenić pozytywnie, chociaż nie był
to spektakularny wzrost ilości badanych mikroorganizmów, natomiast koniczyna łąkowa w
ogóle nie przyczyniała się do zaktywowania badanych bakterii i grzybów.
2. Największy wpływ na liczebność mikroorganizmów miał termin pomiaru, we wszystkich
obiektach wzmożony wzrost ilości mikroorganizmów miał miejsce w 14 dniu
doświadczenia, a przynajmniej w jego pierwszym etapie. Podobnie ostatnie dwa pomiary,
niezależnie od substancji ropopochodnych i obecności roślin, ujawniły spadek liczebności
bakterii i grzybów do poziomu kilkakrotnie mniejszego niż na początku doświadczenia.
PIŚMIENNICTWO
Binet P., Portal J., Leyval C. 2001. Application of GC-MS to the study of anthracene disappearance
in the rhizosphere of ryegrass. Organic Geochemistry, 32, 217–222
Błaszczyk M. 2007. Mikroorganizmy w ochronie środowiska. PWN, Warszawa.
Cooney D.G., Emerson R. 1964. Thermophilic fungi. An Account of Their Biology, Activities and
Classification. W.H. Freeman and Company, San Francisco, London.
Ferro A., Kennedy J., Knight D. 1997. Greenhouse evaluation of phytoremediation for soils
contaminated. The Fourth International In-Situ and On-Situ Bioremediation Symposium. New
Orlean, 309–313
Galas E., Kwapisz E., Barabasz-Szymańska L., Krystynowicz A., Antczak T., Oryńska A. 1997.
Charakterystyka wybranych szczepów bakterii degradujących węglowodory ropy naftowej.
Biotechnologia, 1, 145–157
Jaworska M., Gospodarek J. 2004. Organizmy glebowe i ich aktywność jako wskaźnik stanu
środowiska w warunkach zanieczyszczenia gleby substancjami ropopochodnymi. Zesz. Probl. Post.
Nauk Rol. 501, 189–194
Kondzielski I., Buczkowski R. 1999. Fitoremediacja – nowa, obiecująca metoda stosowana
w ochronie środowiska. Ekologia i Technika, 3, 79–84
Kunicki-Goldfinger W. 1998. Życie bakterii. PWN, Warszawa.
Leśkiewicz J. 1995. Skażenie gruntu i wód produktami ropopochodnymi. Aura, 11, 6–9
Olanczuk-Neyman K., Prejzner J., Topolnicki M. 1994. Chemiczna i bakteriologiczna ocena
skażenia gruntów stacji przeładunku paliw produktami ropopochodnymi. Biotechnologia, 2, 50–59
Przybulewska K., Nowak A., Foltyn A. 2004. Wpływ oleju napędowego na liczebność
mikroorganizmów wybranych grup fizjologicznych w glebie. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 501,
383–388
Różański H., Włodkowic D. 2002. Skutki oddziaływania zanieczyszczeń ropopochodnych na
środowisko przyrodnicze. Wszechświat 103, 7/9, 223–225
Smerczak B., Maliszewska-Kordybach B. 2003, Wpływ niektórych traw na ubytek antracenu
i piranu w glebach zanieczyszczonych tymi związkami. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 492, 329–339.
Wójcik P., Tomaszewska B. 2005. Biotechnologia w remediacji zanieczyszczeń organicznych.
Biotechnologia 4, 156–172
Zemleduch A., Tomaszewska B. 2007. Mechanizmy, procesy i oddziaływania w fitoremediacji.
Kosmos, 56, 3–4, 393–407
39
Ocena przydatności podłoży...
Agnieszka DOBROWOLSKA, Agnieszka ZAWADZIŃSKA
OCENA PRZYDATNOŚCI PODŁOŻY Z DODATKIEM KOMPOSTÓW
Z KOMUNALNEGO OSADU ŚCIEKOWEGO W UPRAWIE
NIECIERPKA NOWOGWINEJSKIEGO.
CZ. I. WZROST, KWITNIENIE I WARTOŚĆ DEKORACYJNA ROŚLIN
EVALUATIONS OF USE OF MEDIA WITH ADDITION OF MUNICIPAL
SEWAGE SLUDGE COMPOST IN CULTIVATION
OF NEW GUINEA IMPATIENS.
PART I. GROWTH, FLOWERING AND DECORATIVE VALUE OF
PLANTS
Katedra Roślin Ozdobnych, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
[email protected]
STRESZCZENIE Doświadczenie z niecierpkiem nowogwinejskim ‘Sonic Liht Lavender’ prowadzono od
kwietnia do września 2005 roku. Badano podłoża sporządzone z czterech kompostów na bazie osadu
komunalnego. Skład kompostów był następujący: I. komunalny osad ściekowy 70%; słoma 30%; II. komunalny
osad ściekowy 70%; trociny 30%; III. komunalny osad ściekowy 35%; wycierka ziemniaczana 35% i słoma
30%); IV. komunalny osad ściekowy 35%; wycierka ziemniaczana 35% i trociny 30%. Udział każdego
z kompostów w podłożach stanowiących mieszankę z torfem wysokim wynosił 25, 50 i 75%. W sumie
sporządzono 12 podłoży kompostowych i dwa podłoża torfowe, jedno z dodatkiem nawozu Osmocote Exact
w dawce 5 g·dm-3 i drugie z Azofoską w dawce 2,5 g·dm-3 – oba stanowiły warianty kontrolne.
Najkorzystniej na wzrost i rozwój oraz dekoracyjność roślin wpłynęły podłoża, w których komposty stanowiły
50% i 75%. Najobficiej kwitły niecierpki uprawiane w podłożu z dodatkiem kompost I w ilości 75%, jednak
uzyskały najniższą ocenę bonitacyjną, gdyż były gorzej uformowane a także miały brzydkie, uszkodzone liście.
Najwyższą wartość dekoracyjną miały niecierpki tej odmiany, gdy uprawiano je w podłożach z udziałem
kompostów zawierających wycierkę ziemniaczaną.
SUMMARY The experiment with New Guinea Impatiens ‘Sonic Light Lavender; was conducted from April to
September 2005. Media prepared of four composts based on sewage sludge were examined. Composts were
made of: I. municipal sewage sludge 70%, straw 30%; II. municipal sewage sludge 70%, sawdust 30%; III.
municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, straw 30%; IV. municipal sewage sludge 35%, potato pulp
35%, sawdust 30%. Share of composts in media with sphagnum peat were 25, 50 and 75%. 12 composting
media and 2 media from sphagnum peat (control variants) were made in total. Both control variants were made
as follows: 1 – with additive of fertiliser Osmocote Exact in dose 5 g .dm-3, and 2 – with Azofoska in dose
2,5 g .dm-3.
Media with the addition of composts in dose 50 and 75% affected the most profitably height, growth and
decorative value of plants. Impatiens flowered the most abundantly in media with addition of 75% compost I, but
they were characterized by low decorative value. Those plants had damaged leaves and their habit was irregular.
Plants cultivated in variants with addition of composts with potato pulp were characterized by the highest
decorative value.
Słowa kluczowe: niecierpek nowogwinejski, osad ściekowy, podłoże, wzrost, kwitnienie, wartość dekoracyjna
Keywords: New Guinea Impatiens, sewage sludge, medium, growth, flowering, decorative value
WSTĘP
Niecierpek nowogwinejski (NGI), choć jest rośliną stosunkową nową na rynku zyskał już
swoich zwolenników. O jego popularności świadczy ogromna liczba odmian, która z roku na
rok stale się poszerza. Najnowsze grupy i odmiany zalicza się do roślin o wysokich
wymaganiach pokarmowych (Startek i Strojny 2001, Startek i in. 2001), dla których ważnym
czynnikiem, decydującym o powodzeniu uprawy jest odpowiednie podłoże. Do produkcji
niecierpków stosuje się głównie podłoża na bazie torfu wysokiego, jednak stale poszukiwane
są inne, które przynajmniej w części go zastąpią (Dobrowolska i Startek 2003, Dobrowolska
41
Dobrowolska, Zawadzińska
i in. 2007a, Dobrowolska i in. 2007b). Alternatywą dla podłoży stosowanych w uprawie roślin
rabatowych mogą stać się podłoża kompostowe sporządzone z osadów ściekowych,
powstałych po oczyszczeniu ścieków komunalnych i przemysłowych. Osady ściekowe
charakteryzują się dużą zawartością substancji organicznej i składników pokarmowych
(Baran 2004, Krzywy i in. 2004). Przeprowadzone na świecie badania wykazują korzystną
reakcję roślin na zastosowanie osadów ściekowych jako podłoża lub jego komponentu (Andre
i in. 2002, Klock 1997 b, Nascimento i in. 2002). Ze względu na mazistą konsystencję, zapach
i skład chemiczny powinno się je kompostować z różnymi komponentami organicznymi
i używać w mieszankach z innymi, mniej zasobnymi podłożami.
Celem badań było sprawdzenie czy podłoża składające się z torfu i osadów komunalnych
kompostowanych z wycierką ziemniaczaną oraz dwoma materiałami strukturotwórczymi
nadają się do uprawy niecierpka nowogwinejskiego, a także jaki jest ich wpływ wzrost,
rozwój i walory dekoracyjne roślin.
MATERIAŁ I METODY
Doświadczenie przeprowadzono od kwietnia do września 2005 roku. Materiałem
roślinnym była odmiana niecierpka nowogwinejskiego ‘Sonic Light Lavender’. Początkowo
rośliny posadzono do odkwaszonego torfu wysokiego z dodatkiem Azofoski (13,6:6,4:19,1)
w dawce 1,25g·dm3. Sadzonki posadzono do doniczek o wymiarach 7x7cm. Po trzech dniach
wprowadzono nawożenie dolistne roztworem nawozu Peters Professional Foliar Feed w ilości
3–7 ml na roślinę. W pierwszych 4 tygodniach rośliny zasilano raz w tygodniu roztworem
o stężeniu 0,1%, w kolejnych 2 tygodniach – roztworem w stężeniu 0,2%. Przez ostatnie
2 tygodnie rośliny nawożono doglebowo roztworem nawozu w stężeniu 0,2%, w dawce 25 ml
na doniczkę.
Podłoża do dalszej uprawy niecierpków wykonano z czterech rodzajów kompostów, które
założono w pryzmy kompostowe jesienią 2004 roku. Ich skład rzeczowy przeliczając na
suchą masę był następujący: kompost I – 70% komunalny osad ściekowy, 30% słoma żytnia;
kompost II – 70% komunalny osad ściekowy, 30% trociny z drzew iglastych; kompost III –
35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30% słoma żytnia; kompost IV
– 35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30% trociny z drzew
iglastych. Komposty fermentowano przez okres 7 miesięcy. Pochodzenie materiałów
zastosowanych do założenia kompostów, ich pełny skład chemiczny oraz przebieg procesu
kompostowania i charakterystykę chemiczną uzyskanych kompostów omówiono w pracy
Krzywy i in. (2007).
W pierwszej dekadzie kwietnia 2005 roku sporządzono 12 podłoży kompostowych, gdzie
42
Ocena przydatności podłoży...
udział kompostu wynosił 25, 50 i 75% oraz torfu wysokiego. Dodatkowo wprowadzono dwa
warianty kontrolne: kontrola 1 – torf odkwaszony do pH 6,0 z dodatkiem nawozu Osmocote
Exact Lo-Start 5–6M (15+8+10) w dawce 5 g·dm-3; kontrola 2 – torf odkwaszony do pH 6,0 +
nawóz Azofoska w dawce 2,5 g·dm-3.
Cztery tygodnie po wykonaniu podłoży wykonano analizę chemiczną, której wyniki oraz
pełny skład rzeczowy podłoży przedstawiono w tabeli 1. Na podstawie wyników analiz
uregulowano odczyn poszczególnych podłoży do pH 6,0. Zawartość azotu i potasu
uzupełniono stosując saletrę amonową i siarczan potasu do poziomu górnych wartości liczb
granicznych zalecanych przez Komosę [2004] dla niecierpka. W pierwszej dekadzie czerwca
z przygotowanych podłoży kompostowych założono doświadczenie w układzie kompletnej
randomizacji, w 4 powtórzeniach. Rośliny uprawiano na matach szkółkarskich w tunelu
foliowym. Po 4 tygodniach od posadzenia roślin stwierdzono występowanie niedoborów
składników pokarmowych, wprowadzono więc nawożenie pogłówne dla wszystkich
wariantów. Raz w tygodniu stosowano nawóz Peters Professional Foliar Feed w stężeniu
0,2% w ilości 50 ml roztworu na doniczkę do końca trwania doświadczenia.
Tab. 1. Skład chemiczny użytych podłoży
Tab. 1. Chemical composition of applied media
Makroelementy – Macro elements
Podłoża
pH (H2O)
Media
N-NO3
P
K
Ca
Mg
Torf (podłoże 1, 2)
Peat (medium 1,2))
3*
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
Zasolenie; Salinity
(g NaCl·dm-3)
3,6
17
20
6
42
27
0,35
4,4
5,2
5,5
5,1
5,9
6,4
4,6
5,6
6,4
4,7
5,8
6,0
364
785
800
326
346
945
298
386
610
186
281
294
460
687
847
419
671
741
417
518
631
186
348
668
289
379
385
139
224
256
454
644
840
75
180
311
1132
2265
3478
1430
2690
3080
1080
1596
2238
925
1625
2390
303
500
580
236
309
327
191
285
268
128
202
269
2,98
3,66
4,37
1,65
1,69
1,66
1,26
1,44
1,64
0,73
0,83
2,03
* Skład rzeczowy podłoży:3. 25% kompost I + 75% torf; 4. 50% kompost I + 50%torf; 5. 75% kompost I + 25%
torf; 6. 25% kompost II + t75%orf; 7. 50% kompost II + 50% torf; 8. 75% kompost II + 25% torf; 9. 25%
kompost III + 75% torf; 10. 50% kompost III + 50% torf; 11. 75% kompost III + 25% torf; 12. 25% kompost IV
+ 75% torf; 13. 50% kompost IV + 50% torf; 14. 75% kompost IV + 25% torf.
components of composts: 3. 25% compost I + 75% peat; 4. 50% compost I + 50% peat; 5. 75% compost I + 25%
peat; 6. 25% compost II + 75% peat; 7. 50% compost II + 50% peat; 8. 75% compost II + 25% peat; 9. 25%
compost III +75% peat; 10. 50% compost III + 50% peat; 11. 75% compost III + 25% peat; 12. 25% compost IV
+ 75% peat; 13. 50% compost IV + 50% peat; 14. 75% compost IV + 25% peat.
Jakość roślin oceniono na podstawie pomiarów morfologicznych, które wykonywano
43
Dobrowolska, Zawadzińska
dwukrotnie: raz – przed wprowadzeniem nawożenia pogłównego, drugi raz – pod koniec
doświadczenia we wrześniu. Przeprowadzono także pomiar indeksu zazielenienia liści
(SPAD) oraz ocenę bonitacyjną w skali od 1 do 9. Dynamikę kwitnienia oceniono na
podstawie liczby kwiatów na roślinach w poszczególnych miesiącach oraz w całym okresie
prowadzenia doświadczenia. Uzyskane wyniki pomiarów zweryfikowano za pomocą analizy
wariancji dla doświadczeń jednoczynnikowych przy poziomie istotności α = 0,05.
WYNIKI I DYSKUSJA
Na początku doświadczenia, bezpośrednio po posadzeniu, rośliny rosły i rozwijały się
prawidłowo prawie we wszystkich wariantach. Jedynie rośliny rosnące w podłożu 14, gdzie
zastosowano kompost IV (35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30%
trociny z drzew iglastych) w ilości 75% straciły dolne liście, słabiej też rosły i kwitły w
początkowym okresie. Podobne, a nawet bardziej nasilone objawy zaobserwowano
u niecierpka Walleriana, gdzie po posadzeniu roślin w podłożu 14 połowa roślin całkowicie
zamarła, a pozostałe były bardzo osłabione (Zawadzińska i Dobrowolska 2009). Również
badania Bugbee i in. (1991) potwierdzają, że udział osadów przekraczający 80% objętości
podłoża może być toksyczny dla roślin. Niekorzystne objawy ustąpiły jednak po 2–3
tygodniach uprawy.
W badaniach własnych po miesiącu uprawy zaobserwowano na roślinach objawy
niedoboru składników pokarmowych, nawet przy zastosowaniu wysokich dawek nawozów.
Wprowadzenie nawożenia pogłówne zdecydowanie poprawiło wygląd roślin, co potwierdza
opinię, że niecierpek nowogwinejski to roślina o wysokich wymaganiach pokarmowych
(Startek 1998, Startek i Strojny 2001).
Stwierdzono zróżnicowany wpływ poszczególnych podłoży na wzrost roślin przed
wprowadzeniem nawożenia pogłównego. W okresie tym najsilniej rosły niecierpki w podłożu
z dodatkiem Azofoski (kontrola II); były one wysokie, miały duże rozety liściowe i były
najsilniej rozkrzewione. Jednak ich liście odznaczały się najniższym indeksem zazielenienia
(tab. 2). Spośród mieszanek kompostowych korzystnie na wzrost i rozkrzewianie się roślin
wpływały podłoża z większym udziałem kompostu, zwłaszcza I, III i IV. Podłoża wpływały
na intensywność zazielenienia liści. Rośliny uprawiane w podłożu 2, charakteryzujące się
silnym wzrostem, miały najniższy indeks zazielenienia liści, który był o 31% niższy
w odniesieniu do roślin o najwyższym indeksie zazielenienia, uprawianych w podłożu 14
(tab. 2).
Wprowadzenie nawożenia pogłównego spowodowało szybszy wzrost roślin. Pod koniec
okresu uprawy najwyższe były rośliny uprawiane w podłożu 14, gdzie zastosowano kompost
44
Ocena przydatności podłoży...
IV w ilości 75%. Stwierdzono, że większy udział kompostu I, III i IV w podłożach poprawiał
wzrost roślin (wysokość i średnicę). Większymi rozmiarami i prawidłową budową
charakteryzowały się także niecierpki z podłoża 1 (kontrola I), gdzie zastosowano nawóz
o działaniu spowolnionym. Badania, prowadzone na kilku gatunkach roślin, w tym także
niecierpkach, potwierdzają korzystny wpływ dodatku kompostów na wzrost i rozwój roślin
(Klock i Fitzpatrick 1997). Wraz ze wzrostem udziału w podłożu kompostu powstałego
z osadów ściekowych w uprawie wyżlinu większego i niecierpka Walleriana, rośliny rosły
silniej (Klock 1997, Klock-Moore 1999), a także obficiej kwitły (Klock-Moore i in. 2001).
Nawożenie pogłówne wpłynęło także na intensywność zazieleniania liści. Różnice
w indeksie zazielenienia u roślin uprawianych w różnych podłożach były mniejsze niż w lipcu
(4 tygodnie po posadzeniu roślin). Wykazano jednak, że najwyższym indeksem zazielenienia
charakteryzowały się niecierpki uprawiane w podłożu 2 (kontrola II) i w podłożu 14 (75%
kompostu IV.
Analizując przebieg kwitnienia niecierpka nowogwinejskiego ‘Sonic Light Lavender’
stwierdzono, że rośliny najsłabiej kwitły w czerwcu, natomiast w pełni lata zaobserwowano
gwałtowny wzrost liczby kwiatów wytwarzanych przez rośliny, która w lipcu wyniosła
średnio 41, a w sierpniu 38,0 kwiatów. W okresie jesiennym, przy niższych temperaturach
i wyższej wilgotności powietrza, kwitnienie niecierpków zmalało, wynosząc średnio 23
kwiaty na roślinie. Na początku kwitnienia, w czerwcu, największą liczbą kwiatów
odznaczały się niecierpki w podłożu torfowym, gdzie zastosowano nawóz o działaniu
spowolnionym Osmocote Exact. Najgorzej kwitły rośliny rosnące w podłożu 14,
stanowiącym mieszankę torfu i 75% kompostu IV. W pełni kwitnienia najkorzystniej na
kwitnienie wpłynęło podłoże z dodatkiem Azofoski oraz podłoże 4 i 5, których komponentem
był kompost I w ilości 50 i 75%. Rośliny te wytworzyły średnio od 46 do 51 kwiatów.
Rodzaj podłoża miał istotny wpływ na liczbę kwiatów wytworzonych w czasie całego
okresu wegetacyjnego przez niecierpka nowogwinejskiego ‘Sonic Light Lavender’.
Najobficiej kwitły rośliny uprawiane w podłożu 5, którego komponentem w 75% był kompost
I. Wytworzyły one średnio 136 kwiatów. Obfitym kwitnieniem odznaczały się także
niecierpki, które rosły w podłożu z 50% dodatkiem kompostu I i IV (podłoże 4 i 13) oraz
z 75% udziałem kompostu III (podłoże 11). Słabo kwitły niecierpki w podłożach
z najmniejszym udziałem kompostów (25%) oraz w obydwu podłożach torfowych
z nawozami mineralnymi. Wszystkie podłoża sporządzone na bazie kompostu II wpłynęły
niekorzystnie na kwitnienie roślin. Niecierpki w nich rosnące wytworzyły średnio 93 kwiaty.
45
Dobrowolska, Zawadzińska
Tab. 2. Wpływ podłoży kompostowych na wzrost niecierpka nowogwinejskiego ‘Sonic Light
Lavender’ przed wprowadzeniem nawożenia pogłównego
Tab. 2. The effect of composting media on growth of New Guinea Impatiens ‘Sonic Light Lavender’
before top-dressing
Podłoża
Media (A)
1
torf + Osmocote – kontrola I
Wysokość roślin Średnica roślin
Height of plants
Diameter of
[cm]
plants [cm]
Indeks
Liczba pędów zazielenienia liści
Number of shoots Greenness index
of leaves [SPAD]
57,6
12,7
23,7
3,8
14,2
27,0
6,3
41,0
12,5
23,4
5,3
48,7
13,5
23,9
5,5
49,4
13,9
26,6
6,3
51,6
11,5
24,0
4,5
52,1
12,6
23,5
5,8
56,0
12,0
24,3
5,3
53,4
13,3
23,5
5,5
51,8
13,4
24,3
6,5
53,1
13,3
24,3
6,3
51,9
13,4
25,1
5,8
51,0
14,0
24,9
4,5
49,4
13,5
24,0
6,3
59,5
13,1
A – 1,9
24,5
A – 3,2
5,6
A – 2,3
51,9
A – 6,46
peat + Osmocote – control I
2
torf + Azofoska – kontrola II
peat + Azofoska – control II
3
25% kompost I + 75% torf
25% compost I + 75% peat
4
50% kompost I + 50% torf
50% compost I + 50% peat
5
75% kompost I + 25% torf
75% compost I + 25% peat
6
25% kompost II + 75% torf
25% compost II + 75% peat
7
50% kompost II+ 50% torf
50% compost II + 50% peat
8
75% kompost II + 25% torf
75% compost II + 25% peat
9
25% kompost III + 75% torf
25% compost III + 75% peat
10
50% kompost III+ 50% torf
50% compost III + 50% peat
11
75% kompost III + 25% torf
75% compost III + 25% peat
12
25% kompost IV + 75% torf
25% compost IV + 75% peat
13
50% kompost IV + 50% torf
50% compost IV + 50% peat
14
75% kompost IV + 25% torf
75% compost I + 25% peat
Średnia; Mean
NIR0,05 LSD0,05
* Skład rzeczowy kompostów w przeliczeniu na suchą masę:
kompost I – 70% komunalny osad ściekowy, 30% słoma żytnia;
kompost II – 70% komunalny osad ściekowy, 30% trociny z drzew iglastych;
kompost III – 35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30% słoma żytnia;
kompost IV – 35% komunalny osad ściekowy, 35% wycierka ziemniaczana, 30% trociny z drzew iglastych.
46
Ocena przydatności podłoży...
Tab. 3. Wpływ podłoży kompostowych na wzrost niecierpka nowogwinejskiego ‘Sonic Light
Lavender’ pod koniec doświadczenia (Objaśnienia – patrz tab. 2)
Tab. 3. The effect of composting media on growth of New Guinea Impatiens ‘Sonic Light Lavender’ at
the end of experiment (Explanation – see Table 2)
Podłoża
Media (A)
1
torf + Osmocote – kontrola I
Indeks
Wysokość roślin
Średnica roślin
Height of plants
Diameter of plants
[cm]
[cm]
22,0
37,3
leaves [SPAD]]
54,8
20,5
33,5
57,8
20,0
31,0
52,0
20,8
33,4
55,4
21,1
34,0
53,3
18,6
31,1
54,5
20,9
32,8
52,6
19,5
33,0
53,4
18,6
31,9
54,7
20,4
33,5
55,1
20,9
36,1
51,2
19,4
32,5
56,0
21,0
33,3
53,7
22,6
36,3
57,5
20,4
33,5
54,4
A – 2,2
A – 3,4
A – 1,41
zazielenienia liści
Greenness index of
peat + Osmocote – control I
2
torf + Azofoska – kontrola II
peat + Azofoska – control II
3
25% kompost I + 75% torf
25% compost I + 75% peat
4
50% kompost I + 50% torf
50% compost I + 50% peat
5
75% kompost I + 25% torf
75% compost I + 25% peat
6
25% kompost II + 75% torf
25% compost II + 75% peat
7
50% kompost II+ 50% torf
50% compost II + 50% peat
8
75% kompost II + 25% torf
75% compost II + 25% peat
9
25% kompost III + 75% torf
25% compost III + 75% peat
10
50% kompost III+ 50% torf
50% compost III + 50% peat
11
75% kompost III + 25% torf
75% compost III + 25% peat
12
25% kompost IV + 75% torf
25% compost IV + 75% peat
13
50% kompost IV + 50% torf
50% compost IV + 50% peat
14
75% kompost IV + 25% torf
75% compost I + 25% peat
Średnia; Mean
NIR 0,05 LSD0,05
Zastosowane podłoża wpłynęły na jakość roślin, przedstawioną w formie oceny bonitacyjne.
Spośród zastosowanych podłoży najkorzystniej na wartość dekoracyjną wpłynęły podłoża
z udziałem kompostu III oraz z większą zawartością kompostu IV (ryc. 2). Rośliny uprawiane
w tych podłożach były wysokie, miały intensywnie wybarwione liście i atrakcyjny pokrój,
47
Dobrowolska, Zawadzińska
a we wrześniu nadal obficie kwitły uzyskując ocenę bonitacyjną od 4,4 do 4,9. Niższe oceny
uzyskały niecierpki uprawiane w podłożach z dodatkiem kompostu I i II; choć silnie rosły
i kwitły najobficiej, były one gorzej uformowane, miały mniej pędów i liści, a także
uszkodzone, drobne liście.
Liczba kwiatów ; Number of flowers
150
140
130
120
110
100
90
80
70
60
50
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
Po d ło ż a; M e d ia
* Objaśnienia – patrz tab. 2 * Explanation – see Table 2
Ryc. 1. Wpływ podłoży z dodatkiem kompostów na ogólną liczbę kwiatów wytworzoną przez niecierpka
nowogwinejskiego ‘Sonic Light Lavender’
Fig. 1 The effect of media with addition of composts on total number of flower of New Guinea Impatiens ‘Sonic
Light Lavender’
Wartość dekoracyjna; Decorative value
5
4
3
2
1
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
Po dłoż a; M e d ia
* Objaśnienia – patrz tab. 2 * Explanation – see Table 2
Ryc. 2. Wpływ podłoży z dodatkiem kompostów na wartość dekoracyjną niecierpka nowogwinejskiego ‘Sonic
Light Lavender’ pod koniec doświadczenia
Fig. 2. The effect of media with addition of composts on decorative value of New Guinea Impatiens ‘Sonic Light
Lavender’ at the end of experiment
48
Ocena przydatności podłoży...
WNIOSKI
1. Komposty wytworzone z komunalnego osadu ściekowego, wycierki ziemniaczanej, słomy
i trocin z dodatkiem torfu wysokiego mogą być wykorzystywane do uprawy niecierpka
nowogwinejskiego z grupy Sonic.
2. Żaden z kompostów, niezależnie od ilości w jakiej został dodany do podłoża, bez
dodatkowego
nawożenia
pogłównego,
nie
zapewniał
roślinom
potrzebnej
do
prawidłowego wzrostu i rozwoju ilości składników pokarmowych. Wprowadzenie
nawożenia pogłównego wpłynęło na poprawę jakości uprawianych niecierpków.
3. Podłoże z udziałem 75% kompostu, w skład którego wchodziło 35% osadu ściekowego,
35% wycierki ziemniaczanej i 30% trocin, bezpośrednio po posadzeniu miało toksyczny
wpływ na rośliny. Po 2–3 tygodniach rośliny zaczęły intensywnie rosnąć, odzyskały
atrakcyjny wygląd i pod koniec wegetacji uzyskały bardzo wysoką ocenę bonitacyjną.
4. Podłoża, w których komposty stanowiły jedynie 25% były zbyt ubogie w składniki
pokarmowe, niezbędne do prawidłowego wzrostu i kwitnienia niecierpków.
5. Spośród kompostów najmniej przydatne w uprawie niecierpka nowogwinejskiego ‘Sonic
Light Lavender’ okazał się kompost II, niezależnie od jego udziału w podłożu rośliny rosły
i kwitły słabiej niż w innych wariantach.
PIŚMIENNICTWO
Andre F., Guerrero C., Beltrao J., Brito J. 2002. Comparative study of Pelargonium sp. grown in
sewage sludge and peat mixtures. Acta Hort. 573: 63–69
Baran S. 2004. Osady ściekowe w gospodarce rolno-środowiskowej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol.
499, 15–20
Bugbee G.J., Frink C.R., Migneault D. 1991. Growth of perennials and leaching of heavy metals in
media amended with a municipal leaf, sewage sludge and street sand compost. J. Environ. Hort.
9(1), 47–50
Dobrowolska A., Startek L. 2003. Wpływ niektórych czynników uprawowych na wzrost i kwitnienie
odmian niecierpka nowogwinejskiego z grupy Sonic. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 491, 43–50
Dobrowolska A., Klessa M., Placek M. 2007 a. Ocena przydatności podłoży z dodatkiem kompostu
z komunalnego osadu ściekowego w uprawie niecierpka Walleriana i niecierpka
nowogwinejskiego. Cz. I. Cechy wegetatywne. Folia Univ. Agric. Stetin., Agric., Aliment., Pisc.,
Zootech. 259(4), 35–40
Dobrowolska A., Klessa M., Placek M. 2007 b. Ocena przydatności podłoży z dodatkiem kompostu
z komunalnego osadu ściekowego w uprawie niecierpka Walleriana i niecierpka
nowogwinejskiego. Cz. II. Kwitnienie i wartość dekoracyjna. Folia Univ. Agric. Stetin., Agric.,
Aliment., Pisc., Zootech. 259(4), 41–48
Klock K.A. 1997b. Growth of salt sensitive bedding plants in media amended with composted urban
waste. Compost Sci. Util. 5: 55–59
Klock K.A., Fitzpatrick G.E. 1997. Growth of impatiens 'Accent Red' in three compost products.
Compost Sci. Util. 5, 26–30
Klock-Moore K.A. 1999. Growth of impatiens 'Accent Orange' in two compost products. Compost
Sci. Util. 7: 58–62
Klock-Moore K.A., Nell T.A., Clark D.G. 2001. Post-production performance of impatiens plants
grown in substrates containing compost. Acta Hort. 543: 127–130
Komosa A. 2004. Nowe liczby graniczne dla roslin ozdobnych uprawianych pod osłonami. Hasło
Ogrod. 6, 124–126
49
Dobrowolska, Zawadzińska
Krzywy E., Iżewska A., Wołoszyk Cz. 2004. Ocena składu chemicznego i wartości nawozowej osadu
ściekowego oraz kompostów wyprodukowanych z komunalnego osadu ściekowego. Zesz. Probl.
Post. Nauk Rol. 499: 165–171
Krzywy E., Zawadzińska A., Klessa M. 2007. Badania przydatności podłoży z udziałem kompostów
z komunalnego osadu ściekowego do uprawy roślin ozdobnych. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 518:
101–110
Nascimento D.M.C., Brito J.M.C., Guerrero C.A.C., Dionisio L.P.C., Aksoy U., Anac D., Anac S.,
Beltrao J., Ben Asher J., Cuartero J., Flowers T.J., Hepaksoy S. 2002. Sewage sludge use as
a horticultural substratum in Tagetes patula seed germination. Acta Hort. 573: 71–76
Startek L. 1998. Wpływ nawożenia na wartość dekoracyjną niecierpka nowogwinejskiego (NGI).
Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 461, 397–406
Startek L., Strojny Z. 2001. Nawożenie niecierpka nowogwinejskiego (NGI). Cz. I Wpływ
zróżnicowanego nawożenia na cechy morfologiczne roślin. Zesz. Nauk. Inst. Sad. i Kwiac. 9,
363–374
Startek L., Strojny Z., Nowak J. 2000. Nawożenie niecierpka nowogwinejskiego (NGI). Cz. II.
Wpływ zróżnicowanego nawożenia na zawartość składników mineralnych w podłożu i roślinach.
Zesz. Nauk. Inst. Sad. i Kwiac. 9, 375–384
Zawadzińska A., Dobrowolska A. 2009. Wpływ podłoży z dodatkiem kompostów z komunalnego
osadu ściekowego na wzrost i kwitnienie niecierpka Walleriana (Impatiens walleriana). Ochrona
Środowiska i Zasobów Naturalnych (w druku)
50
Ocena przydatności osadów...
Marzena GIBCZYŃSKA 1, Marcin ROMANOWSKI 1, Grzegorz HURY 2, Justyna PAPROTNA
OCENA PRZYDATNOŚCI OSADÓW ŚCIEKOWYCH
DO REKULTYWACJI NA PODSTAWIE WARTOŚCI
STOSUNKÓW JONOWYCH WYBRANYCH MAKROSKŁADNIKÓW
W FESTULOLIUM BRAUNII ODMIANY FELOPA
THE USABILITY ESTIMATION OF SEWAGE SLUDGE FOR
RECLAMATION BASED ON IONIC RATIO OF SELECTED
MACROELEMENTS IN FESTULOLIUM BRAUNII CV. FELOPA
1
Zakład Chemii Ogólnej i Ekologicznej
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
Marzena.Gibczyń[email protected]
2
Katedra Agronomii;
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
STRESZCZENIE Celem prowadzonych badań była ocena możliwości rekultywacji popiołów fluidalnych
z węgla kamiennego poprzez połączenie ich z przefermentowanym osadem ściekowym, słomą i preparatem
Efektywne Mikroorganizmy (EM-1) oraz Proszkiem Ceramicznym (EM-X). Na podstawie wyników
z dwuletniego doświadczenia z Festulolium Braunii odmiany Felopa analizowano wpływ wprowadzonych
w doświadczeniu składników na kształtowanie się stosunków jonowych między potasem, wapniem, magnezem
i sodem w trawie. Wprowadzenie do podłoży (popiół, gleba) odpadowej substancji organicznej, jaką były osady
ściekowe i słoma pszeniczna, oraz preparatu Efektywne Mikroorganizmy spowodowało obniżenie wartości
stosunków jonowych makroskładników w trawie. W drugim roku doświadczenia odnotowano wyraźne
ujednolicenie wartości stosunków jonowych makroskładników w trawie. W większości przypadków wartości
stosunków jonowych makroskładników nie przekroczyły wartości obliczonych na podstawie normalnej
zawartość makroskładników w trawie.
SUMMARY The aim of investigation was possibility of reclamation fluidal ashes from stone coal by mixing
them with fermentated sewage sludge, straw and Effective Microrganisms Preparation (EM-1) and Ceramic
Powder (EM-X). The results of two years experiment with Festulolium Braunii cv.Felopa were base for
calculating ionic ratio between potassium, calcium, magnesium and sodium in grass. Application to the ground
(ash, soil) waste products as sewage sludge and wheat straw and Effective Microrganisms Preparation (EM-1)
caused decrease of ionic ratio of macro elements in grass. In the second year uniformization of ionic ratio was
observed. In most cases the values of ionic ratio did not exceed values calculated on normal content of macro
elements in grass.
Słowa kluczowe: Festulolium Braunii odmiany Felopa, osad ściekowy, rekultywacja, makroskładniki, stosunki
jonowe
Keywords: Festulolium Braunii var. Felopa, sewage sludge, straw, recultivation, macroelements, ionic ratio
WSTĘP
Cechy jakościowe roślin mogą ulegać zmianom. Zakres tych zmian zależy od zaopatrzenia
roślin w składniki mineralne, ogromne znaczenie odgrywa tu zarówno nawożenie jak
i naturalna zawartość w glebie składników odżywczych, które są niezbędne do syntezy
związków organicznych i do przebiegu innych procesów fizjologicznych, zachodzących
w czasie wzrostu i rozwoju roślin. Brak lub nadmiar składników odżywczych deformuje skład
chemiczny pozyskiwanej biomasy, a więc obniża wartość użytkową plonów. O ilościach,
w jakich pobierane są przez rośliny składniki pokarmowe decydują współzależności jonowe,
jak antagonizm, konkurencja, synergizm czy równowaga jonowo kationowa. W określonych
warunkach suma kationów w roślinie jest stabilna. Zwiększenie pobrania jednego ze
składników powoduje zmniejszenie pobrania innych.
51
Gibczyńska, Romanowski i in.
Odpowiednia zawartość potasu, sodu, wapnia i magnezu oraz ich wzajemne relacje
w roślinach mają szczególne znaczenie w gospodarce na użytkach zielonych, na których,
z punktu widzenia żywienia zwierząt bardzo często stwierdza się w poroście zbyt wysoką
zawartość potasu i niewystarczające ilości wapnia i magnezu. Antagonizm występuje
najsilniej między kationami – np. między potasem a wapniem, potasem a magnezem,
wapniem a żelazem. W praktyce zależność jonowa w roślinie wyznaczana jest rozmiarem
wpływu jednego składnika na pobranie przez roślinę innego lub grupy składników.
Uwadniające plazmę działanie jonów potasu przeciwstawne jest odwadniającemu działaniu
jonów wapnia(II).
Opierając się na wynikach z wieloletniego doświadczenia prowadzonego na łące górskiej
Kopeć [2000] podaje, że długotrwałe nawożenie mineralne powodowało stałe zwiększanie
wartości stosunku jonowego K:(Ca+Mg) w runi łąkowej ukształtowanej pod wpływem tego
nawożenia.
Festulolium Brauni to trawa będąca międzyrodzajowym mieszańcem uzyskana na drodze
hodowli kostrzewy łąkowej z życicą wielokwiatową, który w polskim nazewnictwie otrzymał
nazwę gatunkową festulolium. Festulolium może być wykorzystywana do produkcji pasz jako
czysty zasiew, w mieszankach z roślinami motylkowatymi, szczególnie z koniczyną
czerwoną, a także w mieszankach trawiastych.
Popiół fluidalny to drobno uziarniony pył, składający się głównie z kulistych
zeszkliwionych ziaren, otrzymywany przy spalaniu węgla kamiennego. Popiół ten
charakteryzuje się dużą zawartością niektórych makro i mikroskładników oraz alkalicznym
odczynem. W związku z tym celowym wydaje się być stosowanie popiołów jako środka
neutralizującego gleby kwaśne, lub też ich wykorzystywanie jako nawozu. Najlepsze efekty
pod względem finansowym a także jakościowym uzyskujemy dzięki połączeniu popiołu
z innym odpadem, jakim jest osad ściekowy będący znaczącym źródłem substancji
organicznej. Ze względu na to, iż osady mają najczęściej postać mazistą, posiadają
nieprzyjemny zapach zaleca się ich stosowanie w połączeniu ze słomą czy trocinami drzew
iglastych.
Efektywne mikroorganizmy są sprzedawane w Polsce pod nazwą, EM-1, czyli koncentratu
zawierającego ponad 80 różnych mikroorganizmów. Preparat Efektywne Mikroorganizmy
EM-1 stosowany jest łącznie z proszkiem ceramicznym stanowiącym lokum dla migrujących
efektywnych organizmów w glebie. Efektywne Mikroorganizmy (EM) to biologiczna
szczepionka pochodzenia naturalnego, która nie zawiera w swoim składzie GMO,
a mikroorganizmy wchodzące w jej skład występują w naturalnym środowisku na całym
52
Ocena przydatności osadów...
świecie, są nie tylko nieszkodliwe dla ludzi, zwierząt i środowiska, lecz wręcz niezbędne do
ich prawidłowe go funkcjonowania. Mikroorganizmy działają antyutleniająco bezpośrednio
na glebę oraz pośrednio na roślinę [Higa 2005].
Celem prowadzonych badań była ocena możliwości rekultywacji popiołów fluidalnych z
węgla kamiennego poprzez połączenie ich z przefermentowanym osadem ściekowym, słomą
i preparatem Efektywne Mikroorganizmy (EM-1). Na podstawie wyników z dwuletniego
doświadczenia z Festulolium Braunii odmiany Felopa analizowano wpływ wprowadzonych
w doświadczeniu czynników na kształtowanie się stosunków jonowych między potasem,
wapniem, magnezem i sodem w trawie.
MATERIAŁY I METODY
a) Warunki prowadzenia doświadczenia wazonowego
W latach 2007–2008 przeprowadzono doświadczenie wazonowe z trawą Festulolium
Braunii odmiany Felopa. Doświadczenie obejmowało 8 wariantów nawozowych (tab. 1.).
Tab. 1. Numer wariantu nawozowego i zastosowane komponenty nawozowe
Tab. 1. Number of fertilizing variant and applied fertilizer components
Nr wariantu
nawozowego
Zastosowane nawożenie
No of fertilizing
Applied fertilizers
variant
Kontrola – gleba; Test – soil
1
Kontrola – popiół fluidalny; Test – fluidal ash
2
Gleba + osad ściekowy + słoma – (4:2:1); Soil + sludge + straw – (4:2:1)
3
Popiół fluidalny + osad ściekowy + słoma – (4:2:1); Fluidal ash + sludge + straw
4
Gleba + osad ściekowy + słoma (4:2:1) + preparat EM-1 [15 dm3 ×ha-1] Soil + sludge
5
+ straw (4:2:1) + Preparation (EM-1) [15 dm3 ×ha-1]
Popiół fluidalny + osad ściekowy+słoma (4:2:1) + EM-1 [15 dm3 ×ha-1] Fluidal ash +
6
sludge + straw (4:2:1) + Preparation (EM-1) [15 dm3 ×ha-1]
Gleba + osad ściekowy + słoma (4:2:1)+ preparat EM-1 [15 dm3 ×ha-1] + Proszek
7
Ceramiczny EM-X [40dm3 ×ha-1]; Soil + sludge + straw (4:2:1) + Preparation (EM-1)
[15 dm3 ×ha-1]+Ceramic Powder EM-X [40dm3 ×ha-1]
Popiół fluidalny + osad ściekowy + słoma (4:2:1) + preparat EM-1
8
[15 dm3 ×ha-1] + (EM-X) [40dm3 ×ha-1]; Fluidal ash + sludge + straw (4:2:1) +
Preparation (EM-1) [15 dm3 ×ha-1] + EM-X [40dm3 ×ha-1]
Jako substancje aktywujące procesy biochemiczne zastosowano: preparat Efektywne
Mikroorganizmy (EM-1) w dawce odpowiadającej 15 dm3 ×ha-1 i Proszek Ceramiczny (EMX) w dawce 40dm3 ×ha-1. Doświadczenie założono metodą kompletnej randomizacji w 4
powtórzeniach. Gleba użyta w doświadczeniu pod względem składu granulometrycznego
kwalifikowała się do gleb lekkich. Popioły fluidalne z węgla kamiennego pochodziły
z Elektrociepłowni Żerań. Osad ściekowy został pobrany z gminnej oczyszczalni ścieków po
roku leżakowania na świeżym powietrzu. Słoma pochodziła z uprawy pszenicy z roku
poprzedniego.
53
Gibczyńska, Romanowski i in.
Do wazonów o objętości 20 dm3 wysiano roślinę testową z gatunku Festulolium odmiany
Felopa w ilości 200 nasion na wazon, co odpowiada ilości 50 kg na hektar. Podczas realizacji
doświadczenia prowadzone były podstawowe zabiegi pielęgnacyjne zgodnie z zasadami
agrotechniki. W czasie prowadzenia doświadczenia stosowano automatyczne zraszanie w celu
utrzymania prawidłowego uwilgotnienia gleby w wazonach.
b) Metodyka analiz chemicznych
Po zmineralizowaniu w mieszaninie kwasów azotowego(V) i chlorowego(VII),
wysuszonych w temperaturze 1050C, próbek trawy wykonano pomiary ogólnej zawartości
w roślinie wapnia, magnezu, potasu i sodu przy użyciu spektrometru absorpcji atomowej
SOLAAR S, [Ostrowska i in. 1991].
Stosunek jonowy jest to porównanie równoważnikowej ilości pierwiastków w roślinach
i może być stosowany tylko w przypadku tych pierwiastków, dla których możemy
jednoznacznie określić stopień utlenienia, czyli dotyczy to głównie kationów.
WYNIKI I DYSKUSJA
Tab. 2. Stosunki jonowe zawartości potasu, wapnia, magnezu i sodu w Festulolium Braunii odmiany
Felopa
Tab. 2. The ionic ratios content of potassium, calcium, magnesium and sodium in a Festulolium
braunii cv. Felopa
Nr war. – No of var.
K:Ca
K:Mg
K:Na
Ca:Mg
Ca:Na
Mg:Na
Rok – Year 2007
1
4,1:1
6,1:1
138:1
1,5:1
34;1
23:1
2
2,7:1
4,6:1
69:1
1,7:1
25:1
15:1
3
3,8:1
5,5:1
42:1
1,4:1
11:1
7:1
4
5,4:1
2,5:1
9:1
0,4:1
2:1
3:1
5
5,2:1
6,0:1
77:1
1,2:1
15:1
12:1
6
3,7:1
2,4:1
7:1
0,6:1
2:1
3:1
7
4,2:1
5,2:1
35:1
1,2:1
8:1
7:1
8
5,8:1
2,4;1
8:1
0,4:1
1:1
3:1
Rok – Year 2008
Nr war. – No of var.
K:Ca
K:Mg
K:Na
Ca:Mg
Ca:Na
Mg:Na
1
8,4:1
5,3:1
78:1
0,6:1
9:1
15:1
2
7,2:1
4,4:1
86:1
0,6:1
12:1
20:1
3
6,3:1
4,6:1
21:1
0,7:1
3:1
5:1
4
5,4:1
4,6:1
23:1
0,8:1
4:1
5:1
5
6,4:1
3,5:1
17:1
0,5:1
3:1
5:1
6
3,0:1
2,1:1
12:1
0,7:1
4:1
5:1
7
4,1:1
3,0:1
20:1
0,7:1
5:1
7:1
8
7,3:1
4,4:1
14:1
0,6:1
2:1
3:1
Zakres wartości na podstawie normalnej zawartość makroskładników w trawie
The range of values based on the normal content of macroelements in the grass
Min.
0,1:1
0,5:1
1,6:1
0,2:1
0,2:1
0,4:1
Max.
43: 1
21:1
35:1
22:1
36:1
5:1
Stosunek jonowy potasu do wapnia (K:Ca) w trawie Festulolium Braunii odmiany
Felopa. Festulolium uprawiana w doświadczeniu charakteryzowała się mniejszą zasobnością
odnośnie wapnia, w porównaniu do ilości potasu, co znalazło odzwierciedlenie w wartości
54
Ocena przydatności osadów...
stosunku jonowego K:Ca w granicach od 2,7:1 do 8,4:1. Wzrost, w drugim roku
doświadczenia, wartości stosunku jonowego, K:Ca w trawie rosnącej na podłożu
zawierającym tylko glebę lub popiół wskazuje na większe pobieranie potasu przez rosnące
rośliny. Wprowadzenie do podłoży odpadowej substancji organicznej, jaką były osady
ściekowe i słoma pszeniczna, oraz preparatu Efektywne Mikroorganizmy spowodowało
pewne ujednolicenie i obniżenie wartości stosunku jonowego K:Ca, co może wskazywać na
zmniejszenie intensywności pobierania przez nie potasu (tab. 2.). Uzyskane w doświadczeniu
wyniki wskazują na zwiększenie pobrania przez trawę potasu w wyniku wprowadzenia do
podłoża Proszku Ceramicznego (EM-X). Wartość stosunku jonowego K:Ca w Festulolium
Braunii odmiany Felopa uprawianej w doświadczeniu nie przekroczyła zakresu podawanego
w literaturze przedmiotu [Falkowski i in. 2000].
Stosunek jonowy potasu do magnezu (K:Mg) w trawie Festulolium Braunii odmiany
Felopa. Trawa rosnąca na podłożach składających się z popiołu i substancji organicznej jak
i preparatu EM-1 pobrała większą ilość magnezu, co znalazło odzwierciedlenie w niższej
wartości stosunku jonowego K:Mg. W trawie rosnącej na podłożach zbudowanych na bazie
gleby stosunek jonowy, K:Mg był na poziomie 6:1, natomiast w przypadku podłoży
z popiołem jego wartość wynosiła około 2:1. W drugim roku doświadczenia odnotowano
wyraźne obniżenie się i ujednolicenie się ogólnej ilości magnezu w trawie, co spowodowało
również ujednolicenie wartości stosunku jonowego, K:Mg (tab. 2.). Analogicznie jak
w przypadku stosunku jonowego K:Ca w Festulolium Braunii odmiany Felopa uprawianej
w doświadczeniu, wartości stosunku jonowego, K:Mg zawarte były w zakresie podawanym
w literaturze [Falkowski i in. 2000].
Stosunek jonowy potasu do sodu (K:Na) w trawie Festulolium Braunii odmiany
Felopa. Stosunkowo duża ilość potasu w trawie uprawianej w doświadczeniu znalazła
odzwierciedlenie w wysokich wartościach stosunku jonowego K:Na (max. 138:1)
i przekroczyła wartości obliczone na podstawie normalnej zawartość makroskładników
w trawie (tab. 2.). W pierwszym roku wartości stosunku jonowego charakteryzujące trawę
rosnącą na podłożach z popiołem były niższe w porównaniu z danymi dla roślin rosnących na
podłożach z glebą.
Wprowadzenie szczególnie do podłoży, zawierających popiół, odpadowej substancji
organicznej, jaką były osady ściekowe i słoma pszeniczna, oraz preparatu Efektywne
Mikroorganizmy spowodowało obniżenie wartości stosunku jonowego K:Na, co w tym
przypadku jest wynikiem wzrostu ilości sodu w trawie rosnącej na tych podłożach (tab. 2.).
W drugim roku doświadczenia odnotowano wyraźne ujednolicenie wartości stosunku
55
Gibczyńska, Romanowski i in.
jonowego, K:Na, ze względu na mniejsze zróżnicowanie ogólnej ilości potasu jak i sodu
w Festulolium Braunii odmiany Felopa.
Stosunek jonowy potasu do sodu (Ca:Mg) w trawie Festulolium Braunii odmiany
Felopa. W pierwszym roku doświadczenia stosunek jonowy Ca:Mg w trawie rosnącej na
podłożach z glebą był na poziomie 1,5:1 i dodatkowe elementy wprowadzone do podłoży nie
miały wpływu na jego wartość. Natomiast wprowadzenie odpadowej substancji organicznej,
preparatu Efektywne Mikroorganizmy spowodowało utrzymanie wartości stosunku jonowego
Ca:Mg, na poziomie 0,5:1, co jest wynikiem wzrostu ilości magnezu w trawie rosnącej na
tych podłożach. W drugim roku doświadczenia odnotowano wyraźne ujednolicenie się
wartości stosunku jonowego Ca:Mg i zawierał się w granicach od 0,5:1 do 0,8:1 (tab. 2.).
Stosunek jonowy potasu do sodu (Ca:Na) w trawie Festulolium Braunii odmiany
Felopa. W pierwszym roku doświadczenia stosunek jonowy Ca:Na w trawie rosnącej na
podłożach zawierających tylko glebą lub popiół wynosił odpowiednio 34;1 i 25:1. Natomiast
wprowadzenie szczególnie do podłoży, zawierających popiół, odpadowej substancji
organicznej, jaką były osady ściekowe i słoma pszeniczna, oraz preparatu Efektywne
Mikroorganizmy spowodowało obniżenie wartości stosunku jonowego Ca:Na, co w tym
przypadku jest wynikiem wzrostu ilości sodu w trawie rosnącej na tych podłożach (tab. 2.).
W drugim roku doświadczenia odnotowano wyraźne ujednolicenie się wartości stosunku
jonowego Ca:Na.
Stosunek jonowy potasu do sodu (Mg:Na) w trawie Festulolium Braunii odmiany
Felopa. W pierwszym roku doświadczenia stosunek jonowy Mg:Na w trawie rosnącej na
podłożach zawierających tylko glebą lub popiół wynosił odpowiednio 23:1 i 15:1. Natomiast
wprowadzenie szczególnie do podłoży, zawierających popiół, odpadowej substancji
organicznej, jaką były osady ściekowe i słoma pszeniczna, oraz preparatu Efektywne
Mikroorganizmy spowodowało obniżenie wartości stosunku jonowego Mg:Na, i w tym
przypadku nie przekroczyła wartości obliczonych na podstawie normalnej zawartość
makroskładników w trawie. W drugim roku doświadczenia trawa rosnąca na podłożach
zawierających tylko glebę lub popiół nadal charakteryzowała się wysoką wartością stosunku
jonowego Mg:Na (15:1 i 20:1. Natomiast wprowadzenie do podłoży, odpadowej substancji
organicznej, jaką były osady ściekowe i słoma pszeniczna, oraz preparatu Efektywne
Mikroorganizmy spowodowało obniżenie i ujednolicenie wartości stosunku jonowego
Mg:Na, co w tym przypadku jest wynikiem ujednolicenia ilości sodu w trawie rosnącej na
tych podłożach (tab. 2.).
56
Ocena przydatności osadów...
WNIOSKI
1. Festulolium Braunii odmiany Felopa uprawiana w doświadczeniu charakteryzowała się
większą zasobnością odnośnie potasu, w porównaniu do ilości wapnia, co znalazło
odzwierciedlenie w wartości stosunku jonowego K:Ca.
2. Wprowadzenie do podłoży odpadowej substancji organicznej, jaką były osady ściekowe
i słoma pszeniczna, oraz preparatu Efektywne Mikroorganizmy spowodowało obniżenie
wartości stosunków jonowych makroskładników w Festulolium Braunii odmiany Felopa.
3. W drugim roku doświadczenia odnotowano wyraźne ujednolicenie wartości stosunków
jonowych makroskładników w Festulolium Braunii odmiany Felopa.
4. W większości przypadków wartości stosunków jonowych makroskładników nie
przekroczyły wartości obliczonych na podstawie normalnej zawartość makroskładników
w trawie. Wyjątek stanowią wartości stosunków jonowych K:Na i Mg:Na charakteryzujące
trawę rosnącą na podłożach zawierających tylko glebą lub popiół.
LITERATURA
Falkowski M., Kukułka I., Kozłowski S. 2000.Własności chemiczne roślin łąkowych. Wyd. AR.
Poznań.
Higa T. 2005. Modelowe rozwiązanie?, Ekoprofit, nr 3, 20–24
Kopeć M. 2000. Dynamika plonowania i zmian jakości runi łąki górskiej w okresie 30 lat
doświadczenia nawozowego, Wyd. AR. Kraków, rozprawy i monografie 267, 1–129
Ostrowska A., Gawliński S. Szczubiałka M. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin.
IOŚ Warszawa
57
Właściwości końcowego fragmentu...
Mirosława GILEWSKA, Krzysztof OTREMBA
WŁAŚCIWOŚCI KOŃCOWEGO FRAGMENTU ZWAŁOWISKA
WEWNĘTRZNEGO KWB „ADAMÓW” – O/WŁADYSŁAWÓW
I WYBÓR KIERUNKU REKULTYWACJI
PROPERTIES OF THE FINAL PART OF INNER DUMP
„ADAMÓW” – O/WŁADYSŁAWÓW
AND THE CHOICE OF RECLAMATION DIRECTION
Katedra Gleboznawstwa i Rekultywacji, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu,
[email protected]
STRESZCZENIE Końcowa część zwałowiska wewnętrznego odkrywki Władysławów (KWB „Adamów”)
zbudowana jest głównie z utworów piaszczystych. Ich odczyn jest zasadowy. Ubogie są w wodę i składniki
pokarmowe dla roślin. Zasobne są w związki siarki. Możliwa jest jednak w tych warunkach realizacja
rekultywacji rolniczej. Plony uprawianych roślin będą bardzo niskie. Znacznie korzystniejsze byłoby
przeznaczenie tej powierzchni pod rekultywację rekreacyjną.
SUMMARY The properties of post mining area which builds the final part of inner dump opencast
Władysławów indicates the possibility of agricultural use of this area. The agricultural reclamation will not be
sufficiently effective and the area will be abandoned by farmers. Realization of recreational reclamation of that
area will prevent wasteland from coming into existence and the area would be more attractive.
Słowa kluczowe: kopalnia węgla brunatnego, grunt pogórniczy, piryt, rekultywacja rolnicza, rekultywacja
rekreacyjna.
Keywords: Brow Coal Mine, post mine areas, pyrite, agricultural reclamation, recreational reclamation.
WSTĘP
Dominującym kierunkiem rekultywacji realizowanym na zwałowisku wewnętrznym
O/Władysławów, jednej z trzech odkrywek należących do Kopalni Węgla Brunatnego
„Adamów” S.A w Turku, jest rekultywacja rolnicza. Większość gruntów tego zwałowiska
zbudowana z utworów gliniastych. Końcowy fragment zwałowiska wewnętrznego tej
odkrywki zbudowany jest z materiałów pochodzących z rynny erozyjnej opisanej przez
Czarnika (1966). Są to nadwęglowe piaski plioceńskie, różnoziarniste piaski czwartorzędowe
oraz żwiry. Część piasków jest silnie zawęglona. W masie ziemnej obecne są także liczne
wkładki rozpylonego węgla brunatnego. Utwory trzeciorzędowe zawierają piryt (FeS2)
występujący w formie mikrokryształów. Rozluźnienie podczas urabiania i transportowania
skał zawierających piryt i zdeponowanie ich w wierzchniej warstwie zwałowiska stwarza
korzystne warunki powietrzne i wodne do jego wietrzenia. Produktem wietrzenia jest kwas
siarkowy, który może doprowadzić do zakwaszenia gruntu.
Bardzo duży udział piasków w budowie wierzchniej warstwy końcowego fragmentu tego
zwałowiska i możliwość powstawania związków fitotoksycznych, czyni problematyczną
rekultywację rolniczą, postulowaną w planie miejscowym. Za konieczne uznano rozpoznanie
właściwości tegoż tworzywa glebowego i na ich podstawie wyznaczenie kierunku
rekultywacji.
59
Gilewska, Otremba
MATERIAŁ I METODY
Badaniami gleboznawczymi
objęto
część
zwałowiska
wewnętrznego
odkrywki
Władysławów o powierzchni około 60 ha. Jest ona usytuowana w północno-wschodniej
części zwałowiska. Próbki do badań pobrano metodą punktów rozproszonych. W próbkach
oznaczono:
• skład granulometryczny metodą areometryczną Prószyńskiego
• odczyn w H2O, 1mol KCL. dm-3
• odczyn w H2O2 po 1 i 24 godzinie oraz 4, 5, 6, 7 dniach (Strzyszcz, 1985)
• zawartość węglanów wapnia metodą Scheiblera
• zawartość makroelementów: P2O5 i K2O metodą Egnera-Riehma,
• zawartość Mg metodą Schachtschabela
• zawartość Sog według normy PB.58
• zawartość S-SO4 według normy PB. 15
• przewodność elektryczną
W pracy, z uwagi na ograniczoną ilość miejsca, zamieszczono tylko część uzyskanych
wyników. Metodą selekcji celowej wyznaczono próbki reprezentatywne dla analizowanej
powierzchni.
WYNIKI I DYSKUSJA
Wierzchnia warstwa zwałowiska, jak wynika z danych zamieszczonych w tabeli 1,
zbudowana jest z piasków, zaliczanych głównie do dwóch grup granulometrycznych –
piasków i piasków słabogliniastych. Sporadycznie występują powierzchnie zbudowane
z piasków gliniastych. Zawierają one znikome ilości frakcji iłu koloidalnego, frakcji
decydującej o podstawowych właściwościach gleb.
Tab. 1 Skład granulometryczny gruntów
Tab. 1 Texture of Ground.
Procentowa zawartość frakcji [mm]
Nr próbki
2–0,05
0,05–0,002
<0,002
1
2
3
4
5
6
7
8
89
74
97
83
89
96
90
91
8
18
2
16
10
3
6
8
3
8
1
1
1
1
4
1
Grupa granulometryczna
wg. PN-R 04033
ps
pg
p
ps
p
p
ps
pl
Bardzo ważny z punktu widzenia rekultywacji biologicznej jest odczyn gruntów. W H2O
pH kształtuje się w granicach 7,9–8,6, a w 1 M KCl waha się od 7,6 do 8,1. Zasadowy odczyn
uwarunkowany jest obecnością węglanów wapnia. Są one w każdej z analizowanych próbek,
60
Właściwości końcowego fragmentu...
a ich ilość oscyluje od 2,52 do 7,22% (tab.2). Obecność węglanów uznać można za walor tych
gruntów.
Tab. 2. Odczyn i zawartość węglanów wapnia (S – odchylenie standardowe, V% współczynnik
zmienności)
Tab. 2. Reaction and content of CaCO3 (S – standard deviation, V% coefficient of variance)
Nr próbki
1
2
3
4
5
6
7
8
Średnia
S
V%
1 mol
KCl.dm-3
8,00
8,10
8,10
7,90
8,10
8,10
8,10
7,60
8,00
0,10
2,20
H 2O
8,40
8,40
8,40
8,70
8,60
8,50
8,60
7,90
8,40
0,20
2,90
H2O2
H2O2
H2O2
H2O2
H2O2
H2O2
CaCO3
1h
24h
4 dzień
5 dzień
6 dzień
7 dzień
%
7,52
7,10
7,66
7,99
7,69
7,60
7,65
6,82
7,50
0,37
4,90
7,55
7,19
7,34
8,00
7,64
7,46
7,46
6,65
7,41
0,39
5,24
7,92
7,19
7,85
8,00
7,57
7,46
7,71
6,58
7,53
0,47
6,21
8,14
7,23
8,00
8,11
7,60
7,51
7,86
6,68
7,64
0,50
6,56
8,30
7,54
8,25
8,08
7,98
7,68
8,03
7,01
7,86
0,43
5,47
8,30
7,33
8,24
8,11
7,99
7,78
8,13
6,96
7,85
0,48
6,06
6,21
5,54
6,13
7,22
5,46
4,20
4,62
2,52
5,20
1,40
27
W diagnostyce gruntów zawierających dwusiarczki obok pomiaru w H2O i w 1 mol.dm-3
KCL stosuje się pomiar pH w H2O2 (Strzyszcz, 1985). Woda utleniona powoduje utlenianie
dwusiarczków do kwasu siarkowego. Przy obecności węglanów w gruncie następuje
neutralizacja powstającego kwasu co znajduje odzwierciedlenie w odczynie mierzonym po
upływie określonego czasu. Według Strzyszcza (1985) dla neutralizacji 1% pirytu potrzebne
jest 0,7% CO2, a więc 1,59% CaCO3
Jak wynika z danych zamieszczonych w tabeli 2, pH mierzone po upływie 1 godz. w H2O
kształtuje się od 7,90 do 8,70, a w H2O2 6,82 do 7,99. Gwałtowny spadek odczynu jest
skutkiem, jak sądzić można, utleniania dwusiarczków żelaza. Po 24 godzinach nastąpiły
niewielkie zmiany pH. Tendencje wzrostowe pH zanotowano od 5 dnia badań. Po 7 dniach
próbki gruntu wykazywały odczyn zasadowy, mieszczący się w przedziale pH 7,33–8,30.
Tylko w próbce nr 8 pH wynosiło 6,96. Ta próbka wyróżnia się dużym zawęgleniem i małą
zawartością węglanów wapnia.
Pomiary pH w H2O2 wskazują, że znajdujące się w gruntach węglany są w stanie
zneutralizować powstający kwas siarkowy. Wahania pH w wąskim przedziale liczbowym
wskazują na duże zdolności buforowe gruntu. W procesie neutralizacji powstają siarczany. Ich
ilość oraz ilość siarki ogólnej odzwierciedlają dane zamieszczone w tabeli 3.
Zawartość siarki ogólnej (tab.3) wynosi od 10,2 do 510 mg/100 g gruntu. Najwyższa
zawartość siarki występuje w gruncie silnie zawęglonym. W większości próbek (tab.3) ilość
siarki waha się od 40–60 mg/100 g gruntu. Są to wartości wyższe od występujących
w glebach mineralnych. Ilość siarki siarczanowej (S-SO4), podobnie jak zawartość siarki
61
Gilewska, Otremba
ogólnej
Tab. 3. Wybrane właściwości chemiczne gruntów (S – odchylenie standardowe, V% współczynnik
zmienności)
Tab. 3. Some chemical properties of ground (S – standard deviation, V% coefficient of variance)
S-SO4/ Przewodność
Sog.
S-SO4
K2O
P2O5
Mg
Nr próbki
Sog.
elektryczna
mg.100g-1 mg.100g-1
mg.100g-1 mg.100g-1 mg.100g-1
.
-1
%
mS cm
1
59,0
9,80
16,6
0,31
6,0
2,9
6,8
2
45,0
1,52
3,38
0,16
3,8
3,4
5,5
3
55,0
7,70
14,0
0,39
6,3
3,4
7,1
4
10,2
1,34
13,1
0,11
3,2
4,1
4,8
5
35,8
1,62
4,52
0,14
4,6
4,3
5,7
6
44,6
5,55
12,4
0,20
3,1
7,6
4,4
7
56,0
2,85
5,09
0,16
3,7
4,0
3,2
8
510
20,5
4,02
0,57
3,6
3,0
10,6
średnia
102
6,36
9,15
0,25
4,3
4,1
6,0
S
166
6,52
5,36
0,16
1,2
1,5
2,2
V%
162
102
59
64
29
37
37
jest zróżnicowana i oscyluje od 1,34 do 20,5 mg/100 g gruntu. Zawartość siarki siarczanowej
także przewyższa jej ilość w glebach mineralnych. W połowie próbek zawartość siarczanów
jest wyższa od 3,5 mg.100g-1 gruntu, wartość uznaną za bardzo wysoką, charakterystyczną dla
gleb poddanych antropopresji (Terelak i in. 1988). Obok ilości siarczanów bardzo ważny jest
stosunek siarki siarczanowej do siarki ogólnej. W glebach stanowi on do 10 %. Wartości
wyższe uznawane są za skutek antropopresji (Terelak i in., 1988). Z danych zamieszczonych
w tabeli 3 wynika, że stosunek siarki siarczanowej do ogólnej kształtuje się w przedziale od
3,38 do 16,6%. Duża ilość siarczanów stwierdzana w badanym gruncie nie jest skutkiem
antropopresji, lecz skutkiem neutralizacji powstającego kwasu siarkowego przez węglany.
Powstające siarczany to głównie siarczany wapnia – sole trudno rozpuszczalne w wodzie
i łatwiej rozpuszczalne w wodzie siarczany magnezu. Przewodnictwo elektryczne (tab.3) jest
niskie i kształtuje się w granicach 0,11–0,57mS. cm-1, co wskazuje, że nie jest to grunt
zasolony.
Na zwałowisku trudno jest jednak ustalić czas trwania, a także zakończenia procesu
wietrzenia pirytu. Zwracają na to uwagę w swoich pracach Katzur i Liebner (1995) oraz
Strzyszcz (1978, 1985, 2004). W przypadku zwałowisk górnictwa węgla kamiennego, gdzie
piryt występuje w większej ilości i w formie skupień, jego oksydacja prowadzi do
podwyższenia temperatury, a częstokroć jest przyczyną pożarów endogenicznych.
Zawartość przyswajalnych form fosforu oscyluje od 2,9 do 7,6 mg.100 g-1 gruntu (tab.3).
Są to ilości bardzo małe mieszczące ten grunt w V klasie zawartości – gruntów o bardzo
niskiej zawartości fosforu. Niska jest również zawartość przyswajalnych form potasu. Jego
ilość wynosi od 3,1–6,3 mg.100g-1 i plasuje ten grunt w IV klasie, jako grunty o niskiej
62
Właściwości końcowego fragmentu...
zawartości potasu.
W przeciwieństwie do zawartości fosforu i potasu, analizowany grunt odznacza się dużą
ilością magnezu (3,2–10,6 mg.100g-1). W próbce nr 8 ilość magnezu przewyższa 10mg.100g-1.
Wysoka zawartość magnezu, a także wapnia, związana jest z genezą piasków plioceńskich
(Polański, Smulikowski, 1969).
Przedstawione wyniki badań wskazują na możliwość realizacji na analizowanej
powierzchni rolniczego kierunku rekultywacji. Efektywność tej rekultywacji będzie jednak
niska, ze względu na małą produktywność tego gruntu, a także bardzo wąskie spektrum
gatunków przydatnych do uprawy. Zagrożeniem dla roślin nie będą związki siarki lecz
niedostatek składników pokarmowych oraz wody. Zasobność w składniki pokarmowe można
zwiększyć poprzez odpowiednie nawożenie mineralne zwane w terminologii rekultywacyjnej
naprawą chemizmu (Bender, Gilewska, 2004). Zwiększenie ilości wody bez nawodnień jest
niemożliwe. Jedynym źródłem wody dla roślin będą opady atmosferyczne. Cechą tego gruntu
jest obok małej zdolności retencyjnej opadowo retencyjny typ gospodarki wodnej.
Piaszczysty charakter gruntu wskazywał by na możliwość realizacji leśnego kierunku
rekultywacji. Zasadowy odczyn gruntu stanowi jednak znaczne utrudnienie dla jego realizacji.
Gospodarka rynkowa stawia przed rekultywacją nowe wyzwania. Coraz większym
zainteresowaniem cieszy się rekreacyjny kierunek rekultywacji. Stanowi on kompromis
pomiędzy interesami społeczności lokalnej, a działalnością górniczą. Omawiana powierzchnia
z uwagi na lokalizację – oddalenie od siedzib ludzkich i bardzo niską produktywność gruntu
byłaby szczególnie predysponowana do rekultywacji rekreacyjnej. Istniała możliwość
wykonania w ramach rekultywacji technicznej nieregularnych wzniesień, ze ścieżkami
rowerowymi i biegowymi. Możliwa była także, budowa toru motocrossowego. Te
rozwiązania, podniosłyby atrakcyjność tego terenu i spotkałby się zapewne z dużą aprobatą
mieszkańców gminy Władysławów.
Rekultywacja rekreacyjna w porównaniu z tradycyjnymi kierunkami rekultywacji –
leśnym i rolniczym – wymaga jednak znacznie wyższych nakładów co wiąże się
z koniecznością znalezienia inwestora. Konieczna byłaby także zmiana w miejscowym planie
zagospodarowania przestrzennego. Zmiana tego planu jest czynnością długotrwałą polegającą
na
ściśle
określonej
procedurze.
Brak
jest
jednocześnie
ścieżek
decyzyjnych
umożliwiających, w sytuacjach nadzwyczajnych, zmianę bądź korektę tego planu. Te
trudności zniweczyły możliwość realizacji rekultywacji rekreacyjnej na omawianej
powierzchni zwałowiska. Zgodnie z postulatami rekultywacyjnymi przeznaczona została pod
realizację rolniczego kierunku rekultywacji. Ten kierunek rekultywacji jest także korzystny
63
Gilewska, Otremba
dla kopalni. Powoduje obniżkę nakładów poniesionych na rekultywację, a także umożliwia
sprzedaż gruntów.
WNIOSKI
1. Na końcowym fragmencie zwałowiska wewnętrznego O/Władysławów winna być
realizowana rekultywacja rekreacyjna. Duża powierzchnia (60ha), oddalenie od siedzib
ludzkich, umożliwiała budowę infrastruktury do uprawiania sportów crossowych. To
rozwiązanie podniosłoby to atrakcyjność terenu oraz przyczyniłoby się do jego aktywizacji
gospodarczej. Wysokie nakłady, brak inwestora oraz uwarunkowania prawne wykluczyły
realizację tego kierunku.
2. Przeprowadzone
badania
wskazują
że
na
końcowym
fragmencie
zwałowiska
wewnętrznego odkrywki Władysławów możliwa jest rekultywacja rolnicza. Efektywność
rekultywacji
rolniczej
będzie
niska,
nie
naruszy
jednak
ładu
przestrzennego
i krajobrazowego.
3. Rekultywacja rolnicza omawianej powierzchni jest najkorzystniejszym rozwiązaniem dla
kopalni. Przemawiają za tym przesłanki ekonomiczne wynikające z małych nakładów
ponoszonych na rekultywację, a także możliwości szybkiej i korzystnej sprzedaży tych
gruntów.
LITERATURA
Bender J., Gilewska M. 2004. Rekultywacja w świetle badań i wdrożeń. Roczn. Glebozn. 55, 2,
29–46, Warszawa
Czarnik J. 1966. Rynnowe rozmycia pokładu węgla brunatnego w okolicach Turka i ich znaczenie
przy udostępnianiu złóż. Węgiel Brunatny 4, 265–273
Katzur J., Liebner F. 1995. Erste Ergebnisse eines Grossblysimeterversuches zu den Auswirkungen
der Abraumsubstrate und Aschemelioration auf Sickerwasserbildung und Stofffrachten der
Sickerwässer auf den Kippen und Halden des Braunkohlenbergbaues. Arch. Acher – PH Boden 39,
175–188
Polański A., Smulikowski K. 1969. Geochemia. Wydawnictwo Geologiczne, 663s., Warszawa
Terelak H., Motowicka-Terelak T., Pasternacki J., Wilkos S. 1988. Zawartość form siarki w
glebach mineralnych Polski. Pam. Puł. Supl. do Z. 9:1–59
Strzyszcz Z. 1978. Chemiczne przemiany utworów karbońskich w aspekcie rekultywacji
zagospodarowania centralnych zwałowisk. Prace i studia, IPIŚ PAN 19, Ossolineum, Wrocław.
116s.
Strzyszcz Z. 1985. Verwitterungsprozesse Und Verwitterungsprognostik in Bergbau-Halden für die
Rekultivierung Mitteilgn. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch. 43/II, 897–901
Strzyszcz Z. 2004. Ocena przydatności i zasady stosowania różnorodnych odpadów do rekultywacji
zwałowisk oraz terenów zdegradowanych działalnością przemysłową. Prace i Studia, IPIŚ-PAN Nr
60, Zabrze 82s.
64
Potencjalne właściwości remediacyjne...
Małgorzata HAWROT-PAW, Hanna HRECZUK
POTENCJALNE WŁAŚCIWOŚCI REMEDIACYJNE
WYBRANYCH GATUNKÓW ROŚLIN
POTENTIAL REMEDIATION PROPERTY
OF CHOSEN PLANTS SPECIES
Zakład Mikrobiologii i Biotechnologii Środowiska,
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, [email protected]
STRESZCZENIE Przeprowadzone badania dotyczyły określenia wpływu oleju napędowego i jego mieszaniny
z biodieslem na kiełkowanie wybranych gatunków roślin. Wartość kiełkowania zmieniała się zależnie od
gatunku rośliny; rośliny należące do tej samej rodziny wykazywały różną wrażliwość na zanieczyszczenia. Tylko
19% spośród badanych roślin w obiekcie I (z olejem napędowym) i 14% w obiekcie II (mieszanina oleju
napędowego i biodiesla) wykazało odporność na obecność paliw w roztworze glebowym. Dla trzech gatunków
roślin indeks kiełkowania, niezależnie od rodzaju skażenia, przekroczył wartość 100.
SUMMARY This study investigated the effect of diesel fuel on germination of selected plant species.
Germination varied with plant species and the plant of the same family showed differential sensitivity to
contamination. Only 19% from among studied plants in object I (with diesel fuel) and 14% in object II
(composition of diesel fuel with biodiesel) showed resistance on presence of fuels in soil solution. For three the
plants species the germination index, independently from type of contamination, crossed value 100.
Słowa kluczowe: fitoremediacja, kiełkowanie, olej napędowy, biodiesel
Keywords: phytoremediation, germination, diesel fuel, biodiesel
WSTĘP
Fitoremediacja to biologiczna metoda oczyszczania środowiska przy udziale roślin
(Gerhardt i in. 2009). Jest uniwersalną technologią usuwania wielu rodzajów skażeń (Macek
i in. 2000, Susarla i in. 2002, Banks i in. 2003), w tym substancji ropopochodnych
(Kechavarzi i in. 2007, Lin i Mendelssohn 2009). Roślinność wykorzystywana w procesie
fitoremediacji powinna cechować się tolerancją na duże stężenia ksenobiotyków, wysokim
stopniem akumulacji lub biodegradacji, zdolnością akumulowania kilku zanieczyszczeń
jednocześnie, szybkim wzrostem, dużą produkcją biomasy, odpornością na choroby,
szkodniki i trudne warunki środowiskowe (Marecik i in. 2006). Wójcik i Tomaszewska (2005)
zwracają uwagę na potencjał remediacyjny lucerny siewnej (Medicago sativa), soi (Glycine
max), pszenicy (Triticum aestivum), słonecznika (Helianthus annuus), kukurydzy (Zea mays)
oraz różnych gatunków kończyn (Trifolium sp.).
W procesie fitoremediacji istotna jest nie tylko zdolność roślin do degradacji, akumulacji
czy też stabilizacji zanieczyszczeń, ale również ich wpływ na mikroorganizmy glebowe
biorące udział w biodegradacji (fitostymulacja), stąd też potrzeba poszukiwania nowych,
bardziej efektywnych gatunków.
Celem doświadczenia była selekcja roślin pod względem ich zdolności do kiełkowania
w obecności składników oleju napędowego obecnych w roztworze glebowym, a zatem
określenie ich potencjalnego zastosowania w procesie fitoremediacji. Istotnym elementem
było również zastosowanie mieszaniny paliwa konwencjonalnego z biodieselem.
65
Hawrot-Paw, Hreczuk
MATERIAŁY I METODY
W badaniach wykorzystano test roztworów glebowych oparty na zmodyfikowanym teście
kiełkowania/elongacji korzenia (Włodkowic i Tomaszewska 2003). W teście tym oceniano
zdolność kiełkowania i wzrostu korzenia wybranych gatunków roślin w obecności skażenia.
W przeprowadzonym teście materiał stanowiły niezaprawione nasiona czternastu
gatunków roślin wraz z ich odmianami: bobik (Vicia faba, odm. Amulet i Granit), gorczyca
biała (Sinapis alba), jęczmień jary (Hordeum vulgare, odm. Skarb i Stratus), koniczyna biała
(Trifolium repens, odm. Huia), koniczyna czerwona (Trifolium pratense, odm. Nike),
koniczyna perska (Trifolium resupinatum), kostrzewa czerwona (Festuca rubra, odm. Areta),
lucerna siewna (Medicago sativa, odm. Alba), łubin wąskolistny (Lupinus angustifolius, odm.
Mirela i Sonet), owies (Avena sativa, odm. Krezus i Polar), pszenica jara (Triticum aestivum,
odm. Koksa i Nawra), pszenżyto jare (Triticosecale Wittm., odm. Matejko i Milkaro), rzepak
jary (Brassica napus, odm. Huzar i Markiz), wyka siewna (Vicia sativa, odm. Blanka.
Nasiona przed eksperymentem były przechowywane w suchym i chłodnym miejscu, nie były
wstępnie namaczane ani sterylizowane.
Materiał glebowy do badań, po określeniu wilgotności aktualnej, doprowadzono do 60%
MPW, a następnie podzielono na 2 próby. Pierwszą skażono olejem napędowym w dawce 5%
(w/w) – obiekty I, a do drugiej próby dodano 5% skażenia, które składało się z 95% oleju
napędowego i 5% biodiesla – obiekty II. Test realizowano na szklanych szalkach Petriego, na
które odmierzono po 10 g badanej gleby oraz 10 cm3 wody destylowanej i przykryto sączkiem
Whatmana N°1. Próby kontrolne zawierały tylko 3 cm3 wody destylowanej i sączek. W tak
przygotowanych szalkach umieszczono po 10 nasion badanych roślin. Dla każdego gatunku
i poszczególnych odmian roślin wykonano test w trzech powtórzeniach. Zamknięte szalki
umieszczono w cieplarce w temperaturze 21°C. Czas trwania testu wynosił 72 godziny
(w przypadku bobiku 120 godzin). Po wyznaczonym czasie liczono ilość skiełkowanych
roślin, przy czym za wykiełkowane uznano rośliny posiadające korzeń o długości powyżej
2 mm.
Mając obie wartości wyliczono indeks kiełkowania (%GI) ze wzoru (Barbero i in. 2001):
%GI = 100 ∙ (GS ∙ LS) / (GC ∙ LC)
gdzie: GS i GC − liczba wykiełkowanych nasion w badanej próbie i kontroli
LS i LC − długość korzenia (mm) w badanej próbie i kontroli
WYNIKI I DYSKUSJA
Testy fitotoksyczności umożliwiają ocenę wrażliwości poszczególnych gatunków roślin na
obecność zanieczyszczeń w środowisku. Wykonanie ich w fazie kiełkowania nasion na
skażonej glebie powinno więc umożliwić wytypowanie takich gatunków, które będą nadawały
66
Potencjalne właściwości remediacyjne...
się do procesu fitoremediacji. Kiełkowanie jest bowiem bardzo istotnym etapem wzrostu
rośliny, szczególnie wrażliwym na obecność zanieczyszczeń (Maila i Cloete 2002).
Wyniki wpływu węglowodorów ropopochodnych na wczesne stadia rozwojowe roślin
w postaci indeksu kiełkowania (%GI) przedstawiono w tabeli 1. Wartość GI poniżej 100
świadczyła o hamującym działaniu skażenia, indeks kiełkowania równy 100 wskazywał na
brak jakichkolwiek zmian, zaś wynik powyżej 100 dowodził stymulującego oddziaływania
danego skażenia.
Tab. 1. Wartości indeksu kiełkowania
Tab. 1. The value of germination index
Gatunki roślin
Plant species
Indeks kiełkowania [%GI]
Index of germination
Nazwy łacińskie
Latin name
Nazwy zwyczajowe
Common name
Vicia faba
Vicia faba
Vicia sativa
Trifolium repens
Trifolium pratense
Trifolium resupinatum
Lupinus angustifolius
Lupinus angustifolius
Medicago sativa
Sinapis alba
Brassica napus
Brassica napus
Hordeum vulgare
Hordeum vulgare
Avena sativa
Avena sativa
Triticum aestivum
Triticum aestivum
Triticosecale Wittm.
Triticosecale Wittm.
Festuca rubra
bobik odm. Amulet
bobik odm. Granit
wyka siewna odm. Blanka
koniczyna biała odm. Huia
koniczyna czerwona odm. Nike
koniczyna perska
łubin odm. Mirela
łubin odm. Sonet
lucerna siewna odm. Alba
gorczyca biała
rzepak jary odm. Huzar
rzepak jary odm. Markiz
jęczmień jary odm. Skarb
jęczmień jary odm. Stratus
owies odm. Krezus
owies odm. Polar
pszenica jara odm. Koksa
pszenica jara odm. Nawra
pszenżyto jare odm. Matejko
pszenżyto jare odm. Milkaro
kostrzewa czerwona odm. Areta
Obiekt I
Object I
Obiekt II
Object II
123
106
52,9
21,1
70,8
75,7
24,4
3,10
100
193
76,0
68,6
19,1
30,6
39,1
39,9
48,9
47,9
57,1
48,9
0
105
62,6
82,7
19,3
52,5
62,4
48,6
60,3
104
105
94,6
61,1
8,6
25,0
37,8
59,4
45,7
70,8
54,3
61,6
35,5
Wśród badanych roślin tylko trzy gatunki wykazały odporność na oba zastosowane
skażenia: bobik (Vicia faba, odm. Amulet), gorczyca biała (Sinapis alba) i lucerna siewna
(Medicago sativa, odm. Alba) – Fot. 1. Resztę badanych roślin cechowała, w różnym stopniu
nasilona,
wrażliwość
na
obecność
paliw.
Podobne
wyniki
uzyskali
Włodkowic
i Tomaszewska (2003), którzy przeprowadzali test fitotoksyczności węglowodorów
ropopochodnych z wykorzystaniem lucerny siewnej i rzepaku. Autorzy ci w badaniach
wykazali, że lucerna siewna (Medicago sativa) cechowała się dużą odpornością, podczas gdy
67
Hawrot-Paw, Hreczuk
rzepak (Brassica napus) dużą wrażliwością na skażenia. W literaturze dotyczącej
fitoremediacji podkreśla się potencjał lucerny siewnej (Medicago sativa). Jak podają Wójcik
i Tomaszewska (2005) w przypadku tej rośliny udokumentowano przeprowadzanie
ryzodegradacji takich związków jak: antracen, fenol, piren, toluen, naftalen. Wykazuje ona
również tolerancję na benzen, WWA, olej napędowy. Stosunkową odporność obu tych
gatunków na obecność oleju napędowego w środowisku potwierdzają również badania
Adama i Duncana (2002) dotyczące wpływu tego paliwa na proces kiełkowania nasion.
Fot. 1. Gatunki roślin o potencjalnych możliwościach remediacyjnych (od lewej strony bobik (Vicia
faba, odm. Amulet), gorczyca biała (Sinapis alba) i lucerna siewna (Medicago sativa, odm.
Alba)
Fot. 1. The plants species with potential capabilities for remediation process (from left side Vicia faba,
var. Amulet, Sinapis alba and Medicago sativa, var. Alba)
Najbardziej wrażliwa na węglowodory ropopochodne okazała się kostrzewa czerwona
(Festuca rubra, odm. Areta), jęczmień jary (Hordeum vulgare, odm. Skarb), koniczyna biała
(Trifolium repens, odm. Huia). Małachowska-Jutsz (2008), prowadząc doświadczenia
dotyczące
toksyczności
gleby
pobranej
z
terenu
rafinerii
Czechowice-Dziedzice
zaobserwowała, iż rośliny jednoliścienne (zboża) są bardziej odporne na toksyczne działanie
węglowodorów niż rośliny dwuliścienne (koniczyna, gorczyca, lucerna).
Na podstawie uzyskanych wyników możemy także stwierdzić, że oba skażenia
wykazywały odmienne działanie toksyczne na określone gatunki roślin. Przykładem są dwie
odmiany łubinu, które wykazywały dużo większą wrażliwość na olej napędowy niż na
skażenie z dodatkiem biodiesla, odwrotną sytuację odnotowano dla koniczny czerwonej
i perskiej. W przypadku bobiku (Vicia faba, odm. Granit) olej napędowy zadziałał
stymulująco, zaś skażenie z dodatkiem biodiesla spowodowało zahamowanie rozwoju roślin.
68
Potencjalne właściwości remediacyjne...
Największą bezwzględną różnicę w indeksie kiełkowania dla obu typów skażeń odnotowano
dla gorczycy białej (Sinapis alba) – ponad 87%, a najmniejszą (niespełna 1,5%) dla owsa
odmiany Krezus (Avena sativa).
Paliwa zastosowane w doświadczeniu stanowiły na ogół barierę redukującą bądź hamującą
proces kiełkowania. Według Adama i Duncana (2002) przyczyną tego może być fakt, że olej
napędowy w znacznym stopniu ogranicza możliwość pobierania wody i tlenu przez nasiona.
WNIOSKI
1. Zdolność do kiełkowania w roztworach z gleb skażonych paliwami w wysokim stopniu
zależała od gatunku rośliny – niektóre z nich wykazywały tolerancję na zanieczyszczenie,
większość była jednak nieodporna.
2. Najbardziej wrażliwe na obecność węglowodorów ropopochodnych okazały się: kostrzewa
czerwona (Festuca rubra, odm. Areta), łubin odm. Sonet (Lupinus angustifolius),
koniczyna biała (Trifolium repens, odm. Huia).
3. Potencjalne możliwości remediacyjne dla obu rodzajów skażeń wykazał bobik (Vicia faba,
odm. Amulet), gorczyca biała (Sinapis alba) i lucerna siewna (Medicago sativa, odm.
Alba).
4. Dla ponad połowy badanych roślin stwierdzono zmniejszenie indeksu kiełkowania
w obiektach z biodieslem w porównaniu do jego wartości w obiektach z paliwem
konwencjonalnym.
LITERATURA
Adam G., Duncan H. 2002. Influence of diesel fuel on seed germination. Environ. Pollut. 120,
363–370
Banks M.K., Schwab P., Liu B., Kulakow P.A., Smith J.S., Kim R. 2003. The effect of plants on
the degradation and toxicity of petroleum contaminants in soil: a field assessment. Adv. Biochem.
Eng. Biotechnol. 78, 75–96
Barbero P., Beltrami M., Baudo R., Rossi D. 2001. Assessment of Lake Orta sediments
phytotoxicity after the liming treatment. J. Limnol. 60 (2), 269–276
Ciurzyńska M., Gawroński S. 2002. Ocena przydatności jarmużu oraz kapusty pekińskiej
dla fitoremediacji. Rocz. Akad. Rol. Pozn. CCCXLI, 173–179
Cunningham S.D., Anderson T.A., Schwab A.P., Hsu F.C. 1996. Phytoremediation of soils
contaminated with organic pollutants, in: D.L. Sparks (Ed.), Advances in Agronomy vol. 56,
55–114
Gerhardt K.E., Huang X.-D., Glick B.R., Greenberg B.M. 2009. Phytoremediation and
rhizoremediation of organic soil contaminants: Potential and challenges. Plant Sci. 176,
20–30
Kechavarzi C., Pettersson K., Leeds-Harrison P., Ritchie L., Ledin S. 2007. Root
establishment of perennial ryegrass (L. perenne) in diesel contaminated subsurface soil
layers. Environ. Pollut. 145, 68–74
Lin Q., Mendelssohn I.A. 2009. Potential of restoration and phytoremediation with Juncus
roemerianus for diesel-contaminated coastal wetlands. Ecol. Eng. 35, 85–91
Macek, T., Mackova, M., Kas, J. 2000. Exploitation of plants for the removal of organics in
environmental remediation. Biotechnol. Adv. 18, 23–25
69
Hawrot-Paw, Hreczuk
Maila, M.P., Cloete, T.E. 2002. Germination of Lepidium sativum as a method to evaluate
polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) removal from contaminated soil. Int. Biodeter.
Biodegr. 50, 107–113
Marecik R., Króliczak P., Cyplik P. 2006. Fitoremediacja – alternatywa dla tradycyjnych metod
oczyszczania środowiska. Biotechnologia 3 (74), 88–97
Susarla S., Medina V.F., McCutcheon S.C. 2002. Phytoremediation: an ecological solution
to organic chemical contamination. Ecol. Eng. 18, 647–658
Wójcik T., Tomaszewska B. 2005. Biotechnologia w remediacji zanieczyszczeń organicznych.
Biotechnologia 4 (71), 156–172
70
Phytomasse als alternative...
Yaroslav HNATYSHYN, Borys DZYADEVYCH, Ihor-ROMAN KENS, Stepan LIS
PHYTOMASSE ALS ALTERNATIVE ENERGIEQUELLE
PHYTOMASS AS ALTERNATIVE ENERGY SOURCE
Ukrainische Nationale Forsttechnische Universität, Lwiw, Ukraine
[email protected]
STRESZCZENIE Odnawialne źródła energii, a zwłaszcza fitomasa są bardzo ważne dla Ukrainy, ponieważ
kraj ten w 80% importuje energię z zewnątrz. Należy testować i wdrażać nowe technologie uzyskiwania energii
z surowców odnawialnych. Jedną z możliwości wykorzystania do celów energetycznych są odpady z przerobu
drewna, których ilość szacuje się wg oficjalnych danych na 45 mln t rocznie. W celu oceny właściwości drewna
i odpadów drewnianych przeprowadzono badania ich właściwości termofizycznych i cieplno-technicznych.
Przeprowadzono również badania drewna pochodzącego z terenu miasta. W Ukraińskim Narodowym
Uniwersytecie Leśno-Technicznym skonstruowano generator gazowy do przetwarzania odpadów drewnianych
na gaz syntetyczny. Sprawność tego generatora wynosi 0,65–0,69. Umożliwia on otrzymanie gazu o wartości
energetycznej 11000–12600 KJ/м3.
ZUSAMMENFASSUNG Die reproduzierbaren Energiequellen, dabei die Phytomasse, spielen eine wichtige
Rolle in Ukraine, da die ukrainische Volkswirtschaft zu 80% hängt von Energielieferungen aus dem Ausland ab.
Man muss die Technologien der Energiegewinnung aus den reproduzierbaren Ressourcen betrachten. Hierbei ist
zu bemerken: alljährlich in Ukraine bildet sich amtlicher Angaben ungefähr 45 Mill. Tonnen der
Holzabfallmaterialien. Für Bewertung der energetischen Eigenschaften des Holzes und seinen Abfallmaterialien
hat man eine Durchforschung ihrer thermophysikalischen und wärmetechnischen Eigenschaften durchgeführt.
Man hat auch die Durchforschungen des Holzes durchgeführt, das an Territorium der Stadt wächst. In
Ukrainischer Nationalen Forsttechnischen Universität wurde ein Gasgenerator für Verarbeitung der Holzabfälle
in Synthesegas entwickelt. Der Prozess der Vergasung der Holzabfallmaterialien in beschriebener Konstruktion
des Gasgenerators erlaubt, Generatorsgas mit Kaloriengehalt 11000–12600 KJ/м3 zu erhalten. Durchgeführte
Erforschungen haben die sichere und effektive Arbeit der Anlage angezeigt, Nutzeffekt machte 0,65–0,69 aus
Die Entwicklungsgrundlage der Wirtschaft des beliebigen Landes ist Energetik. Darum ist
es verständlich, dass die Fragen der Entwicklung der Energetik und der energetischen
Unabhängigkeit des Landes zählt man zu den vordringlichsten. Durch Defizit des Rohstoffs
und Energie in globalem Maßstab und Verschlechterung der ökologischen Situation, ein
brennendes Thema in letzten zwei Jahrzehnten ist die Suche nach den neuen Energiequellen
und der Erweiterung der verbrennbaren Energieressourcen. Diese Probleme heute ist sehr
aktuell
für
unseren
Staat,
da
ukrainische
Volkswirtschaft
zu
80%
hängt
von
Energielieferungen aus dem Ausland ab. Darum als die Ergänzung und partieller Ersatz der
traditionellen Energiequellen muss man die Technologien der Energiegewinnung aus den
reproduzierbaren Ressourcen betrachten. Hierbei ist zu bemerken: alljährlich in Ukraine bildet
sich laut amtlicher Angaben ungefähr 45 Mill. Tonnen der Holzabfallmaterialien, aber real
beträgt es fast die Hälfte mehr.
Phytomasse, die man als Energiequelle auszunutzen geplant wird, kann man auf folgende
5 Arten teilen:
1. Brennholz als Ergebnis der gewerblichen Tätigkeit (Holzmehle, Abfallmaterialien von
Sägewerken)
2. Hölzerabfälle von Lebenstätigkeit der Bevölkerung (Holz von Baumschnitten, gebrauchtes
Holz, Holzreste bei der Renovierung der Wohnungen und ähnliches)
71
Hnatyshyn, Dzyadevych i in.
3. Plantagen der schnellwachsenden Holzarten
4. Abfallmaterialien der Landwirtschaftstätigkeit
Die Ausnutzung des pflanzlichen Brennstoffes an Elektrizitätswerken wird heute als eins
aus der alternativen Varianten der Entwicklung der Energetik betrachtet. Die Berechnungen
zeugen, dass es für die Arbeit des Blockheizkraftwerkes (BHKW) mit der thermischen
Leistung 100 MWt, eine Plantage mit Fläche 100 km2 mit jährlichem Zuwachs der
Holzesmasse in Höhe von 40 Tonnen auf Hektar notwendig ist und jährliche Abholzung dabei
muss durchschnittlich auf Fläche 8–10 km2 durchgeführt werden.
METHODEN
Für Bewertung der energetischen Eigenschaften des Holzes und seinen Abfallmaterialien
haben wir eine Durchforschung ihrer thermophysikalischen und wärmetechnischen
Eigenschaften durchgeführt.
ERGEBNISSE
Es stellte sich heraus, dass der Heizwert diesen Holzabfallmaterialien wandelt sich in
Grenzen von 15 bis 19 Megajoule/kg, Aschengehalt ist bedeutungslos und schwankt zwischen
0,8 bis 1,5%, Feuchtigkeit schwankt zwischen 6 bis 12%. Ein wenig andere Kennwerte hat
die Rinde: der Heizwert wandelt sich ab 14 bis 21 Megajoule/kg, Aschengehalt befindet sich
zwischen 1,5 bis 3,0%. Gehalte des Kohlenstoffs und Wasserstoffs schwanken sich in
Grenzen beziehungsweise: Ss = 49–54% und Ns = 5,5–7,5%. Die Abmessungen dieser
Abfallmaterialien wandeln sich von 10–100 мм bis 1,5–2,0 м.
Wir haben auch die Durchforschungen des Holzes durchgeführt, das an Territorium der
Stadt wächst. Es wurden nächste Resultate bekommen: beim Holzart – Pappel macht Inhalt
von Kohlenstoff – 51,6–52%, Wasserstoff – 6,4–6.9%, Sauerstoff – 38,5–39,6%, Stickstoff –
0,4–0,6%, Aschengehalt – 1,54%, Heizwert beträgt 18–20,2 Megajoule/kg; beim Holzart –
Weide macht Inhalt von Kohlenstoff – 49,8%, Wasserstoff – 5,98%, Sauerstoff – 42,1%,
Stickstoff – 0,54%, Aschengehalt – 1,54%, Heizwert beträgt 16,5 Megajoule/kg.
Probleme des Biokraftstoffes forscht Bioenergetik – eine der aussichtsreichsten Sphären
der Biotechnologie. Bei der Verarbeitung den verschiedenen biologischen Rohstoffen und
organischen Abfallmaterialien in Biokraftstoff kann man verschiedene Brennstoffe erhalten feste (Brennholz, Stroh), flüssige (Äthanol, Biodieseltreibstoff) und gasartige (Wasserstoff,
Synthesegas). Bioenergetik erlaubt bei der Energieproduktion neue reproduzierbaren
Ressourcen auszunutzen und hilft bei der Lösung der bestehenden Herausforderungen in
heutiger Welt und nämlich: die Erschöpfung und Begrenztheit von sicheren Vorräten an
fossile
72
Brennstoffe,
die
Verschlechterung
der
ökologischen
Situation,
globaler
Phytomasse als alternative...
Temperaturanstieg, schnelle Preissteigerung der verbrennbaren Energieressourcen, Anstieg
der Nachfrage nach Energieressourcen.
Neue Tendenz in Energetik ist heute Ansteigen des Anteiles der Energie, die nicht aus
traditionellen, sondern aus reproduzierbaren Ressourcen produziert wird und nämlich: aus
Biomasse, Sonnen- Wind-, geothermische Energie. Grundrichtlinie der Europäischen Union
sieht vor, dass Anteil der Elektroenergie, die aus reproduzierbaren Ressourcen ausgearbeitet
werden wird, Niveau 21% für 25 Länder des Europas bis Jahre 2020 erreichen muss.
In Ukrainischer Nationalen Forsttechnischen Universität wurde ein Gasgenerator für
Verarbeitung der Holzabfälle in Synthesegas entwickelt. Die vorgeschlagene Konstruktion
(Abb. 1) besteht aus zwei abgeschnittenen Kegel (10, 13), gekuppelt durch Unterbau.
In Mitte des Gasgenerators sind zwei gleichartige Kegel [2, 12] der kleineren
Abmessungen symmetrisch platziert. In unterem Teil des Innenkegels gibt es ein Rostgitter,
durch das Oxydiermittel (Luft) einströmt. Durch den Oberteil des Kegels des Gasgenerators
kommt zerkleinertes Abfallmaterial (in concreto Holzabfälle).
Gasgenerator arbeitet auf folgende Art. In innerer Kammer [4] wird Brennstoff
(zerkleinerte Holzabfälle) durch Öffnung [1] angefüllt. Die Vergasung des Brennstoffes
verläuft mittels seines Glimmens bei ungenügendem Menge des Sauerstoffs für Brennen.
Für Sicherstellung des Prozesses der Vergasung des Brennstoffes wird Luft durch
Rostgitter [6] für Ausbildung der sogenannten siedenden Schicht in Kammer der Vergasung
[4] geblasst. Synthesegas, das in Prozess der Vergasung gebildet wird, wird in Raum [14]
zwischen Kegel [13] und [2] zugesteuert, und geht heraus durch Auslaufstutzen [3] in Oberteil
des Gasgenerators. Auslaufstutzen [3] platziert in Gehäuse [5], durch das kommt Luft in
untere Kammer des Gasgenerators [11]. Solche Konstruktion erlaubt Synthesegas teilweise
abzukühlen mit der Luft, die in Kammer der Thermolyse geblasst wird. Für Sammeln und
Entfernung der Asche, die sich in Prozess der Vergasung gebildet, in unterem Teil des
Gasgenerators ist die Auffangvorrichtung für Asche [7] mit Türchen [8] vorgesehen. Die
Stützen des Gasgenerators [9] festigen sich zusammen mit dem inneren abgeschnittenen
Kegel [12] und mit zwei abgeschnittenen Kegel des Gehäuses [10] und [13]. Die Originalität
der Konstruktion des oberen Teiles des Gehäuses des Gasgenerators besteht in Vorhandensein
der inneren abgeschnittenen Kegel [2], der dem Austragen des Brennstoffs während der
Vergasung durch Auslaufstutzen [3] in Oberteil des Gasgenerators verhindert.
73
Hnatyshyn, Dzyadevych i in.
Brennstoff
1
2
3
5
14
Luft
13
12
4
Synthesega
sss
11
10
9000C
6
9
7
8
Abb.1. 1 – Aufschüttungslücke; 2 – innerer abgeschnittene Kegel, der dem Austragen des
Brennstoffs während der Vergasung durch Auslaufstutzen 3 verhindert; 3 –
Auslaufstutzen für Synthesegasableitung; 4 – innere Kammer des Gasgenerators; 5 –
äußeres Rohr der Lufteinblasung; 6 – Rostgitter; 7 – die Auffangvorrichtung für Asche;
8- Türchen; 9 – Stützen des Gasgenerators ; 10, 13 – zwei abgeschnittenen Kegel des
Gehäuses; 11 – untere Kammer des Gasgenerators; 12 – innerer abgeschnittene Kegel;
14 – Raum zwischen Kegel 13 und 2
Der Prozess der Vergasung der Holzabfallmaterialien in beschriebener Konstruktion des
Gasgenerators erlaubt, Generatorsgas mit Kaloriengehalt 11000-12600 Kilojoule/м3 zu
erhalten. Durchgeführte Erforschungen haben die sichere und effektive Arbeit der Anlage
angezeigt, Nutzeffekt machte 0,65–0,69 aus.
Berücksichtigend geographische Lage und Natur- und Klimaverhältnisse der Ukraine, kann
Phytomasse für sie eine wichtige reproduzierbare Quelle der Energie werden. Wir meinen,
dass es für Synthesegasproduktion nicht nur Holzabfallmaterialien ausnutzen können, aber
auch Holz aus energetischen Plantagen.
LITERATUR
Gasgenerator, Patent № 38952, Bulletin №2, 26.01.2009
Hnatyshyn Ya.M., Lis S.S., Badera I.S., Mucha O.W. Gaserzeugungsanlage für
Synthesegasproduktion aus gebrauchtem Holz. (Ukrainische Nationale Forsttechnische Universität;
Zentrum der wissenschaftlich-technischen und wirtschaftlichen Information, Ukraine). 5.
Interkonferenz „Energie aus Biomasse”, 22–23 September 2009, Kiew, Ukraine
74
Występowanie misecznika cisowca...
Grażyna KAUP, Joanna WÓJCICKA
WYSTĘPOWANIE MISECZNIKA CISOWCA (PARTHENOLECANIUM
POMERANICUM KAW.) NA TAXUS BACCATA L. W WYBRANYCH
ZIELEŃCACH SZCZECINA
THE OCCURRENCE PARTHENOLECANIUM POMERANICUM KAW
ON THE TAXUS BACCATA L IN SELECTED OF GREEN AREAS
IN SZCZECIN
Katedra Agronomii, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
[email protected]
STRESZCZENIE Szczecin wyróżnia się dużym bogactwem i bioróżnorodnością drzew i krzewów, przez co ma
opinię miasta zieleni. Specyfika nasadzeń miejskich z ogromna różnorodnością gatunkową stwarza korzystne
warunki dla rozwoju szkodników a powstające problemy nie mają odpowiedników w innych typach uprawy.
Celem badań było określenie stanu zdrowotnego i stopnia porażenia cisa pospolitego (Taxus baccata L)
w wybranych zieleńcach Szczecina przez misecznika cisowca (Partenolecanium pomeranicum). Obserwacje nad
rozwojem misecznika cisowca (Parthenolecanium pomeranicum) prowadzono od marca 2006 do marca 2007
roku na trzech stanowiskach na terenie Szczecina. Wykazano, że zieleńcach Szczecina misecznik cisowiec
występuje powszechnie. Największą liczbę P. pomeranicum spośród badanych stanowisk wykazano na
Cmentarzu Centralnym.
SUMMARY Szczecin is distinguished by wealth and biodiversity of trees and shrubs, which makes a reputation
of it “The Green Town”. The specificity of urban plantings with a huge variety of species creates favorable
conditions for the development of pests and the resulting problems have no counterparts in other types of
cultivation. The aim of this study was to determine health status and degree of Taxus baccata L. by
Partenolecanium pomeranicum in selected of green areas in Szczecin. Observations on the development P.
pomeranicum was conducted from March 2006 to March 2007 at three places in Szczecin. The results indicate
that P.pomeranicum occurs commonly in green areas. The largest number of P.pomeranicum were observed in
the Central Cemetery.
Słowa kluczowe: cis pospolity, misecznik cisowic, zieleńce miejskie
Keywords: Taxus baccata , Parthenolecanium pomeranicum, green areas in Szczecin
WSTĘP
Tereny zieleni w miastach są ich wizytówką oraz stanowią element dekoracyjny w
architekturze. Na wzrost i rozwój roślin działa wiele czynników zarówno biotycznych jak
i abiotycznych. W miastach warunki te są na ogół niekorzystne. Zapylenie powietrza,
zasolenie podłoża, brak odpowiedniej warstwy próchnicznej i należytej pielęgnacji
(Nawrocka-Grześkowiak 2001). Zakłócenia w funkcjonowaniu biocenozy powodują wzrost
liczebności niektórych fitofagicznych a graniczenie pożytecznych (Baranowski 1997).
Jednocześnie gęsto zaludnione obszary miejskie stwarzają specyficzne warunki, w których
istnieje konieczność pogodzenia konieczności utrzymania możliwie najlepszej zdrowotności
oraz wysokich walorów estetycznych drzew z koniecznością zachowania absolutnego
bezpieczeństwa mieszkańców (Tomalak 2002). Specyfika nasadzeń miejskich z ogromna
różnorodnością gatunkową stwarza korzystne warunki dla rozwoju szkodników a powstające
problemy nie mają odpowiedników w innych typach uprawy (Tomalak 2003).
Szczecin wyróżnia się dużym bogactwem i bioróżnorodnością drzew i krzewów, przez co
ma opinię miasta zieleni (Kubus 2003). Do cennych krzewów ozdobnych od dawana
75
Kaup, Wójcicka
sadzonych w parkach i ogrodach należą cisy (Taxus baccata L), które mogą rosnać zarówno
w miejscach słonecznych jak i w głębokim zacienieniu. Są wytrzymałe na zanieczyszczenia
powietrza i doskonale rosną w miastach (Bojarczuk 2001, Thomas i Polwart 2003). Uważane
są również za krzewy mało interesujące dla szkodników. Chociaż Lattin (1998) podaje ponad
40 gatunków owadów i roztoczy występujących na cisie w części zachodniej Północnej
Ameryki. Bardzo często padają ofiarą misecznika cisowca (Parthenolecanium pomeranicum)
(Thomas i Polwart 2003). Skutkiem żerowania misecznika jest osłabienie wzrostu porażonej
rośliny i obumieranie jej pędów. Miseczniki wydzielają też lepką rosę miodową, która obniża
walory estetyczne cisów ale przede wszystkim jest pożywką dla grzybów sadzakowych,
pokrywających pędy czarnym nalotem i zatykającym pory na igłach rośliny. Utrudnia to jej
asymilację i oddychanie (Czerniakowski i Czerniakowski 2003, Thomas i Polwart 2003).
Zwracamy uwagę na objawy w momencie, kiedy uszkodzenia są już dobrze widoczne,
a porażenie przez szkodniki duże. Ważne jest zatem szybkie zdiagnozowanie występowania
szkodników i zagrożeń z tego wynikających, które pozwoli na odpowiednio szybką reakcje
służb miejskich.
Celem badań było określenie stanu zdrowotnego i stopnia porażenia cisa pospolitego
(Taxus baccata L) w wybranych zieleńcach Szczecina przez misecznika cisowca
(Partenolecanium pomeranicum).
MATERIAŁY I METODY
Obserwacje nad rozwojem misecznika cisowca (Parthenolecanium pomeranicum)
prowadzono od marca 2006 do marca 2007 roku na trzech stanowiskach na terenie Szczecina
(tab.1.). W wyznaczonych stanowiskach wybrano 10 drzew cisa pospolitego. Co miesiąc
pobierano z tych samych roślin pojedyncze pędy o długości ok. 30 cm, po 20 pędów
z każdego stanowiska. Liczbę osobników określano w warunkach laboratoryjnych.
Tab. 1. Stanowiska badawcze
Tab. 1. Research position
Stanowisko I – Cmentarz Centralny: 10 drzew Taxus baccata, usytuowanych w południowowschodniej części Cmentarza;
Stanowisko II – Ogród Dendrologiczny im Prof. Stefana Kownasa: 10 drzew Taxus baccata, które
rosną w pobliżu budynków Wydziału Kształtowania i Środowiska ZUT przy ulicy
Słowackiego;
Stanowisko III – Park Żeromskiego: 10 drzew Taxus baccata rosnących przy ulicy Malczewskiego.
WYNIKI I DYSKUSJA
Na wszystkich badanych stanowiskach (tab1.) stwierdzono na cisie pospolitym obecność
misecznika cisowca. Obserwując cykl roczny występowania miseczników najwięcej larw
stwierdzono w okresie zimowym, czyli podczas okresu zimowania larw L2, które w tym
czasie się nie poruszają. Od wczesnej wiosny wznawiają aktywność intensywnie żerując aby
76
Występowanie misecznika cisowca...
przekształcić się w samice. Po okresie dojrzewania samice składają jaja pod swoje ciało
w komorze lęgowej. Po upływie 5–6 tygodni stopniowy wylęgają się larwy, a samica
obumiera. Kolejny pik w liczebności populacji miseczników obserwowano we wrześniu co
20
16
12
8
4
0
11
.0
3.
20
06
15
.0
4.
20
06
13
.0
5.
20
06
21
.0
6.
20
06
19
.0
7.
20
06
15
.0
8.
20
06
20
.0
9.
20
06
16
.1
0.
20
06
21
.1
1.
20
06
13
.1
2.
20
06
09
.0
1.
20
07
15
.0
2.
20
07
07
.0
3.
20
07
Liczba osobników na 100 cm bieżących
pędu
również może wiązać się z cyklem rozwojowym tego szkodnika (rys.1, 2.).
Data obserw acji
Cmentarz Centralny
Ogród Dendrologiczny
Park Żeromskiego
Rys. 1. Liczba larw misecznika cisowca na 100 cm bieżących pędu w badanych zieleńcach Szczecina
Fig. 1 Number of larvae Partenolecanium pomeranicum per 100 cm current momentum in the test
green areas in Szczecin
Rys. 2. Zimujące larwy misecznika cisowca
Fig. 2. Overwintering larvae of Partenolecanium pomeranicum
77
Kaup, Wójcicka
W tym czasie larwy L1 wędrują intensywnie przez trzy dni a następnie intensywnie żerują. Po
linieniu, już jako L2 przez dwa dni szukają miejsca na zimowanie i cykl się powtarza.
W trakcie
okresów
intensywnego
żerowania
wydzielają
szczególnie
dużo
spadzi
(Czerniakowski i Czerniakowski 2003, Łagowska i Gawłowska 2001).
Najliczniej larwy misecznika występowały na stanowisku I – Cmentarz Centralny, gdzie
w miesiącach najliczniejszego ich występowania stwierdzano do 22 sztuk na 100 cm
bieżących pędu w okresie zimy oraz 16 sztuk we wrześniu. Adekwatnie w tych samych
terminach na stanowisku II – Ogród Dendrologiczny wykazano do 16 (zima) i 8 sztuk we
wrześniu. Natomiast na stanowisku III – Park Żeromskiego do 12 sztuk zimą i 9 we wrześniu
(rys 1).
Wśród obserwowanych cisów najgorszą kondycją odznaczały się krzewy w Parku
Żeromskiego. Często wewnętrzna cześć krzewów pozbawiona była igieł lub posiadała igły
brunatniejące, które przy dotknięciu osypywały się. Zieleniec ten usytuowany jest w centrum
miasta i otoczony węzłem komunikacyjnym. Według Kiełkiewicz i współautorów (1997)
fitofagiczne stawonogi, zwłaszcza te o kłująco-ssącym aparacie gębowym, silnie reagują na
wszelkie zmiany w ich środowisku życia. Śmiertelność, płodność i czas rozwoju pokolenia
tych szkodników zależą od warunków klimatycznych i pokarmu roślinnego a w warunkach
stresowych dla roślin najczęściej wykazują wzrost populacji. Natomiast przeprowadzone
badania nie potwierdzają tej zależności w odniesieniu do misecznika cisowca w zieleńcach
Szczecina. Wśród badanych stanowisk szkodnik najmniej licznie występował w Parku
Żeromskiego (stanowisko III). Warto zaznaczyć, że na niekorzystny stan cisów w parkach
Szczecina może mieć wpływ inny równie często obserwowany szkodnik, najczęściej
stwierdzany w Parku Żemskiego, występujący równocześnie z misecznikiem cisowcem. To
niewielki, czerwono zabarwiony przędziorek, Pentamerismus taxi (Haller). Szkodnik ten
wystąpił we wszystkich badanych stanowiskach, szczególnie licznie na drzewach rosnących
przy ciągach komunikacyjnych co jest zgodne z obserwacjami Kiełkiewicz i wsp. (1997). Na
ogólny stan zdrowotny cisów tego stanowiska może zatem wpływać suma różnych
niekorzystnych czynników (rys. 3).
PODSUMOWANIE
1. Stan cisów w nasadzeniach miejskich Szczecina jest niepokojący. W sezonie
wegetacyjnym stopniowo igły przebarwiają się i w efekcie drzewa trąca kolejne igły.
Dodatkowo obecność dużej ilości spadzi i grzybów sadzakowych niekorzystnie wpływają
na kondycję zdrowotna tych drzew oraz na ich wartość dekoracyjną.
2. W zieleńcach Szczecina misecznik cisowiec występuje powszechnie. Warto wspomnieć
78
Występowanie misecznika cisowca...
również o obserwowanym równocześnie roztoczu Pentamerismus taxi, który występując
licznie zwiększa efekty ogładzania roślin.
3. Największą liczbę Parthenolecanium pomeranicum spośród badanych stanowisk
wykazano na Cmentarzu Centralnym, na co może mieć wpływ większe zagęszczenie cisów
oraz wyższą wilgotność powietrza na tym stanowisku.
Rys. 3. Pędy cisa pokryte grzybami sadzakowymi
Fig. 3. Shoots of Txus baccata covered with soot’s fungi
4. Obecność żywych dojrzałych samic misecznika wykazano w okresie od czerwca do
września. W pozostałych miesiącach obserwowano rozwój larw.
5. Stan zdrowotny cisów w Szczecinie wymaga szybkiej reakcji służb miejskich a ze względu
na ograniczenia związane ze stosowaniem środków chemicznych w miastach, konieczne
jest znalezienie sposobu zwalczania szkodników w zieleńcach miejskich. Z tego względu
najłatwiej można by było uporać się z tym problemem na Cmentarzu Centralnym gdyż jest
to teren ogrodzony i można go łatwo odizolować na krótki czas.
LITERATURA
Baranowski T. 1997. Problem ochrony zieleni miejskiej przed szkodnikami. Progress In Plant
Protection / Post. Ochr. Roślin. 37(1), 210–213
Bojarczuk T. 2001. Cis pospolity (taxus baccata). Działkowiec 6, 11
Czerniakowski Z.W., Czerniakowski Z. 2003. Szkodniki parków i ogrodów I. Towarzystwo
Naukowe w Rzeszowie. Rzeszów. 202s.
Kiełkiewicz M., Tomczyk., Sahajdak A., Boczek J. 1997. Liczebność populacji szpecieli chemiczny
skład liści chwastów w przemysłowo zanieczyszczonym środowisku. Progress In Plant Protection\
Post. Ochr. Roślin. 37(2), 61–64
Kubus M. 2006. Zasady wykonywania zabiegów pielęgnacyjnych przy drzewach rosnących na
79
Kaup, Wójcicka
terenach zieleni Szczecina w Szczecinie. Drzewa i krzewy polecane da nasadzeń miejskich w
warunkach Szczecina. Szczecin. 5–6
Lattin J.D. 1998. A review of the Insects and Mites Fund on Taxus spp. With Emphasis on Western
North America. USDA General Technical Report PNW-GTR-433 November 1998. 1–12
Łagowska B., Gawłowska J. 2001. Szkodliwość miseczników na tujach i cisach. Ochrona
roślin1/2, 36
Nawrocka-Grześkowiak U. 2001. Zastosowanie drzew i krzewów iglastych w projektowaniu
terenów zieleni. W: Rozmnażanie, zastosowanie i ochrona roślin zimozielonych na terenach
zieleni. Konferencja Naukowa TARAGRA’ 22.06.2001 Wrocław. 7–12
Soika G., Łapanowski G. 1997. Czerwce – groźne szkodniki drzew i krzewów ozdobnych. Progress
In Plant Protection / Post. Ochr. Roślin. 37(1), 398–400
Thomas P.A., Polwart A. 2003. Biological Flora of the British Isles. Taxus baccata L. Jurnal of
Ecology 91. 489–524
Tomalak M. 2002. Możliwości Rozszerzenia zakresu stosowania metod biologicznych w zwalczaniu
szkodników parków i lasów miejskich. Progress In Plant Protection / Post. Ochr. Roślin. 42(1),
53–57
Tomalak M. 2003. Najważniejsze problemy ochrony drzew miejskich przed szkodnikami. Progress In
Plant Protection / Post. Ochr. Roślin. 43(1), 427–435
80
Fitomelioracja krajobrazu technogennego...
Leonid KOPIY, Vladymyr MOKRYY, PASLAWSKYY M., GARASYMCHUK
FITOMELIORACJA KRAJOBRAZU TECHNOGENNEGO
JAWOROWSKIEGO REJONU GÓRNICZO-PRZEMYSŁOWEGO
MIKORYZOWANEGO LEŚNYM MATERIAŁEM SADZENIOWYM
THE ANALYSIS OF LANDSCAPE AND ECOLOGICAL
SITUATION OF YAVORIV MINING DISTRICT IS EXECUTED
Katedra Ekologii, Uniwersytet Leśnictwa we Lwowie
АНОТАЦІЯ Виконано аналіз ландшафтних і екологічних умов Яворівського гірничопромислового
району. Виміряні морфофізіологічні та флуоресцентні параметри сингенетичних фітомеліорантів
техногенного ланшафту Яворівського ГПР вказують на інактивацію фотосинтезу внаслідок дисбалансу
пігментного комплексу. Для фітомеліорації техногенних ландшафтів синтезовано препарат для
мікоризації лісопосадкового матеріалу. Вирощений лісопосадковий матеріал використано при створенні
біогруп для припинення техногенної деградації земель та повернення девастованих територій до
рекреаційно-господарського використання.
ABSTRACT The analysis of landscape and ecological situation of Yavoriv mining district is executed.
Morphological and fluorescent parameters of syngenetic phytomeliorants of technogenetic landscape specify on
inactivation of photosynthesis as a result of disbalance of pigmental complex. For phytomelioration of
technogenic landscapes preparation is synthesized for micorization of seedlings. Seedlings is used for creation of
biogroups for stopping of technogenic degradation of land and returning of devastaling territories for practical
purposes.
STRESZCZENIE Analizowano krajobraz i warunki środowiskowe osiedla górniczego Jaworowski. Zmierzone
morfofizjologiczne, fluoroscencyjne i inne opcje syngenetycznych fitomeliorantów krajobrazu wskazują na
inaktywację fotosyntezy ze względu na brak równowagi w kompleksach pigmentowych. Dla fitomelioracji
przemysłowych krajobrazów syntetyzowano produkt do mikoryzacji sadzonek. Sadzonki są wykorzystywane do
tworzenia biogrup w celu zatrzymanie degradacji gruntów i obszarów technologicznych i zwrotu
dewastowanych terenów do zastosowań gospodarczych i rekreacyjnych.
Słowa kluczowe: syngenetetyczne fitomelioranty, kompleksy pigmentowe, biogrupy.
Keywords: syngenetic phytomeliorants, pigmental complex, biogroups
WSTĘP
W celu realizacji strategii zrównoważonego korzystania i odtworzenia natury
w rekreacyjno-gospodarczym kompleksie Jaworowskiego rejonu górniczo-przemysłowego
wydaje
się
być
ekonomicznych
aktualnie
przez
potrzebne
wykorzystanie
rozwiązywanie
metod
problemów
socjalnych
informacyjno-analitycznych,
a
oraz
także
biotechnologii.
Oswojenie złóż siarki w latach 1956–57 stało się skutkiem formowania się na
Jaworowszczyźnie krajobrazu technogennego. W okresie między 1986 a 2005 rokiem były
intensywnie eksploatowane Jaworowskie oraz Nemyrowskie złoża siarki samorodnej [Рудько
i Шкіца 2001].
W wyniku działalności górniczej terytorium Jaworowskiego obszaru przemysłowego
w sposób istotny zostało poddane rujnacji. Jaworowskie przedsiębiorstwo siarkowe otrzymało
obszar 74 km2, w tym: kopalnia – 10 ha, hidrowidwały – 794 ha, wały zewnętrzne – 918 ha,
schroniska chwostowe – 680 ha, pola górnicze podziemnego wytopu siarki – 770 ha, zbiorniki
wodne – 1518 ha, obszary przemysłowe – 388 ha. Liczba pracujących w przedsiębiorstwie
81
Kopiy, Mokryy i in.
wyniosła 8 tyięcy osób, dla których wybudowano gminę, szkołę oraz miasto
Nowojaworowsk.
W
momencie,
kiedy
przedsiębiorstwo
przestało
funkcjonować
zatrudnionych było kilkaset osób, co skutkowało podwyższeniem poziomu bezrobocia oraz
napięciem społecznym.
Funkcjonowanie przemysłu siarkowego sprzyjało rozwojowi komunikacji kolejowych,
autostrad, gazociągów, sieci elektrycznych. Obecnie, drogi są w krytycznym stanie i dla ich
remontu potrzebne są istotne środki pieniężne.
Po zamknięciu przemysłu siarkowego obszar rejonu Jaworowskiego był opustoszały.
Występowały liczne problemy ekonomiczne oraz ekologiczne:
• woda mineralna z kamieniołomu zanieczyściła przygraniczne rzeki dorzecza Wisły,
• siarkowodór zanieczyszczał atmosferę,
• pompowanie wody spowodowało powstawanie jaskiń, uszkodzeń powierzchni, niszczenie
domów.
Działalność górnicza całkowicie zmieniła krajobraz w obszarze przebywającym pod
wpływem przedsiębiorstwa, dla tego w chwili obecnej aktualne jest pytanie co do formowania
post
technogennego
krajobrazu
harmonijnie
wpisanego
w
środowisko
otaczające
odpowiadającego estetycznym oraz ekologicznym interesom mieszkańców regionu.
Brak perspektywy rozwoju przemysłu, wyraźny negatywny wpływ na środowisko, stałe
wydatki na pompowanie wody z kopalni oraz podtrzymywanie go w stanie mniej więcej
bezpiecznym (ok. 6 mln uah rocznie) wywołało natychmiastowe zamknięcie kopalni oraz jej
wykorzystanie
alternatywne.
Na
podstawie
doświadczeń
Niemiec
(kopalni
węgla
brunatnego), Polski (siarkowej kopalni Machów) została podjęta decyzja o stworzeniu na
bazie kopalni wydajnego i efektywnego jeziora „Jaworowskie”, które stanie się podstawą
założenia hydroparku o roli rekreacyjnej.
Regionalny Program Ekologiczny prac [Тільман i Ковальчук 1999] mających na celu
przywrócenia krajobrazu i ekonomiczne wykorzystanie powierzchni zbiornika wodnego
utworzonego na bazie kopalni siarkowej Jaworowskiego przedsiębiorstwa państwowego
„Siarka” oraz terytoriów jego otaczających, przewiduje formowanie obszaru rekreacyjnego
jeziora Jaworowskiego, przedstawionego na rys. 1. Istota koncepcji polega na utworzeniu
wiele
funkcjonalnych,
współczesnych
sportowych,
odpoczynkowych,
kulturowych
kompleksów o znaczeniu regionalnym wraz z zachowaniem lokalnych tradycji przy
formowaniu środowiska. Projekt został zaplanowany na bazie Instytutu „Girhimprom” S.A.
Jaworowskiego biura architektury, Lwowskiej administracji, przy tym wzięto pod uwagę
obowiązujące normy budownictwa oraz światowe doświadczenia w formowaniu wielkich
82
Fitomelioracja krajobrazu technogennego...
terytoriów wypoczynkowych.
Biorąc pod uwagę warunki naturalne, czynniki środowiska oraz położenie geograficzne
(region Roztocza), w projekcie określono funkcjonalne wykorzystanie terytorium, granicy
terenu rekreacyjnego o powierzchni 3800 ha i maksymalnej dopuszczalnej liczby turystów
18000 osób.
Biorąc pod uwagę długość nici milkovod terytorium osiedli istniejących oraz straconych,
ich nazwy i topografię miejscowości, dostępności dróg i kolei, przemysłu i innych w pobliżu
kompozycyjnego centrum strefy rekreacyjnej – Jeziora Jaworowskiego – przewidywane jest
utworzenie kompleksów:
1. Sektor Przydworcowy „Statki” („Korali”), wschodni brzeg (dworzec kolejowy
i autobusowy, kluby jachtowe z przystankiem, plaża z atrakcjami na wodzie, obiekty
usługowe etc.) dla 1480 osób, na obszarze 65,0 ha.
2. Krajobrazowy – kompleks rekreacyjny „Okilky – Las”, południowe wybrzeże (park
kultury etnicznej „Jaworiwszczyna” z centrum duchowym „Swiaszczenna Krynycia”,
kompleksy odpoczynku długoterminowego, plaży, obiekty usługowe etc.) dla 4500 osób,
na obszarze 310,0 ha.
Rys. 1. Kartograficzny model rekreacyjnej strefy Jaworowskiego jeziora
Pic. 1. Cartographic model of recreation zone of Jworowskie lake
83
Kopiy, Mokryy i in.
3. Krajobrazowy kompleks rekreacyjny „Wilszanycia”, na południowo-zachodnim wybrzeżu
(kompleks krótkoterminowego odpoczynku, kompleksy długoterminowego odpoczynku,
kompleksy sportowe, port, obiekty usługowe etc.) dla 5000 osób, z powierzchnią 195,0 ha.
4. Krajobrazowy kompleks rekreacyjny „Muryny – Zalużżia”, zachodnie wybrzeże
(kompleksy krótkoterminowego odpoczynku, kompleksy sportowe, łąka i park, obiekty
usługowe etc.). dla 2300 osób, z powierzchnią 95,0 ha.
5. Krajobrazowy kompleks rekreacyjny dla dzieci „Cebula – Nowy Jar”, północne wybrzeże
(kompleksy odpoczynku długoterminowego i krótkoterminowego dla dzieci, plaże dla
dzieci, obiekty usługowe etc.) dla 4800 osób, 120,0 ha.
Od strony trasy międzynarodowej „Lwów (Kijów) – Krakowets” zostaną założone pola
golfowe, bazy sportowe, centra rybołówstwa. Krajobrazowe kompleksy rekreacyjne obejmują
park rolnictwa „Roztocza”, istniejące i nowo tworzone obszary leśne, rezerwat ornitologiczny,
łąki i parki zalewów rzek (Szkło, Gnojeneć) – które uzupełniają niepowtarzalny krajobraz
terytorium „Roztocza”.
Jaworowskie jezioro położone jest w odległości 60 km od dużych miast takich jak Lwów
i Przemyśl, Jarosław. W odległości 30 km usytuowane są: Nemirów, Krakowiec, Gorodok,
Sudowa Wysznia, Mościska, a 10 km – Jaworów i Nowojaworowsk.
W obwodzie Lwowskim nie ma i nie będzie tak potężnego rekreacyjnego centrum
wodnego, jakim jest Jezioro Jaworowskie. W wypadku, gdyby się udało zapewnić
bezpiecznych warunków kąpania się liczba odpoczywających nie przekroczyłaby 30 tysięcy
osób.
Terytorium wokół jeziora nadaje się do wykorzystania w celach rolniczych. Najlepsza
perspektywa jego eksploatacji – to utworzenie regionalnego parku krajobrazowego
obejmującego:
• tereny rekreacyjne wokół jeziora 500 ha,
• wykorzystanie obszaru wysypisk 800 ha w celach myśliwskich,
• rezerwat ornitologiczny „Czołgyny”, 790 ha,
• sanatorium „Szkło”,
• zbiorniki wodne dla rybołówstwa rekreacyjnego i przemysłu rybnego.
Na terytorium kompleksu rekreacyjnego istnieją warunki dla świadczenia różnorakich
usług: plaże dla kąpania się, uprawianie wioślarstwa, kajakarstwa i żeglarstwa, pływania
podwodnego,
nurkowania,
lecznictwa
siarkowymi
wodami
o
różnej
koncentracji
i temperaturze, oraz wodą mineralną znaną „Naftusią”, rybołówstwo w stawach i płytkich
jeziorach, wycieczki do rezerwatu ornitologicznego i obserwacje rzadkich gatunków ptaków
84
Fitomelioracja krajobrazu technogennego...
za pomocą wideo techniki, wycieczki do krynicy i cerkwi w gminie Okilky, zbieranie
grzybów i jagód, łowiectwo w celu kontroli liczby dzikich zwierząt na podstawie specjalnego
zezwolenia.
Cały obszar, który poniósł rujnację, potrzebuje realizacji programów odnawialnych. Biorąc
pod uwagę fakt, że teren w pobliżu kopalni siarki i trzech istniejących wysypisk
zewnętrznych nie jest równinny, a przede wszystkim cechowany jest różnorakim poziomem
wysokości oraz określonym kątem nachylenia do jeziora, przeprowadzenie rolniczej
fitomelioracji nie wydaje się być potrzebne. Powstaje krajobraz o skomplikowanej strukturze
z pięknie określonymi formami, wśród których brakuje miejsc do działalności rolniczej.
I przede wszystkim wtedy, gdy zostanie sfinalizowane ostatnio intensyfikowane zdejmowanie
pokrycia roślinnego, oraz usytuowanie elementów reliefu sztucznego, które w dalszym ciągu
mogą zostać wykorzystane dla formowania geoplastyki krajobrazu parkowego.
MATERIAŁY I METODY
Przedmiotem badań porównawczych [Капустяник i in.2008] są fitomelioranty
syngenetyczne: trzcina pospolita (Phragmites australis), jaskier ostry (Ranunculus acris),
skrzyp polny (Equisetum arvense), mozga trzcinowata (Phalaroides arundinacea), wierzba iwa
(Salix caprea). Materiał badawczy pochodzi z obszarów podziemnego wytopu siarki (PWS)
na terenach przyległych do kopalni Jaworowskiej, próby kontrolne – z bliskich
nienaruszonych terytoriów. Ilościowe wyznaczenie pigmentacji przeprowadzone zostało
standardową metodą spektrofotometryczną. Działanie aparatu foto-syntetycznego zbadano za
pomocą foto-indukowanej fluorescencji chlorofilu. Aktywność mikoryzacji określono przez
liczbę zarodników w cm3 preparatu. Oceny wyników badań dokonano przez zastosowania
t-testu Studenta.
OMÓWIENIE WYNIKÓW
Wyniki wskazują na inaktywację fotosyntezy skutkiem utraty bilansu w kompleksie
pigmentowym. Zmiana zawartości pigmentu wpływa nie tylko na intensywność fotosyntezy,
lecz też na ogólny poziom metabolizmu, ruch asymilantów, syntezę substancji wzrostu.
Proces fitomelioracji terytorium Jaworowskiego rejonu górniczo-przemysłowego odbywa się
ekstensywnie
(naturalnie)
technogennej
terytorium
oraz
oraz
intensywnie
przywracając
(sztucznie)
obszarom
przeszkadzając
dewastowanym
degradacji
możliwości
wykorzystania ich w celach rekreacyjnych i gospodarczych.
Proces fitomelioracji to świadome działania mające na celu poprawę i tworzenie
wydajności ziemi przez produkowanie traw, krzewów oraz drzew będących kulturami
melioratywnymi. W warunkach pejzaży dewastowanych sformowanych w procesie rozwoju
85
Kopiy, Mokryy i in.
technicznego możemy obserwować wzrost skał podstawowych. Istnieją dwa sposoby
fitomelioracji: 1- ekstensywny (wzrost naturalny), 2- intensywny (sztuczny wzrost). Zwykle
występują równolegle i nie przeszkadzają sobie nawzajem.
Proces fitomelioracji naturalnej – samoodnowienia przebiega bez uczestnictwa człowieka
oraz faktycznie zawsze się odbywa, w jakichkolwiek warunkach. Praktyka świadczy, że
naturalna przestrzeń życiowa nie zostaje pustą, (rys. 2). Zasilają go określone formy
roślinności, związane z gruntowymi, klimatycznymi, hydrologicznymi warunkami. Odbywa
się w dwóch etapach: 1- syngenetyczny (początkowa adaptacja porody bez widocznej
konkurencji wśród roślin) oraz 2- endoekogenetyczny, który cechuje się widoczną
wewnętrzną oraz zewnętrzną konkurencją między gatunkami roślin, a także formowaniem
w ciągu trwałego okresu czasu stabilnych fitocenoz. Przy tym w dalszej perspektywie mogą
się pojawić ugrupowania właściwe dla określonego naturalnego obszaru klimatycznego.
Rys. 2. Naturalna fitomelioracja Jaworowskiego rejonu górniczo-przemysłowego
Pic. 2. Natural phytomelioration of mining-industrial Jaworowski Region
Fitomelioracja leśno-gospodarcza, którą trzeba tu przeprowadzać, realizowana jest przez
stworzenie kultur leśnych. Kultury leśne – to utworzone sztucznie przez sadzenie drzewnych
gatunków roślin na polach sadzeniowych. Stworzenie kultur leśnych – to aktywny proces
fitomelioratywny, który, oprócz funkcji tworzenia środowiska naturalnego, ma też znaczenie
leśno-gospodarcze. Kultury leśne tworzone są przez trzy metody: siew, sadzenie oraz
w sposób kombinowany wg specjalnych technologii. Przy sadzeniu wykorzystywane są
sadzonki wyprodukowane w rozsadnikach oraz siewki drzew i krzewów. Stworzenie kultur,
jego metoda oraz sposoby w sposób istotny uzależnione są od warunków odpowiednich
86
Fitomelioracja krajobrazu technogennego...
miejsca wzrastania. Leśne sadzenie fitomelioratywne przeprowadzane jest w słabo
zmienionych, silnie zmienionych oraz bardzo istotnie zmienionych warunkach i miejscach
wzrastania.
Wybór drzew i krzewów uwarunkowany jest szeregiem kryteriów. Podstawowym tu jest
kryterium odpowiedniości ich fizycznych cech oraz właściwości planowanego miejsca
sadzenia. Ponieważ optymalne warunki dla wykonania prac odnawialnych lub pielęgnujących
wysypisk są rzadko spotykane, trzeba prawidłowo przeprowadzić wybór gatunków, które się
dostosują do określonych warunków środowiska.
W środowisku naturalnym miejsca usytuowania w dużym stopniu warunkują określony
zbiór gatunków drzew i krzewów, tzw. typ roślinności. Właśnie one tworzą podstawę wyboru
do składu gatunku. Ujawnione na podstawie danych o naturalnej gatunkowej strukturze roślin
leśnych na określonym terytorium, gdzie przewidziane jest przeprowadzenie prac w celu
odnawiania wysypisk. Podobne dane są zamieszane na mapach fitosocjologicznych oraz
w procesie badań pokrycia roślinnego w miejscach ich wzrostu.
Przy wyborze gatunków wydaje się być bardzo istotna maksymalizacja ewentualnej
gatunkowej rozmaitości roślin odpowiadających określonym warunkom. Zapewnia to:
1. Optymalne wykorzystanie wszystkich warunków miejsc sadzenia.
2. Odporność roślin na czynniki zewnętrzne.
3. Maksymalna swoboda działania przy wykorzystaniu roślinności drzewnej i krzewnej.
Są to czynniki, które ograniczają możliwość zróżnicowania roślinności. Dla tego, więc,
rezygnacja z niektórych gatunków drzew i krzewów powinna być gruntownie uzasadniona.
Wśród tych czynników mogą się znaleźć: osobliwości sadzonki, jej wzrostu i rozwoju,
zwłaszcza na wczesnych etapach (bardzo szybki lub zbyt powolny), wpływ środowiska.
W fitomelioracji leśnej stosowane są tymczasowe gatunki, które są wykorzystywane
w określonym przedziale czasowym a potem są eliminowane. Wykorzystywane są też
sadzonki długoterminowe nie charakterystyczne dla tej miejscowości.
Tymczasowe sadzenie szybko rosnących roślin, które polepszają właściwości gruntu,
realizowane jest w celu stworzenia sprzyjających warunków na wczesnym etapie rozwoju
sadzonek. Będąc pionierami, pełnią one funkcje pomocnicze. Po kilku latach, kiedy
podstawowy skład nasadzeń drzew i krzewów osiągną już wystarczający poziom rozwoju, te
pionierskie rośliny są eliminowane. Na wysypiskach „Siarki” Jaworowskiej funkcje te pełnią
osika oraz akacja biała
W celu fito optymalizacji krajobrazów przemysłowych [Копій i in. 2009] utworzono
preparat mikoryzacji leśnego materiału sadzeniowego na bazie Suillus luteus, Amanita
87
Kopiy, Mokryy i in.
musraria, Tuber melanosporum oraz drożdży Torulopsis candida. Otrzymany mikoryzowany
materiał leśny wykorzystano przy formowaniu biogrup na obszarach dewastowanych.
Umożliwi to efektywne wykorzystanie trzech funkcji mikoryzy: troficznej (zapewnienie
roślinom wyżywienia i wody); hormonalno-informacyjnej (regulowanie oraz sprzyjanie
owocowaniu); komunikacyjnej (utworzenie skomplikowanych systemów ekologicznych).
Zapewni to endoekogenetyczne sukcesywne stadium fitomelioracji Jaworowskiego rejonu
górniczo-przemysłowego.
LITERATURA
Рудько Г.І., Шкіца Л.Є. 2001. Екологічна безпека та раціональне природокористування
в межах гірничопромислових і нафтогазових комплексів. –К., ЗАТ ”Нічлава”
Тільман Л., Ковальчук О. 1999. Екологія Львівщини 1998. Львів: Еней
Капустяник В., Корчак Ю., Мокрий В., Марутяк С. 2008. Оптико-спектральні методи
вимірювань морфофізіологічних параметрів фітомеліорантів техногенних ландшафтів
Яворівського гірничо-промислового району // Програма та збірник тез Міжнародної
конференції «Фізичні методи в екології, біології та медицині». 3–7 вересня 2008 року, ЛьвівВорохта, Україна. 92
Копій Л.І., Мокрий В.І., Оліферчук В.П. 2009. Експрес-тестування та оптимізація
фітомеліорантів девастованих ландшафтів Яворівського ГПР. / Захист навколишнього
середовища. Енергоощадність. Збалансоване прродокористування // Зб. матеріалів
І Міжнародного конгресу. – Львів: Видавництво Національного університету «Львівська
політехніка», 41–42
88
Wprowadzenie roślin na skarpy...
Marcin KUBUS, Grzegorz NOWAK, Małgorzata NOWAKOWSKA
WPROWADZANIE ROŚLIN NA SKARPY PRZYDROŻNE,
JAKO TERENY ZDEGRADOWANE
INTRODUCTION OF PLANTS INTO ROADSIDE ESCARPMENTS
REGARDED AS DEGRADED AREAS
Katedra Dendrologii i Kształtowania Terenów Zieleni, Zachodniopomorski Uniwersytet
Technologiczny w Szczecinie, [email protected]
Streszczenie Powstająca infrastruktura drogowa wyłącza z użytkowania oraz naturalnego funkcjonowania
tereny wzdłuż tras komunikacyjnych. W czasie budowy następuje duża ingerencja w naturalne środowisko, co
głównie dotyczy ukształtowania terenu, przekształcenia gleb oraz wpływu na stosunki wodne. Podczas
eksploatacji zagrożeniem dla pobliskich terenów są głównie: zanieczyszczenie gleby produktami spalania paliw
i zużywania asfaltu, wzrost zasolenia, zanieczyszczenie powietrza pyłami i gazami, wzrost natężenia hałasu.
Sposobem na zagospodarowywanie już zdegradowanych lub potencjalnie zagrożonych terenów przy drogach
jest wprowadzanie roślin. W pracy przedstawiono biologiczne i biologiczno-techniczne metody
zagospodarowywania skarp przy drogach, oraz zestawienie gatunków roślin, których cechy predestynują do
zastosowania na omawianych terenach.
Summary. During the construction process considerable interference in the natural environment occurs, which
mainly applies to the lie-of-the-land, soil transformation and the influence on the hydrographic conditions. The
existence and the development of road infrastructure is connected with the necessity of excluding the areas along
roads from use and disrupt their regular function. During the construction process considerable interference in
the natural environment occurs, which mainly applies to the lie-of-the-land, soil transformation and the influence
on the hydrographic conditions. During the operation period the main threats to the nearby areas generally
include: soil pollution caused by fuel combustion products and asphalt wear, an increase in salinity, air pollution
caused by dust and gases, an increase in noise levels. Introduction of plants is a method of developing degraded
or potentially threatened roadside areas. This article presents biological and biological-technical methods of
roadside escarpment development and a selection of plant species whose characteristics make them particularly
suitable for roadside areas.
Słowa kluczowe: zagospodarowanie skarp, dobór roślin, rekultywacja
Keywords: development of escarpments, selection of plants, recultivation
WSTĘP
Istnienie oraz rozwój infrastruktury drogowej wiąże się z koniecznością wyłączania
z użytkowania oraz naturalnego funkcjonowania terenów wzdłuż tras. Powodowane jest to
negatywnym oddziaływaniem szeregu czynników generowanych w trakcie powstawania oraz
w okresie funkcjonowania szlaku komunikacyjnego. W czasie budowy następuje duża
ingerencja
w
naturalne
środowisko,
co
głównie
dotyczy
ukształtowania
terenu,
przekształcenia gleb oraz wpływu na stosunki wodne. W okresie eksploatacji zagrożeniem dla
pobliskich terenów są głównie: zanieczyszczenie gleby produktami spalania paliw
i zużywania asfaltu, wzrost zasolenia, zanieczyszczenie powietrza pyłami i gazami, wzrost
natężenia hałasu. Problemem jest również likwidacja lub zubożenie siedlisk bytowania
zwierząt oraz ich fragmentaryzacja.
Sposobem na zagospodarowywanie już zdegradowanych lub potencjalnie zagrożonych
terenów przy drogach jest wprowadzanie roślin. Jednak muszą być one odpowiednio dobrane
pod względem pewnych cech gatunkowych, gdyż wtedy mogą niwelować negatywne
oddziaływanie ruchu samochodowego.
89
Kubus
Celem pracy jest przedstawienie obecnie stosowanych biologicznych i biologicznotechnicznych metod zagospodarowywania skarp przy drogach, oraz zestawienie gatunków
roślin, których cechy predestynują je do zastosowania na omawianych terenach.
METODY BIOLOGICZNEGO I BIOLOGICZNO-TECHNICZNEGO
ZAGOSPODAROWYWANIA SKARP
Metody biologicznego i biologiczno-technicznego zabezpieczania skarp znajdują coraz
większe zastosowanie w praktyce i stale są rozwijane dzięki inżynierii ekologicznej
i biotechnologii. Łączą w sobie zagadnienia nie tylko z dziedzin architektury krajobrazu
i ogrodnictwa, ale także z zalesiania gruntów porolnych i zadrzewiania terenów
zdegradowanych. Zadania powstających konstrukcji biotechnicznych to przekształcanie,
przejęcie lub osłabienie sił występujących w przyrodzie. Do osiągnięcia tego celu
wykorzystywane są rośliny o odpowiednich właściwościach, czyli tzw. genetycznej
sprawności biotechnicznej oraz grunt, którego parametry mechaniczne poprawia zastosowanie
roślin. Podstawowymi zaletami konstrukcji biotechnicznych są: przywracanie naturalnej
równowagi do środowiska naturalnego i podnoszenie wartości krajobrazowo-ekologicznej
terenu (Begemann i Schiechtl 1999).
Zagospodarowanie ciągów komunikacyjnych
Cechą każdej budowli biotechnicznej jest to, że nie osiąga pełnej skuteczności zaraz po jej
wykonaniu i od powstania przechodzi przez 3 kolejne fazy:
• faza inicjalna (zapoczątkowanie procesów biologicznych)
• faza
stabilizacji
(wykonywane
są
zabiegi
pielęgnacyjne,
regulacja
konkurencji
międzygatunkowej i osobniczej)
• faza trwała (osiągnięta dynamiczna równowaga biologiczna)
Rośliny mogą być wykorzystywane do zagospodarowywania skarp przy drogach, jeżeli są
dobrane do lokalnych i specyficznych warunków siedliskowych oraz mają pożądane cechy
użytkowe. Największym problemem związanym z doborem do siedliska jest to, że podłoże
stanowią grunty nasypowe ubogie w materię organiczną okresowo narażone na niedobory
wilgoci i często nadmiernie nasłonecznione. Ponadto mogą mieć one skrajnie różny odczyn
gleby. Stąd też rośliny muszą znosić ubogie stanowisko (tab. 1), kwaśne lub zasadowe
podłoże (tab. 2, 3), być odporne na zasolenie (tab. 4) i zanieczyszczenia powietrza. Skarpy to
tereny narażone na erozję, dlatego rośliny na nie stosowane powinny umacniać podłoże przez
rozłogi, odrosty korzeniowe, zakorzeniające się pędy, cechować się szybkim wzrostem,
dobrze, gdy mają zdolności fitoremediacyjne. Ważne jest również, by dobierać rośliny niskie
i średniowysokie, gdyż skarpy narażone są na negatywne oddziaływanie wiatru.
90
Wprowadzenie roślin na skarpy...
Należy mieć świadomość tego, że w terenach zurbanizowanych wskazane jest stosowanie
roślin ozdobnych, np. z liści, pędów, korowiny, czy w okresie kwitnienia i owocowania,
a w terenach otwartych rośliny rodzime. Na przykład na terenach wzdłuż autostrad i dróg
szybkiego ruchu stosuje się wiele, cennych gatunków roślin ozdobnych uprawianych
w ogrodach i parkach, zapominając o dostosowaniu ich do warunków siedliskowych. Pomija
się także gatunki rodzime, doskonale komponujące się w otaczający krajobraz (Wolski
2009a).
Dobór roślin na skarpy powinien uwzględniać ich lokalizację oraz możliwości techniczne
i finansowe późniejszej pielęgnacji zieleni.
Metody
biologicznego
i
biologiczno-technicznego
zagospodarowywania
skarp
uwzględniają zastosowanie traw, roślin zielnych i drzewiastych.
METODY Z UŻYCIEM TRAW I ROŚLIN ZIELNYCH TO:
• metoda siewu tradycyjnego;
• metoda darniowania;
• metoda z zastosowaniem biowłókniny;
• metoda umacniania powierzchni geosyntetykami;
• metoda hydrosiewu.
Metoda siewu tradycyjnego. Jest to metoda prosta w wykonaniu, niskokosztowa, nie
wymagająca stosowania specjalistycznego sprzętu. Kolejne etapy prac to: nawiezienie gleby
urodzajnej (humusowanie), wysiew nasion, wałowanie i grabienie. Do istotnych wad tej
metody należy praktyczny brak zabezpieczenia przed erozją wodną w początkowym okresie
wzrostu roślin (ryzyko wymywania lub zatapiania nasion), jak także ryzyko przesuszenia
nasion spowodowane szybką utratą wilgotności gleb (konieczność systematycznego
podlewania). W razie niesprzyjających warunków pogodowych siew często musi być
powtarzany. Według Wolskiego (2009b) metoda siewu tradycyjnego ma praktyczne
uzasadnienie na niewielkich skarpach o małym nachyleniu. Wymagane jest stosowanie
odpowiednich mieszanek gatunków traw.
Metoda darniowania pozwala na uzyskanie szybkiego wizualnego efektu zazielenienia
i zabezpiecza przeciwerozyjnie wierzchnią warstwę skarpy. Wady tej metody wynikają przede
wszystkim z trudności w rozłożeniu darni na skarpie. W tym celu przy nachyleniu skarpy
większym niż 1:2 darń mocowana jest kołkami lub szpilkami, a przy nachyleniu 1:1,5 – 1:0,5
stosowane jest tzw. darniowanie na rąb, lub w tzw. kratę z wolnymi przestrzeniami obsianymi
trawą (Kubus i Nowakowska 2009, Wolski 2009b). Istnieje duże ryzyko nieprzyjęcia
warunków glebowych przez darninę, m.in. na skutek niestarannego rozłożenia darni. Po
91
Kubus
ułożeniu darni wymagana jest systematyczna kontrola wilgotności gleby i w razie potrzeby
podlewanie, a także czasem dodatkowe humusowanie. Darniowanie ma zastosowanie tylko na
niewielkich powierzchniach, w których funkcja ochronna gruntu jest ważniejsza niż
stabilizacja jego głębszych warstw (Wolski 2009b).
Metoda z zastosowaniem biowłókniny, z nasionami traw i sorbentem wilgoci. Biowłóknina
to biodegradowalna mata z włókna bawełnianego, włókien bawełniano-podobnych,
kokosowego i in., z równomiernie rozmieszczonymi w czasie produkcji nasionami traw.
Zaletami tej metody są pełne przeciwerozyjne zabezpieczenie skarpy i możliwość etapowania
wykonywanych prac. Niewątpliwie zastosowanie biowłókniny zapewnia wyższą skuteczność
w stosunku do siewu tradycyjnego; łatwiej także o dobór gatunków i odmian traw do
warunków glebowych i cech skarpy. Biowłóknina ogranicza rozwój chwastów i zazwyczaj po
roku ulega pełnej degradacji. Wadami są: pracochłonność, wysoki koszt biowłókniny,
konieczność humusowania oraz kłopotliwa pielęgnacja, zwłaszcza podlewanie (Cholewiński
2003). Wolski (2009b) zwraca uwagę, że maty gromadząc znaczne ilości wody, pod jej
ciężarem często zwijają się i osuwają. Mata także po namoczeniu rozciąga się, a po
wyschnięciu kurczy, a proces jej rozkładu często wydłuża się do kilku lat.
Metoda z zastosowaniem geosyntetyków, geosiatek różnych systemów, np. GEOWEB,
NEOWEB,
TENSAR.
Daje
możliwość
pełnego
przeciwerozyjnego
zabezpieczenia
i wzmocnienia skarpy, pod warunkiem wysokiej staranności wykonania. Jest to bardzo
pracochłonna metoda, o wysokim koszcie wykorzystywanych geosyntetyków. Niezabezpiecza
ona warstwy ziemi przed utratą wody, a nierozkładalność włókien sztucznych jest szczególnie
mocno krytykowana.
Metoda hydrosiewu. Polega na hydromechanicznym nanoszeniu na powierzchnię gruntu
mieszaniny komponentów tj.: ciecz (nośnik wszystkich elementów, najczęściej jest to woda),
mieszanina nasion traw i roślin motylkowych, różnego rodzaju substancje: użyźniające
podłoże (nawozy), poprawiające strukturę podłoża i ochraniające jego powierzchnię i siewki
(zazwyczaj są to ściółki), zabezpieczające powierzchnię przed erozją i wysychaniem
(preparaty chemiczne) – Wolski (2009b). W skład mieszanki wchodzą rośliny ochronne
(gorczyca biała, nostrzyk biały i rajgras angielski), darniotwórcze (różne gatunki kostrzewy –
tab. 1, wiechlina łąkowa i mietlica pospolita) i domieszkowe. Hydrosiew nie wymaga
przeprowadzenia większych prac wstępnych i zapewnia przeciwerozyjne zabezpieczenie
skarp. Bardzo dobrze sprawdza się przy zazielenianiu skarp, poboczy i składowisk odpadów
przemysłowych. Zaletami są także łatwość doboru gatunków i odmian traw do warunków
glebowych i cech skarpy i możliwość wykorzystania osadów ściekowych (Cholewiński
92
Wprowadzenie roślin na skarpy...
2004). Hydrosiew jest obecnie uważany za najbardziej skuteczną, szybką i najtańszą metodę.
Wadami jest to, że wymaga użycia specjalistycznego sprzętu i nie nadaje się do zastosowania
na małych powierzchniach. Wolski (2009b) zaleca stosowanie humusowania przed
wykonaniem hydrosiewu, zwracając przy tym uwagę, że na jałowych glebach nie zabezpiecza
on dostatecznie skarp przed erozją.
METODY Z UŻYCIEM DRZEW I KRZEWÓW
Metoda zadrzewienia i zakrzewienia. Ta od dawna znana metoda jest u nas niestety rzadko
stosowana, natomiast często jest wykorzystywana w krajach górzystych, o dużej ilości
i intensywności opadów (Szwajcaria, Austria, Włochy). Podstawową cechą nasadzeń jest ich
gęstość, która średnio wynosi od 3 000 do 5 000 szt./ha. Rozstawa roślin zależy od cech
wprowadzanego gatunku lub odmiany, techniki i warunków uprawy. Skrajnie rozstawa bardzo
gęsta to od 8 000 do 10 000 szt. roślin/ha, a luźna – od 1000 do 3 000 szt./ha (Florineth 2004).
Przy formowaniu skarp należy dążyć do uzyskania płaskich zaokrąglonych profili (Neufert
2000). Stosowane są sposoby indywidualnego zabezpieczania drzew, profilowanie skarpy,
pozostawianie mis na wodę wokół roślin. Niezbędne jest wykonanie odwodnienia skarpy. W
tabelach 1–4 przedstawiono zestawienia roślin, w tym krzewów o pożądanych cechach
użytkowych, przydatnych do obsadzania skarp o różnych warunkach siedliskowych.
Początkowa kosztochłonność (cena dużej liczby roślin) i pracochłonność (pielęgnacja
przez kilka pierwszych lat) metody z upływem lat, w miarę wzrostu roślin i uzyskiwania
równowagi biologicznej, zdecydowanie spada, aż do braku ponoszonych kosztów utrzymania
skarpy. Wymagana jest staranność i właściwa pielęgnacja roślin oraz nawożenie; dobre efekty
daje zastosowanie hydrożeli podczas sadzenia oraz w miarę możliwości stosowanie
mikoryzowanych sadzonek.
Wykonywane są także umocnienia skarp podrostem wiklinowym (wierzbowym),
wykorzystując do tego celu pędy wikliny o średnicy w odziomku 1–3 cm i długości 0,3–0,5
m. Wykorzystuje się do tego celu następujące gatunki wierzb: białą, amerykańską, wiciową,
ostrolistną, purpurową i rozłogową (Salix alba, S. americana, S. viminalis, S. acutifolia, S.
purpurea, S. repens). Sadzonki (zrzezy) sadzi się na głębokość 0,25–04 m, w rzędach co
0,3–0,6 m i 0,3 m odstępach w rzędzie.
Metoda faszynowania (martwą i żywą faszyną). Faszyną żywą lub martwą umacnia się
strome zbocza, o nachyleniu przekraczającym kąt stoku naturalnego, na których pokrywa
roślinna z trudem się utrzymuje (Neufert 2000). Faszynę zwykle stanowi wiązka z pędów
wikliny, zazwyczaj z wierzb: wiciowej migdałowej, purpurowej, amerykańskiej o 2–3 cm
średnicy przy odziomku i długości ok. 3 m. W leśnictwie wykorzystuje się także faszynę
z dębu, grabu, leszczyny, olszy brzozy, buka, a nawet sosny i świerka.
93
Kubus
Oprócz faszyny do tworzenia konstrukcji zabezpieczającej wykorzystuje się okrąglaki,
żerdzie, kołki wegetatywne i zwykłe, paliki, a do wiązania – drut lub witki wierzb. Najlepsze
do celów konstrukcyjnych jest drewno robinii białej, dębu szypułkowego, modrzewia
europejskiego, sosny pospolitej lub sosny czarnej, o około 10–15 letniej trwałości (Florineth
2004).W zależności od warunków skarpy tworzone są różne systemy faszynady – płotki,
ściółki faszynowe, materace faszynowe, walce faszynowo-kamienne itp. Żywa faszyna,
stanowi przedplon pod późniejsze docelowe drzewa liściaste. Stosowane są różne sposoby
przygotowania miejsc do nasadzeń w postaci tzw. ściany prowadzącej (zapory z okorowanych
drewnianych bali), rusztu nachylonego (konstrukcji z drewnianych bali), skrzyń siatkowokamiennych (gabionów) i systemy prefabrykatów betonowych, pełnych lub ażurowych,
z pozostawionymi szczelinami między elementami do sadzenia roślin (Kubus, Nowakowska
2009).
Metoda LBE (wg J. Hoffmanna) określana jako biologiczno-statyczna, jest bardzo rzadko
stosowana w Polsce. Polega na pokryciu skarpy specjalną warstwą mieszanki grubości od 0,5
do 2 m o składzie: 30% iłów bentonitowych, 50–70% piasku i 3% humusu. Warstwa po
zagęszczeniu stanowi podłoże do uprawy gęsto sadzonych (w rozstawie 0,2m×0,2m)
sadzonek wierzb, np. wierzby rozłogowej. Po przycięciu, rośliny rozrastają się, okrywając
skarpę zielonym kobiercem (Wolski 2009b, za Haber i in. 2003).
WYKAZ ROŚLIN POLECANYCH NA SKARPY PRZYDROŻNE
Przykłady roślin do stosowania na zdegradowane przydrożne skarpy opracowano na
podstawie analiz własnych oraz literatury [Bugała 2000, Czekalski 1997, Grabowska, Kubala
2005, 2006, Marcinkowski 1991, Marczyński 2008, Mirek i in. 2002, Seneta, Dolatowski
2008, Kubus, Nowakowska 2009, Katalog roślin – drzewa, krzewy, byliny polecane przez
Związek Szkółkarzy Polskich 2006, Zielony podręcznik – kompletny asortyment dla
publicznych terenów zieleni 2008].
PODSUMOWANIE
Metody biologicznego i biologiczno-technicznego zagospodarowania zdegradowanych
skarp przydrożnych spełniają obok funkcji technicznych (przeciwerozyjnych), także
ekologiczne (zwiększenie bioróżnorodności, oddziaływanie fitoremediacyjne), krajobrazowe
i estetyczne.
Wybór metody musi być poprzedzony przede wszystkim rozpoznaniem warunków
siedliskowych na skarpie. Do osiągnięcia fazy trwałej, czyli osiągnięcia równowagi
biologicznej skarpy, wykorzystywane są różne technologie i materiały zapewniające
stabilizację skarpy oraz polepszające warunki dla wzrostu roślin. Rośliny o pożądanych
94
Wprowadzenie roślin na skarpy...
cechach użytkowych wykorzystywane do zagospodarowywania skarp przy drogach, powinny
być dobrane do lokalnych i specyficznych warunków siedliskowych oraz wkomponowane
w otaczający krajobraz.
LITERATURA
Begemann W., Schiechtl H.M. 1999. Inżynieria ekologiczna w budownictwie wodnym i ziemnym.
Arkady, Warszawa
Bugała W. 2000. Drzewa i krzewy dla terenów zieleni. PWRiL, Warszawa
Cholewiński B. 2003. Porównanie metod zazieleniania skarp i nasypów ziemnych. Mat. konf.
Obwałowania cieków wodnych i poboczy szlaków komunikacyjnych. Problemy przyrodniczotechniczne, red. Patrzałek A., Pozii M., Instytut Podstaw Inżynierii Środowiska PAN, Zabrze,
115-124
Cholewiński B. 2004. Hydroobsiew – nowoczesna i ekonomiczna metoda zabezpieczania
i zazieleniania nasypów i skarp. Magazyn Autostrady 1–2/2004, 52–54
Czekalski M. 1997. Drzewa i krzewy ozdobne wytrzymałe na suszę. III Szkółkarska Konferencja
Naukowa „Poprawa zdrowotności i jakości drzew i krzewów ozdobnych”. Skierniewice, Instytut
Sadownictwa i Kwiaciarstwa, Polskie Towarzystwo Nauk Ogrodniczych, 1997, 15–29
Florineth F. 2004. Pflanzen statt beton. Handbuch zur Ingenieurbiologie und Vegetationstechnik.
Patzer Verlag, Berlin-Hannover
Grabowska B., Kubala T. 2006. Byliny okrywowe i runa leśnego. Officina Botanica, Kraków
Grabowska B., Kubala T. 2005. Byliny rabatowe. Officina Botanica, Kraków
Kubus M., Nowakowska M. 2009. Systemy umacniania skarp z wykorzystaniem roślin. W: Zieleń
Miast i Wsi, Techniki i technologie dla terenów zieleni, red. Drozdek M., Wojewoda I, Purcel A.,
Sulechów-Kalsk, 94–108
Marcinkowski J. 1991. Byliny ogrodowe. PWRiL, Warszawa
Marczyński Sz. 2008. Clematis i inne pnącza ogrodowe. MULTICO Oficyna Wydawnicza, Warszawa
Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H., Zając A., Zając M. 2002 Flowering plants and pteridophytes of
poland a checklist. Krytyczna lista roślin naczyniowych Polski. W: Szafer Institute of Botany,
Polish Academy of Sciences, Kraków
Neufert E. 2000 Podręcznik projektowania architektoniczno-budowlanego. Arkady, Warszawa
Seneta W., Dolatowski J. 2008. Dendrologia. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa
Wolski K. 2009a. Zieleń dróg i autostrad w aspekcie ochrony i kształtowania krajobrazu. Nauka Przyr.
Technol. 3, 1–61, Poznań
Wolski K. 2009b. Porównanie biologicznych metod zabezpieczania skarp przed erozją – wnioski
praktyczne z budowy dróg i autostrad w Polsce. W: Zieleń miast i wsi współczesna i zabytkowa,
Techniki i technologie dla terenów zieleni, red. Drozdek M., Wojewoda I., Purcel A., SulechówKalsk: 109–116
Katalog roślin – drzewa, krzewy, byliny polecane przez Związek Szkółkarzy Polskich. Agencja
Promocji Zieleni, Warszawa, 2006
Zielony podręcznik – kompletny asortyment dla publicznych terenów zieleni. BOT&HORTORUS,
2008
95
Kubus
Tab. 1. Rośliny na skarpy znoszące suche i ubogie stanowiska o pożądanych cechach użytkowych
Tab. 1.Plants for escarpments that tolerate poor positions of desired functional character
Nazwa łacińska
1
Trawy
Festuca arundinacea
Festuca rubra
Festuca rubra trichophylla
Poa pratensis
Festuca ovina
Festuca heterophylla
Lolium perenne
Miscanthus sp.
Byliny
Sinapsis alba
Melilotus alba
Campanula glomerata
Centaurea dealbata
Centaurea jacea
Centaurea phrygia
Cerastium tomentosum
Geranium sanguineum
Iberis sempervirens
Knautia arvensis
Leucanthemum vulgare
Lotus corniculatus
Nepeta fassenii
Polygonum affine
Potentilla reptans
Salvia nemorosa
Sanguisorba officinalis
Sedum sp.
Sempervivum sp.
Stachys byzantina
Krzewy iglaste
Juniperus ‘Blue Carpet’
Juniperus communis ‘Green Carpet’
Juniperus communis ‘Repanda’
Juniperus communis ’Hornibrookii’
Juniperus conferta ‘Schlager’
Juniperus horizontalis ‘Blue Chip’
Juniperus horizontalis ‘Prince of Wales’
Juniperus sabina ‘Tamariscifolia’
Microbiota decusata
Pinus mugo ‘Pumilo’
Pinus mugo var. mugo
Taxus baccata ‘Repandens’
Krzewy liściaste
Amelanchier sp.
Amorpha fruticosa
Berberis thunbergii
Berberis thunbergii ‘Green Carpet’
Calluna vulgaris
Caragana sp.
Celastrus orbiculatus
Colutea arborescens
Cotinus coggygria
Crataegus sp.
Cytisus scoparius
Calluna vulgaris
96
Nazwa polska
2
Kostrzewa trzcinowa
Kostrzewa czerwona
Kostrzewa czerwona rozłogowa
Wiechlina łąkowa
Kostrzewa owcza
Kostrzewa różnolistna
Życica trwała
Miskant sp.
Gorczyca biała
Nostrzyk biały
Dzwonek skupiony
Chaber białawy
Chaber łąkowy
Chaber austriacki
Rogownica kutnerowata
Bodziszek czerwony
Ubiorek wieczniezielony
Świerzbnica polna
Złocień zwyczajny
Komonica zwyczajna
Kocimiętka Fassena
Rdest pokrewny
Pięciornik rozłogowy
Szałwia omszona
Krwiściąg lekarski
Rozchodnik sp.
Rojnik sp.
Czyściec wełnisty
Jałowiec odm. Blue Carpet
Jałowiec pospolity odm. Green Carpet
Jałowiec pospolity odm. rozpostarta
Jałowiec pospolity odm. Hornibrookii
Jałowiec płożący odm. Schlager
Jałowiec płożący odm. Blue Chip
Jałowiec płożący odm. Prince of Wales
Jałowiec sabiński odm. Tamariscifolia
Mikrobiota syberyjska
Sosna kosodrzewina odm. Pumilo
Sosna kosodrzewina
Cis pospolity odm. Repandens
Świdośliwa
Amorfa krzewiasta
Berberys Thunberga
Berberys Thunberga ‘Green Carpet’
Wrzos pospolity
Karagana
Dławisz okrągłolistny
Moszenki południowe
Perukowiec podolski
Głóg
Żarnowiec miotlasty
Wrzos pospolity
Wprowadzenie roślin na skarpy...
Nazwa łacińska
1
Chaenomeles speciosa ‘Simonii’
Clematis ‘Paul Farges’
Clematis ‘Praecox’
Clematis vitalba
Cotoneaster ‘Coral Beauty’
Cotoneaster ‘Eichholz’
Cotoneaster ‘Skogholm’
Cotoneaster ‘Ursynów’
Cotoneaster hjelmqvistii
Cotoneaster horizontalis
Cotoneaster lucidus
Cotoneaster microphyllus
Cotoneaster nanshan
Cotoneaster perpusillus
Cotoneaster salicifolius ‘Park Teppich’
Cytisus decumbens
Elaeagnus sp.
Euonymus europaeus
Euonymus verrucosus
Halimodendron halodendron
Fallopia baldschuanica
Hippophaë rhamnoides
Hypericum ‘Buttercup’
Hypericum ‘Hidcote’
Hypericum calycinum
LAVANDULA ANGUSTIFOLIA
Ligustrum vulgare ‘Lodense’
Lonicera japonica
Lycium barbarum
Potentilla fruticosa ‘Elizabeth’
Potentilla fruticosa ‘Goldfinger’
Potentilla fruticosa ‘Goldstar’
Potentilla fruticosa ‘Goldteppich’
Potentilla fruticosa var. mandschurica
Prunus pumila var. depressa
Prunus spinosa
Rhus typhina
Rosa ´rugotida ’Defender’
Rosa canina
Rosa centifolia
Rosa multiflora
Rosa nitida
Rosa pimpinellifolia
Rosa rubiginosa
Rosa rugosa
Rosa rugosa ‘Adam Chodun’
Rosa rugosa ‘Dagmar Hastrup’
Rosa rugosa ‘Frühlingsduft’
Rosa rugosa ‘Hansa’
Rosa rugosa ‘Hansaland’
Rosa rugosa ‘Moje Hammarberg’
Salix purpurea
Salix purpurea ‘Nana’
Salix repens
Salix repens ‘Nitida’
Spiraea ‘Grewsheim’
Spiraea albiflora
Spiraea betulifolia
Spiraea chamaedryfolia
Nazwa polska
2
Pigwowiec odm. Simonii
Powojnik Paul Farges
Powojnik odm. Praecox
Powojnik pnacy
Irga odm. Coral Beauty
Irga odm. Eichholz
Irga odm. Skogholm
Irga odm. Ursynów
Irga miseczkowata
Irga pozioma
Irga błyszcząca
Irga drobnolistna
Irga wczesna
Irga karłowata
Irga wierzbolistna odm. Park Teppich
Szczodrzeniec płożący
Oliwnik
Trzmielina europejska
Trzmielina brodawkowata
Słonisz srebrzysty
Rdestówka Auberta
Rokitnik pospolity
Dziurawiec odm. Buttercup
Dziurawiec odm. Hidcote
Dziurawiec kielichowaty
Lawenda wąskolistna
Ligustr pospolity odm. Lodense
Wiciokrzew japoński
Licyna pospolita (kolcowój szkarłatny)
Pięciornik krzewiasty odm. Elizabeth
Pięciornik krzewiasty odm. Goldfinger
Pięciornik krzewiasty odm. Goldstar
Pięciornik krzewiasty odm. Goldteppich
Pięciornik krzewiasty odm. mandzurska
Śliwa karłowa odm. płożąca
Śliwa tarnina
Sumak octowiec
Róża rugotida odm. Defender
Róża dzika
Róża stulistna
Róża wielokwiatowa
Róża błyszcząca
Róża gęstokolczasta
Róża rdzawa
Róża pomarszczona
Róża pomarszczona odm. Adam Chodun
Róża pomarszczona odm. Dagmar Hastrup
Róża pomarszczona odm. Frühlingsduft
Róża pomarszczona odm. Hansa
Róża pomarszczona odm. Hansaland
Róża pomarszczona odm. Moje Hammarberg
Wierzba purpurowa
Wierzba purpurowa odm. Nana
Wierzba płożąca
Wierzba płożąca odm. Nitida
Tawuła odm. Grewsheim
Tawuła białokwiatowa
Tawuła brzozolistna
Tawuła ożankolistna
97
Kubus
Nazwa łacińska
1
Spiraea decumbens
Spiraea densiflora
Spiraea japonica ‘Anthony Waterer’
Spiraea japonica ‘Crispa’
Spiraea japonica ‘Dart’s Red’
Spiraea japonica ‘Froebelii’
Spiraea japonica ‘Golden Princess’
Spiraea japonica ‘Goldflame’
Spiraea japonica ‘Goldmund’
Spiraea media
Spiraea menziesii
Spiraea nipponica ‘June Bride’
Spiraea nipponica ‘Snowmound’
Spiraea prunifolia
Spiraea salicifolia
Stephanandra incisa ‘Crispa’
Symphoricarpos albus
Symphoricarpos ´chenaultii ‘Hancock’
Symphoricarpos ´dorenbosii ‘White Hedge’
Symphoricarpos ´dorenbosii ‘Magic Berry’
Symphoricarpos orbiculatus
Syringa vulgaris
Tamarix sp.
Viburnum lantana
Nazwa polska
2
Tawuła rozesłana
Tawuła gęstokwiatowa
Tawuła japońska odm. Anthony Waterer
Tawuła japońska odm. Crispa
Tawuła japońska odm. Dart’s Red
Tawuła japońska odm. Froebelii
Tawuła japońska odm. Golden Princess
Tawuła japońska odm. Goldflame
Tawuła japońska odm. Goldmund
Tawuła średnia
Tawuła Menziesa
Tawuła nippońska odm. June Bride
Tawuła nippońska odm. Snowmound
Tawuła sliwolistna
Tawuła wierzbolistna
Tawulec pogięty odm. Crispa
Śnieguliczka biała
Śnieguliczka Chenaulta odm. Hancock
Śnieguliczka Dorenbosa odm. White Hedge
Śnieguliczka Dorenbosa odm. Magic Berry
Śnieguliczka koralowa
Lilak pospolity
Tamaryszek
Kalina hordowina
Tab. 2. Krzewy na skarpy preferujące gleby o odczynie kwaśnym o pożądanych cechach użytkowych
Tab. 2. Shrubs for escarpments that prefer acidic soil with desirable functional
Nazwa łacińska
1
Berberis thunbergii
Calluna vulgaris
CYTISUS SCOPARIUS
Frangula alnus
Ledum palustre
Lonicera caerulea
Mahonia aquifolium
Myrica gale
Rosa rugosa
Rhus typhina
SAMBUCUS RACEMOSA
Spiraea ×pseudosalicifolia
Spiraea salicifolia
Syringa reflexa
Vaccinium sp.
Viburnum sp.
98
Nazwa polska
2
Berberys Thunberga
Wrzos pospolity
Żarnowiec miotlasty
Kruszyna pospolita
Bagno zwyczajne
Suchodrzew siny
Mahonia pospolita
Woskownica europejska
Róża pomarszczona
Sumak octowiec
Bez koralowy
Tawuła nibywierzbolistna
Tawuła wierzbolistna
Lilak zwisły
Borówka
Kalina – większość gatunków
Wprowadzenie roślin na skarpy...
Tab.3. Rośliny na skarpy preferujące gleby o odczynie zasadowym o pożądanych cechach użytkowych
Tab. 3. Plants for escarpments that prefer alkaline soils of desired functional character
Nazwa łacińska
1
Krzewy iglaste
Pinus mugo
Taxus baccata
Krzewy liściaste
Berberis sp. (poza B. thunbergii)
Buddleja sp.
Chaenomeles sp.
Clematis sp.
Colutea arborescens
Cornus mas
Cornus sanguinea
Corylus sp.
Cotinus coggygria
Cotoneaster sp.
Crataegus sp.
Elaeagnus sp.
Euonymus europaeus
Forsythia sp.
Hippophaë rhamnoides
Lavandula angustifolia
Ligustrum sp.
Lonicera sp. (z wyjątkiem L. caerulea)
Philadelphus sp.
P. spinosa
Pyracantha coccinea
Rhus typhina
Ribes alpinum
Nazwa polska
2
Sosna górska
Cis pospolity (odm. krzewiaste)
Berberys
Buddleja
Pigwowiec
Powojnik
Moszenki południowe
Dereń jadalny
Dereń świdwa
Leszczyna
Perukowiec podolski
Irga
Głóg
Oliwnik
Trzmielina europejska
Forsycja
Rokitnik pospolity
Lawenda waskolistna
Ligustr
Suchodrzew
Jaśminowiec
Śliwa tarnina
Ognik szkarłatny
Sumak octowiec
Porzeczna skalna
Tab. 4. Rośliny na skarpy odporne na zasolenie o pożądanych cechach użytkowych
Tab. 4. Salt tolerant plants for escarpments of desired functional character
Nazwa łacińska
1
Krzewy iglaste
Juniperus virginiana
Krzewy liściaste
Amorpha fruticosa
Caragana arborescens
COTINUS COGGYGRIA
ELAEAGNUS ANGUSTIFOLIA
ELAEAGNUS COMMUTATA
Halimodendron halodedron
Hippophaë rhamnoides
Lycium barbarum
Ribes aureum
Ribes uva-crispa
Rosa rugosa
Rosa ×rugotida ‘Defender’
Sambucus nigra
Sophora japonica
Tamarix parviflora
Nazwa polska
2
Jałowiec wirginijski
Amorfa krzewiasta
KARAGANA SYBERYJSKA
PERUKOWIEC PODOLSKI
OLIWNIK WĄSKOLISTNY
OLIWNIK SREBRZYSTY
Słonisz srebrzysty
Rokitnik zwyczajny
Kolcowój pospolity
Porzeczka złota
Porzeczka agrest
Róża pomarszczona
Róża ‘Defender’
Bez czarny
Szupin chiński
Tamaryszek drobnokwiatowy
99
Ocena właściwości mieszanki...
Marcin KUBUS 1),Teresa WOJCIESZCZUK2), Ryszard MALINOWSKi 2), Edward MELLER 2)
OCENA WŁAŚCIWOŚCI MIESZANKI KAMIENNO-GLEBOWEJ
HYDRALIT FIRMY TEGRA I JEJ ZASTOSOWANIE W UPRAWIE
DRZEW NA TERENACH ZURBANIZOWANYCH
EVALUATION OF PROPERTIES OF STRUCTURAL SOIL HYDROLIT
PRODUCED BY TEGRA AND ITS APPLICATION FOR TREE
CULTIVATION ON URBAN AREAS
1)
Katedra Dendrologii i Kształtowania Terenów Zieleni,
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
2)
Zakład Gleboznawstwa, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
STRESZCZENIE Zdegradowanie środowiska glebowego na terenach zurbanizowanych, przejawia się przede
wszystkim w nadmiernym zagęszczeniu gleby, co dla drzew jest wysoce szkodliwe i wiąże się z niską
zawartością tlenu, wysoką zawartością dwutlenku węgla, wysokim oporem mechanicznym i niską zawartością
makroporów. Jednym ze sposobów poprawy warunków wzrostu korzeni drzew jest stosowanie mieszanek
kamienno-glebowych, które poprawiają właściwości powietrzno-wodne gleb, jednocześnie stanowiąc
podbudowę nawierzchni utwardzonych. W pracy przedstawiono wyniki oceny właściwości mieszanki kamiennoglebowej Hydralit ZN i Hydralit ZU firmy tegra i zastosowanie w uprawie drzew na terenach zurbanizowanych.
Przeprowadzone badania wykazały, że mieszanki składają się głównie z frakcji >1mm (72–81%) i frakcji
mniejszych od 1 mm o uziarnieniu piasku gliniastego lekkiego. Części ziemiste mieszanek charakteryzują się
odczynem zasadowym niewielką zawartością węglanu wapnia, materii organicznej od 2,02 do 4,53%, bardzo
wysoką zasobnością w łatwo przyswajalny magnez, wysoką w potas oraz niską bądź średnią w fosfor. Stężenia
metali ciężkich nie stanowią zagrożenia dla środowiska glebowego i są typowe dla gleb mineralnych. Mieszanki
Hydralit ZN i ZU pod względem składu chemicznego nie odbiegają od innych tego typu substratów i mogą być
stosowane z powodzeniem w terenach miejskich.
SUMMARY Degraded soil environment of urban areas is manifested, first of all, in excessive soil density,
which is highly harmful to trees and results in a low oxygen content, a high content of carbon dioxide, a high
mechanical resistance and a low amount of macropores. One of the methods improving the conditions of tree
roots growth is the application of structural soil, which contributes to the improvement of air-water soil
properties and simultaneously may be used under hardened surfaces. This paper presents the results of
determining the properties of structural soil: Hydrolit ZN and Hydrolit ZU, produced by Tegra and their
application for tree cultivation in urban areas. The conducted investigations showed that the structural soil under
study consists mainly of the fraction > 1mm (72–81%) and the fraction smaller than 1mm of light loamy sand.
Fine earth of these soil mixtures is characterised by alkaline reaction, a very small content of calcium carbonate,
2.02–4.53% of organic matter, very high resources of easily available magnesium, high resources of potassium
and low or medium resources of phosphorus. Heavy metal content does not pose a threat to environment and is
typical of mineral soils. Hydrolit chemical composition does not differ from other substrates of this kind and it
may be used successfully on urban areas.
Słowa kluczowe: mieszanka kamienno-glebowa, Hydralit, tegra, właściwości chemiczne, zastosowanie, tereny
zurbanizowane
Keywords: structural soil, Hydralit, tegra, chemical properties, application , urban areas
WSTĘP
Jednym z podstawowych ograniczeń uprawy drzew na terenach zurbanizowanych jest
zdegradowanie środowiska glebowego. Jak wykazały badania amerykańskie cytowane przez
Łukaszkiewicza (2008) czynnikami glebowymi zagrażającymi wzrostowi i rozwojowi drzew,
zmniejszającymi ich żywotność oraz długość życia są kolejno według poziomu szkodliwości:
• nadmierne zagęszczenie gleby (rys. 1),
• zbyt mała pojemność gleby do ukorzenienia,
• zasolenie gleby
101
Kubus, Wojcieszczuk i in.
• stres wodny.
Zdecydowanie najgorsze warunki życia mają drzewa rosnące na stanowiskach
przyulicznych, gdyż są one narażone na wszystkie czynniki presji środowiska miejskiego.
Rys. 1. Negatywne zmiany w środowisku życia korzeni drzew powstające na skutek wzrostu
zagęszczenia gleby (Coder 2000)
Fig. 1. Negative changes in tree root environment resulting from soil densification (Coder 2000)
W wielu krajach prowadzone były badania dotyczące poprawy warunków rozwoju
systemu korzeniowego drzew, w miejscach gdzie zastosowanie odkrytych pasów zieleni jest
funkcjonalnie niemożliwe, gdyż większość terenu pokryta jest utwardzoną powierzchnią, np.
wzdłuż wąskich dróg, na parkingach, reprezentacyjnych placach i deptakach.
Stosowane są różne technologie poprawiające właściwości powietrzno-wodne gleb
i zapobiegające nadmiernemu zagęszczaniu gruntu wokół drzew m.in.: z wykorzystaniem
specjalnych ścieżek dla korzeni, systemów nawadniająco-napowietrzających, elementówmodułów antykompresyjnych (systemy komórek i celi wypełnianych podłożem) oraz
mieszanek kamienno-glebowych, zwanych glebami strukturalnymi (structural soil) lub
podłożami antykompresacyjnymi.
Specjalne mieszanki składające się z gruboziarnistego piasku, substratu organicznego oraz
kamieni po raz pierwszy zastosowano w latach 70-tych w Amsterdamie (Amsterdam Tree Soil
– ATS). Zaletami stale udoskonalanych mieszanek kamienno-glebowych są:
• poprawa warunków bytowania drzew;
• równomierny wzrost korzeni, zapewniający zachowanie statyki drzewa;
• możliwość ukierunkowania rozwoju systemu korzeniowego, co pozwala na uniknięcie
kolizji z infrastrukturą podziemną;
• możliwość wprowadzenia drzew w przestrzeń chodników lub w wąskich pasach ulic
102
Ocena właściwości mieszanki...
(Szczepanowska 2001, Bassuk i in. 2005, Garczarczyk 2008).
Celem niniejszej pracy była ocena podstawowych właściwości fizyko-chemicznych
mieszanki kamienno-glebowej Hydralit fimy tegra, pod kątem przydatności w uprawie drzew
na terenach zurbanizowanych.
MATERIAŁ I METODY
Badaniami objęto próbki dwóch mieszanek tzw. kamienno-glebowych: Hydralit ZN –
Baustoffe GmbH, Baumsubstrat i Hydralit ZU – Baustoffe GmbH, Baumsubstrat
dostarczonych w workach foliowych przez przedstawiciela firmy tegra latem 2009 roku.
Otrzymany materiał rozdzielono na sicie o średnicy 1 mm na części szkieletowe i ziemiste.
W częściach ziemistych mieszanek kamienno-glebowych firmy tegra oznaczono:
• rozkład frakcji mniejszych od 1 mm metodą areometryczną według Prószyńskiego;
• zawartość materii organicznej – poprzez żarzenie w temperaturze 550° C przy użyciu
mikrofalowego pieca muflowego (Milestone mls 1200 pyro.);
• odczyn (pH w H20 i w KCl) – metodą potencjometryczną;
• zawartość węglanu wapnia – metodą Scheiblera;
• stężenie soli NaCl – konduktometrycznie;
• zawartość węgla organicznego oraz azotu i siarki ogólnej – przy użyciu analizatora
elementarnego CNS Coestech;
• zawartość form rozpuszczalnych w wodzie makroskładników (P, K, Na, Ca i Mg) oraz
pierwiastków śladowych (Fe, Mn, Pb, Ni, Co, Cu, Zn i Cd). Zawartość potasu określono
metodą fotometrii płomieniowej, a magnezu i metali ciężkich metodą absorpcji
spektrometrii atomowej (FAAS) stosując spektrofotometr Salaar 929 firmy Unicam.
• ogólną zawartość makroskładników (P, K, Na, Ca i Mg) oraz pierwiastków śladowych (Fe,
Mn, Pb, Ni, Co, Cu, Zn i Cd) analizowano po zmineralizowaniu próbek w mieszaninie
stężonych kwasów HNO3+HClO4. Zawartość potasu określono metodą fotometrii
płomieniowej, a magnezu i metali ciężkich metodą absorpcji spektrometrii atomowej
(FAAS) stosując spektrofotometr Salaar 929 firmy Unicam. Natomiast fosfor oznaczono
kolorymetrycznie.
WYNIKI I DYSKUSJA
Dostarczone do badań mieszanki kamienno-glebowe według wskazań producenta firmy
tegra przeznaczone są do zastosowania w uprawie drzew i krzewów w aglomeracjach
miejskich. Mieszanka Hydralit ZN stosowana jest w pobliżu pni drzew, przy niezabudowanej
nawierzchni, natomiast mieszanka Hydralit ZU jako podbudowa nawierzchni zabudowanych
np. chodników z kostki brukowej i płyt.
103
Kubus, Wojcieszczuk i in.
Przeprowadzone badania wykazały, że mieszanka Hydralit ZN to materiał mieszany
składający się z frakcji żwiru w 72% oraz części ziemistych w 28% o uziarnieniu piasków
gliniastych lekkich (tab. 1). Frakcję szkieletową stanowią głównie fragmenty tłucznia
ceglanego, kwarcu i szkliwa przypominającego żużel (według producenta jest to lawa),
których zadaniem jest stabilizacja mieszanki (ograniczenie nadmiernego zagęszczenia
i regulacja stosunków wodno-powietrznych).
Tab. 1. Rozkład uziarnienia w badanych mieszankach kamienno-glebowych
Tab. 1. Fraction distribution in structural soil
Części Szkieletowe
Procentowa zawartość frakcji w częściach ziemistych [mm]
Soil skeleton
Percentages of fine earth [mm]
0,05– 0,02– 0,006–
>1,0
1,0–0,5 0,5–0,25 0,25–0,1 0,1–0,05
<0,002
0,02
0,006 0,002
Hydralit ZN
72
20
16
27
17
7
6
4
3
Hydralit ZU
81
28
20
23
11
7
6
3
2
<0,02
13
11
Części ziemiste mieszanki Hydralit ZN charakteryzują się zawartością: materii organicznej
4,53%, węgla organicznego 3,02%, azotu ogólnego 0,178% i siarki ogólnej 0,065%.
Wyliczony stosunek C:N – 17:1 wskazuje na słabą aktywność mikrobiologiczną. Ponadto
posiada ona 0,60% węglanu wapnia i odczyn zasadowy (tab. 2).
Tab. 2. Podstawowe właściwości chemiczne badanych mieszanek kamienno-glebowych
Tab. 2. Basic chemical properties of examined structural soil
Zakresy pH
H2O KCl
Hydralit ZN
7,55 7,50
Hydralit ZU
7,72 7,74
CaCO3
Formy ogólne
N
C org.
S
%
Straty przy
NaCl
żarzeniu
g∙dm-3
Łatwo przyswajalne
mg∙kg-1
P
K
Mg
0,60
0,18
0,06
3,02
4,53
1,75
48,8
157,6
320,5
1,70
0,07
0,05
1,26
2,02
1,22
32,5
164,0
125,5
W Mieszance Hydralit ZN według wyceny gleb mineralnych (IUNG 1990) stwierdzono
bardzo wysoką zawartość Mg – 320,5; wysoką K – 157,6 i średnią P – 48,8 mg∙kg-1 gleby.
Natomiast zawartość makropierwiastków rozpuszczalnych w wodzie kształtowała się
następująco: Mg – 67,75; K – 289,2; Ca – 104,0 i Na – 120,8 mg∙kg -1 gleby. Zwraca tu uwagę
stosunkowo
wysoka
ilość
kationów
jednowartościowych
potasu
i
sodu
co
ma
odzwierciedlenie w zasoleniu gleby na poziomie 1,75 g∙dm-3 (tab. 2 i 3).
Oznaczone ilości form ogólnych makropierwiastków można uszeregować następująco:
Ca – 10820; K – 3764; Na – 1655 i Mg – 1518; P – 484 mg∙kg-1 gleby (tab. 4).
Mieszanka Hydralit ZN nie jest zanieczyszczona metalami ciężkimi (Cd, Co, Pb, Ni, Zn,
Mn i Fe), odnotowane stężenia zarówno form rozpuszczalnych w wodzie jak i ogólnych
(tab. 5 i 6) nie stanowią zagrożenia dla środowiska przyrodniczego (Dziennik Ustaw 2002,
104
Ocena właściwości mieszanki...
Kabata-Pendias i in. 1993, Kabata-Pendias i Pendias 1999, PIOŚ i IUNG 1995).
Tab. 3. Zawartość makropierwiastków w badanych mieszankach kamienno-glebowych
Tab. 3. Content of macroelements in examined structural soil
Pierwiastki rozpuszczalne w wodzie – Elements soluble in water [mg∙kg-1]
K
Na
Ca
Mg
Hydralit ZN
289
121
104
67,7
Hydralit ZU
158
118
178
38,7
Producent mieszanki kamienno-glebowej Hydralit N podaje jej podstawowe parametry
fizyczne jak: gęstość objętościowa po zagęszczeniu – 0,9–1,2 Mg∙m-3, gęstość objętościowa
w stanie wilgotnym/nasycenia – 1,2–1,6 Mg∙m-3, przepuszczalność wodna w stanie
zagęszczonym – 2,5∙10-6 m∙s-1, pojemność wodna w stanie zagęszczonym – 30–40%, które
mają zapewnić prawidłowe ukorzenienie i późniejszy rozwój drzew z zachowaniem
właściwych parametrów mechanicznych. Ponadto według producenta mieszanka ta zawiera
substancji organicznej – 2,5–3,5%, posiada odczyn pH – 6,5–7,5 i zasolenie – 100 mg∙100g-1
(Hydralit, folder 2009).
Tab. 4. Zawartość makropierwiastków w badanych mieszankach kamienno-glebowych
Tab. 4. Content of macroelements in examined structural soil
Pierwiastki rozpuszczalne w stężonych kwasach HNO3+HClO4 [mg∙kg-1]
Elements soluble in concentrated HNO3+HClO4
P
K
Na
Ca
Mg
Hydralit ZN
484
3764
1655
10820
1518
Hydralit ZU
308
3177
1058
12580
1443
Druga z analizowanych mieszanek Hydralit ZU podobnie jak mieszanka Hydralit ZN
składa się z części szkieletowych (frakcje żwiru) w 81% i części ziemistych o uziarnieniu
piasku gliniastego lekkiego, które stanowią pozostały procent mieszanki (tab. 1). Ponadto
mieszankę tą charakteryzuje dodatek aktywatora korzeniowego Radolix.
Mieszanka Hydralit ZU jest wyraźnie uboższa w materię organiczną – 2,02%, węgiel
organiczny – 1,26%, azot ogólny – 0,071%, siarkę ogólną – 0,046% niż mieszanka
Hydralit ZN i wykazuje bardziej niekorzystny stosunek C:N – 17,8:1 (tab. 2). Ponadto
charakteryzuje się ona odczynem zasadowym, zawartością węglanu wapnia 1,70%,
zasoleniem 1,22 g∙dm-3 oraz bardzo wysoką zawartością Mg – 125,5; wysoką K – 164,0
i niską P – 32,5 mg∙kg-1 gleby (IUNG 1990). Przy czym zwraca uwagę 2,5-krotnie mniejsza
zawartość łatwo przyswajalnego dla roślin Mg niż w mieszance Hydralit ZN. Zawartość
makropierwiastków rozpuszczalnych w wodzie jest niższa i kształtuje się dla Mg – 38,69;
K – 158,1; Ca – 177,6 i Na – 117,8 mg∙kg-1 gleby (tab.3).
Oznaczone stężenia metali ciężkich zarówno rozpuszczalnych w wodzie jak i form
105
Kubus, Wojcieszczuk i in.
ogólnych (tab. 5 i 6) są naturalne i nie stanowią zagrożenia dla uprawianych roślin (Dziennik
Ustaw 2002, Kabata-Pendias i in. 1993, Kabata-Pendias i Pendias 1999, PIOŚ i IUNG 1995).
Tab. 5. Zawartość metali ciężkich w badanych mieszankach kamienno-glebowych
Tab. 5. Heavy metal content of examined structural soil
Metale ciężkie rozpuszczalne w wodzie – Heavy metal soluble in water [mg∙kg-1]
Fe
Mn
Pb
Ni
Co
Cu
Zn
Cd
Hydralit ZN
1,37
0,08
0,66
0,1
0,11
0,18
0,20
0,04
Hydralit ZU
0,45
0,03
0,73
0,03
0,14
0,15
0,05
0,05
Dane nt. Hydralit ZU przedstawione przez producenta (Hydralit, folder 2009) wskazują, że
gęstość objętościowa po zagęszczeniu wynosi – 1,0–1,3 Mg∙m-3, gęstość objętościowa w
stanie wilgotnym/nasycenia – 1,2–1,6 Mg∙m-3, przepuszczalność wodna w stanie
zagęszczonym – 9∙10-6 m∙s-1, pojemność wodna w stanie zagęszczonym – 25–35%. Producent
podaje również zawartość substancji organicznej – 1–2%, pH – 6,5–7,5 i zasolenie – 100
mg∙100g-1.
Tab. 6. Zawartość metali ciężkich w badanych mieszankach kamienno-glebowych
Tab. 6. Heavy metal content of examined structural soil
Metale ciężkie rozpuszczalne w stężonych kwasach HNO3+HClO4 [mg∙kg-1]
Heavy metal soluble in concentrated HNO3+HClO4
Fe
Mn
Pb
Ni
Co
Cu
Zn
Hydralit ZN
9080
153
26,4
17,5
5,64
21,2
69,0
Hydralit ZU
9730
157
20,0
12,8
4,50
40,3
46,3
Cd
0,76
0,65
Przedstawione wyniki badań dowodzą, że obie nawierzchnie ze względu na swój skład
chemiczny mogą być stosowane bez ograniczeń w uprawie drzew i krzewów na terenach
zurbanizowanych. Natomiast zdaniem producenta parametry fizyczne którymi się
charakteryzują mieszanki poza dużą wytrzymałością mechaniczną, zapewnią roślinom
właściwe warunku wodno-powietrzne i dobre ich ukorzenienie. Obie badane mieszanki
Hydralit swoimi właściwościami są zbliżone do innych tego typu produktów stosowanych na
w kraju i na świecie.
Podobne mieszanki kamienno-glebowe o nazwie CU-Structural Soil, po raz pierwszy
zostały zastosowane w 1994 roku, przez naukowców z Cornell University w Ithaca w USA,
sprawdziły się dobrze, o czym świadczy wzrost i rozwój posadzonych roślin (Grabosky i in.
2005). Autorzy opracowali wytrzymałą, dającą się zagęszczać podbudowę dla ulic
i chodników, która umożliwia rozwój korzeni drzew. Mieszanki zalecane są do wykorzystania
jako podbudowa nawierzchni pieszych, ścieżek rowerowych oraz zadrzewionych parkingów
dla samochodów osobowych. Substrat składał się z 3 komponentów wymieszanych ze sobą
w następujących proporcjach wagowych: kamień jednokrotnie łamany (granit, wapień
106
Ocena właściwości mieszanki...
o uziarnieniu 13–25 mm) – 100, glina ilasta – 20, hydrożel – 0,03. Ilość materii organicznej
powinna wynosić od 2 do 5%. Dodawany w małej ilości hydrożel działa jak lepiszcze łączące
kamienie i ziemie podczas mieszania i układania podłoża (Bassuk i in. 2005). Kliniec tworzy
szkielet substratu o wysokim stopniu porowatości; pory i próżnie wypełnione są częściowo
nieulegającą zagęszczeniu glebą, ponieważ nacisk pieszych i pojazdów przenoszony jest
przez sztywne ziarna kamienne z góry na dół (Kosmala 2008).
Grabosky i in. (1999) i Grabosky i in. (2005) podają, że warstwa właściwie ułożonej
mieszanki powinna mieć przynajmniej 60 cm grubości, optymalnie 90 cm grubości.
Wykazano, że mieszanki są równie odporne na nacisk, jak tradycyjna podbudowa kamienna,
przy czym wzrost systemu korzeniowego jest czterokrotnie silniejszy (Grabosky i in. 2005).
Znaczna część frakcji kamiennej nie wpływa na przemarzanie systemu korzeniowego
(Grabosky i in. 1999, Grabosky i in. 2005).
Najważniejszym zadaniem przy sporządzaniu mieszanek jest opracowanie właściwych
proporcji, gdyż nadmiar ziemi powoduje osiadanie mieszanki, natomiast nadmiar kamieni –
niewłaściwą pojemność wodną podłoża.
W Polsce po raz pierwszy mieszankę kamienno-glebową zastosowano w 2007 roku
w Poznaniu przy ul. Podgórnej, gdzie posadzono drzewa gruszy drobnoowocowej
‘Chanticleer’ na mieszance z grysu granitowego, hydrożelu o zwiększonej odporności na sole
oraz piasku gliniastego, stosując jedynie żyzną ziemię w otoczeniu systemu korzeniowego
sadzonych drzew. Zagęszczone warstwy mieszanki o grubości 20 cm stanowiły podbudowę
pod nawierzchnię półprzepuszczalną z kostki granitowej na podsypce piaskowej. Jest za
wcześnie na pełną ocenę rezultatów prac, ale wstępnie można stwierdzić, że grusze rozwijają
się równie dobrze jak okazy sadzone w terenie otwartym (Garczarczyk 2008).
Wśród materiałów kamiennych używanych do tworzenia mieszanek najlepsze rezultaty
dawało zastosowanie kamieni łamanych o średnicy od 15 do 35 mm, zmieszanych z iłami lub
piaskami gliniastymi. Stosunek wagowy kamieni do ziemi był ustalany w zakresie od 4:1 do
6:1 (Grabosky i Bassuk 1995, Grabosky i in. 2005). Na 1 m2 powierzchni rzutu korony
drzewa wieku dojrzałym (o docelowej wielkości korony) powinno przypadać ok. 0,3 m3
przygotowanej gleby; drzewa małe do ok. 9 m wysokości potrzebują mniej gleby, drzewa
duże powyżej 15 m wys. – więcej (Bassuk i Lindsey 1991; Bassuk i Trowbridge 2004).
Lista gatunków drzew polecanych do sadzenia w mieszankach kamienno-glebowych
(Kosmala 2008): Acer campestre klon polny, A. platanoides klon pospolity, A.
pseudoplatanus klon jawor, Carpinus betulus grab pospolity, Celtis occidentalis wiązowiec
zachodni, Corylus colurna leszczyna turecka, Fraxinus excelsior jesion wyniosły, Fraxinus
107
Kubus, Wojcieszczuk i in.
pensylvanica jesion pensylwański, Ginkgo biloba miłorząb dwuklapowy, Gleditsia
triacanthos f. inermis glediczia trójcierniowa f. bezbronna, Platanus ×hispanica ‘Acerifolia’
platan klonolistny, Pyrus calleryana grusza drobnoowocowa, Quercus robur dąb szypułkowy,
Robinia pseudoacacia robinia biała, Sorbus intermedia jarząb szwedzki, Tilia cordata lipa
drobnolistna, Tilia ‘Euchlora’ lipa krymska.
Przykłady zastosowania mieszanek kamienno-glebowych nazywanych też strukturalnymi
na terenach zurbanizowanych przedstawiają rys. 2, 3 i 4.
WNIOSKI
Na podstawie przeprowadzonych badań mieszanek kamienno-glebowych Hydralit ZN
i Hydralit ZU firmy tegra stwierdzono, że:
1. Obie mieszanki składają się głównie z części szkieletowych natomiast domieszka części
ziemistych o uziarnieniu piasku gliniastego lekkiego nie przekracza 30%.
2. Właściwości fizyko-mechaniczne oraz korzystny skład chemiczny mieszanek jak:
zawartość materii organicznej do 5%, odczyn zasadowy, występowanie niewielkich ilości
węglanu wapnia, zasobność w składniki łatwo przyswajalne dla roślin głównie Mg i K
mniejsza w P, znaczne ilości ogólnych kationów o charakterze zasadowym (Ca, K, Mg
i Na) oraz niewielkie ilości metali ciężkich (Fe, Mn, Zn, Cu, Ni, Pb, Co i Cd), potwierdzają
możliwości ich użycia jako podłoże do uprawy drzew na terenach zdegradowanych.
3. W miastach Polski powinno stosować się mieszanki kamienno-glebowe, przy modernizacji
ulic i chodników jak i budowie nowych obiektów.
LITERATURA
Bassuk N., Lindsey P. 1991. Specyfying soil Volumes to Meet the Water needs of Mature Urban
Street Trees and Trees in Containers, Journal of Arboriculture No. 17960, 141–149
Bassuk N., Trowbridge P. 2004. Trees In Urban Landscape: Site assessment, Design and Installation,
John Wiley & Sons, Inc., Hoboken, New Jersey
Borowski J., Latocha P., Zaraś-Januszkiewicz E., Swoczyna T. 2005. Główne zagrożenia i sposoby
poprawy warunków wzrostu drzew miejskich. Opracowanie wykonane dla Biura Ochrony
Środowiska Urzędu Miasta Stołecznego Warszawa (mps)
Coder K.D. 2000. Soil compaction & Trees: causes, symptoms & effects, University of Georgia,
USA,
http://www.extension.iastate.edu/forestry/publications/for00-003.pdf
[data
dostępu:
2009.10.03]
Garczarczyk M. 2008. Wykorzystanie mieszanki kamienno-glebowej do sadzenia drzew
przyulicznych. Zieleń miast i wsi współczesna i zabytkowa, Od promenady do autostrady
– komunikacja z naturą, red. A. Greinert, M.E. Drozdek, ZKTZ IZiIR PWSZ, Sulechów-Kalsk:
232–238
Grabosky J., Bassuk N. 1995. A New Urban Tree Soil to Safety Increase Rooting Volumes dunder
Sidewalks, Journal of Arboriculture 21(4), 187–201
Grabosky J., Bassuk N., Trowbridge P. 1999. Structural Soils. A new medium to allow urban trees to
grow in pavement. Washington, ASLA
Grabosky J., Bassuk N., Trowbridge P. 2005. Using CU-Structural Soil in the Urban Environment.
Ithaca, Cornell University
IUNG 1990. Zalecenia nawozowe. Cz. I. Liczby graniczne do wyceny zawartości w glebach makroi mikroskładników. s. P(44) Puławy 26s.
108
Ocena właściwości mieszanki...
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. 1993. Ocena
stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa
IUNG, P (53), Puławy, 20
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa
Kosmala M. 2008. Na ratunek drzewom, czyli najnowsze technologie poprawiające warunki rozwoju
drzew przyulicznych w miastach?. Mat. Konf. Zieleń miejska naturalne bogactwo miasta, Zieleń
przyuliczna, pod red. E. Oleksiejuk i A. Jankowskiej, Toruń 9–11 października 2008 r, 163–171
Łukaszkiewicz J. 2008. Wpływ wybranych warunków środowiska miejskiego na wzrost i rozwój
drzew. Mat. Konf. Zieleń miejska naturalne bogactwo miasta, Zieleń przyuliczna, pod red. E.
Oleksiejuk i A. Jankowskiej, Toruń 9–11 października 2008 r., 117–128
Szczepanowska H.B. 2001. Drzewa w mieście, Hortpress, Warszawa
Hydralit 2009, folder tegra GmbH, http://www.tegra.de/downloads/hydralit-02.pdf [data dostępu:
2009.09.20]
PIOŚ i IUNG, 1995. Podstawy oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb – metale ciężkie, siarka
i WWA. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa, 41s.
Rozporządzenie Ministra Środowiska 2002. W sprawie standardów jakości gleb i standardów
jakości ziemi. Dz.U. nr 165, poz. 1359, 10560–10564
Rys. 2. Zastosowanie gleby strukturalnej w konstrukcji chodników o nawierzchni nieprzepuszczalnej (A)
i nawierzchni przepuszczalnej (B), np. kostka brukowa – za Borowskim i in. (2005)
1 – gleba strukturalna do głębokości 60 cm; 2 – drenaż; 3 – warstwa ściółki; 4 – krawężnik i nawierzchnia jezdni;
5A – nieprzepuszczalna warstwa wierzchnia chodnika i odpowiednio dobrany rozmiar misy, min. dł. boku 150
cm; 5B – przepuszczalna nawierzchnia chodnika, niewielkie elementy przedzielone przepuszczalnymi spoinami
na przepuszczalnej podbudowie, rozmiar misy mniejszy, dł. boku około 100 cm
Fig. 2. Structural soil used for construction of pavements with impermeable (A) and permeable (B) surface, e.g.
brick pavers – after Borowski et.al. (2005)
1 – structural soil to 60 cm; 2 – drainage; 3 – mulch; 4 – curb and road surface ; 5A – impermeable pavement
surface and appropriate size of tree well – min.length 150 cm; 5B – permeable pavement surface , small
elements separated by permeable joints on permeable base ,smaller tree well, length -100 cm
109
Kubus, Wojcieszczuk i in.
Rys. 3. Zastosowanie gleby strukturalnej przy konstrukcji mis i chodników – misy z wysokim obrzeżem od
strony jezdni [A], misy z wysokim obrzeżem połączonym z elementami małej architektury [B] za Borowskim
i in. (2005)
1 – gleba strukturalna; 2 – podłoże; 3 – drenaż; 4 – warstwa ściółki; 5 – krawędź i nawierzchnia jezdni;
6 – obrzeże misy o wysokości około 40 cm pod poziomem gruntu; 7A – obrzeże misy od strony chodnika o
perforowanej ścianie, umożliwiające przepływ wody w kierunku drzewa; 7B – obrzeże misy o wysokości około
40 cm nad poziomem gruntu, połączone z elementami małej architektury, np. ławką; 8 – obrzeże misy
umożliwiające odpływ wody z chodnika
Fig. 3. Application of structural soil for construction of tree wells and pavements – tree well with high edge from
road side [A], tree well with high edge connected with site furnishings [B] after Borowski et.al. (2005)
1 – structural soil; 2 – soil ; 3 – drainage; 4 – mulch; 5 – curb and road surface ; 6 – edge of tree well ca 40 cm
below ground ; 7A – edge of tree well with perforated wall from road side allowing for water run-off towards
tree ; 7B – edge of tree well – ca 40 cm above ground connected with site furnishings e.g. bench ; 8 – edge of
tree well allowing for water run-off from pavement
Rys. 4. Zastosowanie gleby strukturalnej pod fragmentami chodników – przekrój pionowy [A] i widok z góry
[B] za Borowskim i in. (2005)
1 – gleba strukturalna; 2 – podłoże; 3 – drenaż; 4a – część chodnika o przepuszczalnej strukturze z podbudową
z gleby strukturalnej; 4b – część chodnika o nieprzepuszczalnej strukturze; 5 – warstwa ściółki lub miejsce na
rośliny okrywowe; 6 – powierzchnia trawiasta.
Fig. 4. Application of structural soil under parts of pavement – vertical section [A] aerial view [B] after
Borowski et.al .(2005)
1 – structural soil; 2 – soil ; 3 – drainage; 4a – part of permeable pavement on structural soil j; 4b – part of
impermeable pavement; 5 – mulch or cover plants ; 6 – grass; 7 – pavement curb; 8 – curb and road surface.
110
Charakterystyka właściwości gleby...
Ryszard MALINOWSKI 1), Andrzej ŁYSKO 2), Michał KUPIEC 2), Edward MELLER 1)
CHARAKTERYSTYKA WŁAŚCIWOŚCI GLEBY ALUWIALNEJ
W DOLINIE RZEKI DAYI, PŁYNĄCEJ PRZEZ DYSTRYKT
KPANDU WE WSCHODNIEJ CZĘŚCI GHANY
PROPERTIES OF ALLUVIAL SOILS WITHIN RIVER DAYI VALLEY,
FLOWING THROUGH KPANDI DISTRICT
IN EASTERN PART OF GHANA
1)
Zakład Gleboznawstwa, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
[email protected]
2)
Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska,
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
STRESZCZENIEBadania gleboznawcze przeprowadzono w 2008 roku w gęsto zalesionej dolinie rzeki Dayi,
płynącej przez dystrykt Kpandu we wschodniej części Ghany. W Afryce gleby aluwialne są na ogół użytkowane
rolniczo. Biorąc pod uwagę niewielki procent ziem uprawnych: 17,54%; stałych upraw i plantacji: 9,22%
w Ghanie powinny być one lepiej zagospodarowane rolniczo. Na podstawie uzyskanych wyników stwierdzono,
że gleby aluwialne doliny rzeki Dayi charakteryzują się składem mechanicznym gliny lekkiej, odczynem
zasadowym, zawartością materii organicznej – 2,88%, węgla organicznego 1,19%, azotu ogólnego 0,09% i siarki
ogólnej 0,008%. Ponadto są to gleby zasobne w łatwo przyswajalny dla roślin magnezu i potasu, a ubogie w
fosfor. Gleby te zawierają również znaczne ilości ogólnych makropierwiastków, szczególnie potasu.
Analizowana gleba nie wykazywała zanieczyszczenia metalami ciężkimi, a stwierdzone ich ilości można uznać
za naturalne. Ekstensywne użytkowanie rolnicze tych terenów głównie do potrzeb gospodarstw wiejskich, nie
spowodowało ich degradacji i zanieczyszczenia.
SUMMARYSoil studies were conducted in the densely forested valley of the river Dayi, flowing through the
district Kpandu in eastern part of Ghana, in 2008. In Africa alluvial soils are generally used for agricultural
purposes. Taking into consideration a small percentage of arable land: 17.54%; permanent crops and plantations
9.22%, land management requires improvement. The obtained study results showed that the alluvial soils of the
Dayi river valley belong to the light loam textural group and are characterised by alkaline reaction, 2.88% of
organic matter, 1.19% of total carbon, 0.09% of total nitrogen, 0.008% of total sulphur, rich resources of
available magnesium and potassium and poor resources of phosphorus. These soils also contain considerable
amounts of total macroelements, potassium in particular. No harmful contamination with heavy metals was
found since detected amounts may be considered as natural. Extensive agricultural use of the land for the needs
of local farms have not caused its degradation and contamination.
Słowa kluczowe: gleby aluwialne, właściwości chemiczne, metale ciężkie, dolina rzeki Dayi w Ghanie
Keywords: alluvial soils, chemical properties, heavy metals, river Dayi valley of Ghana
WSTĘP
Ghana jest krajem nizinnym, z wyjątkiem zakresu wzgórz na granicy wschodniej. Klimat
południowo-wschodniej Ghany charakteryzuje się występowaniem krótkiej pory suchej
w miesiącach styczeń – marzec oraz dużą ilością opadów (Makowski, 2006). Znaczna ilość
wody równomiernie dostarczana w ciagu roku, przy stosunkowo krótkiej porze suchej
w porównaniu z innymi regionami Afryki równikowej, powoduje, że tereny regionu Volta
bardzo dobrze nadają się do prowadzenia gospodarki rolnej. Warunki klimatyczne
umożliwiają nawet trzykrotny zbiór plonów w ciągu roku np.: kukurydzy. Mimo to w Ghanie
ziemie uprawne stanowią zaledwie 17,5%; stałe uprawy i plantacje: 9,22%; inne: 73,2%.
W strefie równikowej gleby aluwialne występujące w dolinach rzecznych obok
wulkanicznych
andosoli
zaliczane
są
do
jednych
z
najżyźniejszych
kontynentu
Afrykańskiego.
111
Malinowski, Łysko i in.
Badany obszar położony jest w równinnym krajobrazie obniżenia, jakie tworzy pomiędzy
dwoma pasami wzgórz dolina rzeki Dayi, uchodzącej do jeziora Volta w południowej części
obszaru. Rzeka ta posiada bardzo liczne, drobne dopływy odwadniające obszar obniżenia. Od
wschodu równinę ogranicza pasmo niskich wzgórz White Clay, natomiast od zachodu
przylegają wzgórza pasma Akwapim-Togo, sięgające 700m npm, którym to pasmem
przebiega granica z Togo. Wzgórza te zbudowane są z piaskowców, których liczne
odsłonięcia spotykane są często na badanym obszarze. W dolinach w pobliżu cieków
wodnych występują gleby gliniaste, a na terenach wyżej położonych piaszczyste.
Na równinnym obszarze położone są liczne osady i grupy domostw o rozproszonym
charakterze. Niemal w całości teren pokryty jest gęstym buszem, wysychającym w okresie
krótkiej pory suchej. Pola uprawne stanowią tam znikomy odsetek powierzchni, ponieważ
brak siły roboczej umożliwia tylko uprawę niewielkiego odsetka dostępnej powierzchni
uprawnej. Wykorzystywane na ogół jest maksymalnie około 30% terenu nadającego się do
rolniczego wykorzystania. Wielopokoleniowe rodziny prowadzą wspólne gospodarstwa
domowe i wspólną uprawę roli. Średnio rodziny posiadały 6–8 dzieci. Podstawą utrzymania
jest uprawa roli, przy czym gospodarstwa produkują żywność przede wszystkim na własne
potrzeby i nie mają charakteru komercyjnego, przeznaczając na sprzedaż najczęściej około
30% produkcji. Z powodu braku mechanizacji uprawy rodziny nie są w stanie ręcznie
uprawiać wiecej niż 1–2 akry (około 1 ha). Głównymi uprawianymi gatunkami są kukurydza,
kasawa (maniok) oraz yam. Dodatkowo w niektórych wioskach uprawiana jest palma
olejowa, ryż, kakao oraz bakłażany, z których uprawy słyną okoliczne społeczności,
zwłaszcza Tafi Abuipe. Powszechną praktyką rolniczą jest zwyczaj wspólnej pracy grupy
mieszkańców (najczęściej młodych mężczyzn) kolejno na polach wszystkich członków grupy.
Na roli pracują zarówno mężczyźni jak i kobiety przy czym istnieje podział na prace
tradycyjne wykonywane wyłącznie przez kobiety czy mężczyzn, np. gromadzenie drewna
opałowego czy przynoszenie wody jest domeną kobiet. Hodowla zwierząt ma charakter
wyraźnie pomocniczy. W osadach spotykane są kozy oraz drób, do ich utrzymywania nie
przywiązuje się jednak specjalnej wagi. Hodowla bydła praktykowana jeszcze kilkanaście lat
temu w osadniczej społeczności Aneta została zarzucona z powodów ekonomicznych.
Najbardziej zacofana rolniczo społeczność Tafi Mador charakteryzowała się jednocześnie
największym zróżnicowaniem produkcji, co spowodowane było koniecznością zaspokojenia
własnych potrzeb artykułami produkowanymi we własnym gospodarstwie. Charakter
najbardziej zbliżony do komercyjnego, miały z kolei gospodarstwa osadników w Aneta, gdzie
mieszkańcy prawdopodobnie z powodu konieczności płacenia czynszów wynikających
112
Charakterystyka właściwości gleby...
z dzierżawy gruntów są najbardziej zainteresowani komercjalizacją, specjalizacją oraz
zwiększaniem plonów i areału gospodarstwa. W społeczności tej jako jedynej stosowane są na
szeroką skalę maszyny oraz nawozy sztuczne. Pestycydy wszędzie stosowane są
sporadycznie. Głównie są to herbicydy używane do zmniejszenia zachwaszczenia upraw.
Charakterystyczną cechą przestrzenną upraw jest ich rozdrobnienie i rozproszenie w terenie.
Drobne fragmenty pól uprawnych o powierzchni nie przekraczającej pół hektara rozproszone
są wśród buszu i obszarów odłogowanych, które wskutek bardzo szybkiego rozwoju
roślinności wchłaniane są praktycznie w ciągu jednego sezonu.
Najtrudniejszym okresem w życiu mieszkańców regionu jest pora sucha i okres
bezpośrednio po niej następujący, przed uzyskaniem pierwszych plonów, co spowodowane
jest żywieniem bazującym na produkcji własnego gospodarstwa. Problem ten nawarstwia się
wskutek braku tradycji i wypracowanych metod przechowywania plonów. Kasawa
produkowana jest wyłącznie na potrzeby bieżące i nie da się jej przechowywać dostępnymi
lokalnie metodami (Chrispeels, Maarten, 2002), przechowuje się tylko yam i kukurydzę
w niewielkim zakresie.
Celem badań była wstępna ocena właściwości chemicznych z uwzględnieniem stopnia
zanieczyszczenia metalami ciężkimi poziomu uprawnego gleby aluwialnej w dolinie rzeki
Dayi, uchodzącej do jeziora Volta na kontynencie Afrykańskim w Ghanie.
METODY
Badania gleboznawcze przeprowadzono w 2008 roku w gęsto zalesionej dolinie rzeki
Dayi, płynącej przez dystrykt Kpandu we wschodniej części Ghany (ryc. 1). Do badań
laboratoryjnych
pobrano
zbiorcze
próbki
glebowe
z
powierzchniowego
poziomu
próchnicznego z pól uprawnych kukurydzy, które do badań uśredniono.
W materiale glebowym oznaczono:
• skład granulometryczny metodą areometryczną według Prószyńskiego;
• zawartość materii organicznej – poprzez żarzenie w temperaturze 550° C przy użyciu
mikrofalowego pieca muflowego (Milestone mls 1200 pyro.);
• odczyn (pH w H20 i w KCl) – metodą potencjometryczną;
• zawartość węgla organicznego oraz azotu i siarki ogólnej – przy użyciu analizatora
elementarnego CNS Coestech;
• Zawartość przyswajalnego fosforu i potasu oznaczono metodą Egnera-Riehma,
a przyswajalnego magnezu metodą Schachtschabela
• ogólną zawartość makroskładników (P, K, Na, Ca i Mg) oraz pierwiastków śladowych (Fe,
Mn, Pb, Ni, Co, Cu, Zn i Cd) analizowano po zmineralizowaniu próbek w mieszaninie
113
Malinowski, Łysko i in.
stężonych kwasów HNO3+HClO4. Zawartość potasu określono metodą fotometrii
płomieniowej, a magnezu i metali ciężkich metodą absorpcji spektrometrii atomowej
(FAAS) stosując spektrofotometr Salaar 929 firmy Unicam. Natomiast fosfor oznaczono
DAY
I riv
er
kolorymetrycznie.
sample points
Ryc. 1. Lokalizacja terenu badań
Fig. 1. Location of the research area
WYNIKI I DYSKUSJA
Gleby Afryki cechują się poza wulkanicznymi andosolami i aluwialnymi madami – niskim
stopniem żyzności. W strefie równikowej występują czerwonożółte tropikalne gleby
ferralitowe, w strefie podrównikowej gł. typem gleb są czerwonobure gleby sawann i gleby
piaszczyste, strefa zwrotnikowa jest domeną gleb pustynnych, podzwrotnikowa –
brunatnoczerwonych gleb śródziemnomorskich (terra rosa).
Mady są zaliczane do gleb śródstrefowych, ale w określonych warunkach klimat danej
strefy glebowo-geograficznej ma pewien wpływ na kształtowanie się tych gleb. Przy
intensywnym i częstym osadzaniu aluwiów rola czynnika strefowego ulega osłabieniu,
natomiast podczas rzadkich zalewów gleby te bardziej upodabniają się do przyległych gleb
strefowych (Bednarek i Prusinkiewicz 1980). Gleby aluwialne niezależnie od strefy
klimatycznej posiadają budową warstwową powiązaną z cyklami wylewów rzek i osadzanym
materiałem pochodzącym z erodowanej zlewni rzeki. Dlatego też charakteryzują się one
114
Charakterystyka właściwości gleby...
bardzo zróżnicowanymi właściwościami fizycznymi i chemicznymi nawet w obrębie tej
samej doliny rzecznej (Niedźwiecki 1971, 1972, 1984; Laskowski 1986; Malinowski, 2001,
2005, 2008).
Na podstawie przeprowadzonych w dolinie rzeki Dayi stwierdzono, że powierzchniowe
osady aluwialne wytworzone są z gliny lekkiej o odczynie zasadowym (pH KCl – 7,25). Odczyn
zależny jest od charakteru osadzanego materiału oraz sposobu użytkowania. Mady
podlegające zalewom mają najczęściej odczyn zbliżony do obojętnego natomiast starsze
mogą wykazywać zakwaszenie. W polskiej literaturze zagadnienia te szerzej omawiają m.in.
Dąbkowska-Naskręt 1990 i 1996, Chojnicki 2001, Laskowski 1986, Malinowski 2005 i 2008,
Niedźwiecki 1972.
W badanej glebie stwierdzono: materii organicznej – 2,88%, węgla organicznego – 1,19%,
azotu ogólnego – 0,09% i siarki ogólnej – 0,008% (tab. 1). Wyliczony stosunek C:N 13:1
wskazuje na stosunkowo dobrą aktywność mikrobiologiczną.
Tab. 1. Podstawowe właściwości chemiczne w poziomie uprawnym gleby aluwialnej w dolinie rzeki
Dayi w Ghanie
Tab. 1. Basic chemical properties of alluvial soil within of the river Dayi valley of Ghana
Ogólne
Straty przy
Łatwo przyswajalne
Grupa
Total
żarzeniu
granulopH
C org.
Available elements
Loss – on
mg∙kg-1
metryczna
N
S
-ignition
Texture
H2O
KCl
%
P
K
Mg
gl
7,16 7,25 0,09 0,008
1,19
2,88
24,6
223
178
Zwracają uwagę odmienne właściwości gleb znajdujących się w sąsiedztwie doliny, które
charakteryzowały się znacznie mniejszą zawartością materii organicznej, luźniejszym
uziarnieniem i były w różnym stopniu zakwaszane. Na ich tle gleby aluwialne doliny rzeki
Dayi wypadają szczególnie korzystnie.
O żyzności gleby obok omówionych parametrów decyduje również zasobność w składniki
pokarmowe roślin. Przedstawione w tabeli 1 wartości makropierwiastków łatwo
przyswajalnych dla roślin wskazują na bardzo wysoką zawartość magnezu i potasu, a niską
fosforu w glebie (według wyceny IUNG 1990). Gleby aluwialne Polski na ogół wykazują
niską zawartość potasu, co wiąże się z wymyciem w procesie aluwialnym i później z już
ukształtowanych gleb oraz silnym wiązaniem tego pierwiastka przez minerały ilaste, wysoką
magnezu i dość zróżnicowaną fosforu, który powiązany jest z materią organiczną
(Laskowskiego 1986, Malinowski 2001, 2008, Niedźwiecki 1972).
Odnotowane w badanej próbce ilości ogólnych makropierwiastków: K – 4,00, Ca – 0,365,
Mg – 0,345, P – 0,209 i Na – 0,144 mg∙kg-1, wskazują na znaczny zapas potasu, natomiast
zwraca uwagę wyraźnie mniejsza zasobność w pozostałe makropierwiastki (tab. 2). Zwięzłe
115
Malinowski, Łysko i in.
gleby aluwialne w warunkach Polski są wyraźnie zasobniejsze w formy ogólne tych
pierwiastków, których zasobność kształtuje się na ogół Ca>Mg>K>Na.
Tab. 2. Zawartość makropierwiastków w poziomie uprawnym gleby aluwialnej w dolinie rzeki Dayi
w Ghanie
Tab. 2. Content of macroelements of alluvial soil within of the river Dayi valley of Ghana
Pierwiastki rozpuszczalne w stężonych kwasach HNO3+HClO4 [g∙kg-1]
Elements soluble in concentrated HNO3+HClO4
K
Ca
Mg
Na
P
4,00
0,365
0,345
0,144
0,209
W krajach wysoko rozwiniętych szczególnie dużo uwagi poświęca się zawartości metali
ciężkich w glebach. Pierwiastki te często trafiają do gleb z różnych źródeł antropogenicznych,
powodując degradację biologicznych i chemicznych właściwości gleb, zanieczyszczenie wód
i roślinności, przez co mogą trafić do łańcuch pokarmowego. Mała ruchliwość metali ciężki
przyczynia się do gromadzenia ich głównie w wierzchniej warstwie gleby.
Rolnictwo w dolinie rzeki Dayi w dystrykcie Kpandu jak już wcześniej zaznaczono jest
zacofane, oparte głównie o prace ręczne, mające zapewnić tylko potrzeby pokarmowe
rodziny. Mechanizacja i stosowanie środków ochrony roślin stosowane jest rzadko i tylko
w niektórych rejonach. Dlatego też wykonane badania pod względem zawartości metali
ciężkich wykazały, że gleba nie była zanieczyszczenia metalami ciężkimi (tab. 3),
a stwierdzone ilości: Fe – 5372, Mn – 126, Zn – 24,3, Cu – 5,00, Ni – 2,63, Pb – 3,15,
Co – 3,32 i Cd – 0,59 mg∙kg-1 s.m. można uznać za naturalne (Dziennik Ustaw 2002, PIOŚ
i IUNG 1995). Przedstawione stężenia metali ciężkich w warunkach Polski byłyby uznane za
typowe dla gleb mineralnych użytkowanych rolniczo (Kabata-Pendias i in. 1993, KabataPendias i Pendias 1999).
Tab. 3. Zawartość metali ciężkich w poziomie uprawnym gleby aluwialnej w dolinie rzeki Dayi
w Ghanie
Tab. 3. Heavy metal content of alluvial soil within of the river Dayi valley of Ghana
Metale ciężkie rozpuszczalne w stężonych kwasach HNO3+HClO4 [mg∙kg-1]
Heavy metal soluble in water HNO3+HClO4
Fe
Mn
Pb
Ni
Co
Cu
Zn
Cd
5372
126
3,15
2,63
3,32
5,00
24,3
0,59
Osady aluwialne doliny rzeki Dayi ze względu na korzystne warunki wilgotnościowe,
uziarnienie, odczyn gleby, zasobność w łatwo przyswajalny K i Mg, braku zanieczyszczenia
metalami ciężkimi stanowią w porównaniu z innymi glebami Ghany cenne gleby, które
powinny być w pełni wykorzystane pod wymagające uprawy rolnicze.
WNIOSKI
Na podstawie przeprowadzonych badań w dolinie rzeki Dayi, płynącej przez dystrykt
Kpandu we wschodniej części Ghany stwierdzono, że:
1. Powierzchniowe osady aluwialne wypełniające dolinę wytworzone są z gliny lekkiej,
116
Charakterystyka właściwości gleby...
posiadają odczyn zasadowy i wysokie zawartości łatwo przyswajalnego potasu i magnezu,
a niskie fosforu. Zawartość materii nie przekracza w nich 3%, a stosunek C:N wskazuje na
stosunkowo dobrą aktywność mikrobiologiczną gleby.
2. Zawartość metali ciężkich w glebie wskazuje że jest to gleba niezanieczyszczona i może
być użytkowana rolniczo.
3. Swoimi właściwościami chemicznymi różnią się one od gleb aluwialnych Polski bardzo
wysoką zawartością potasu przyswajalnego dla roślin i wyraźnie mniejszą form ogólnych
Ca i Mg.
LITERATURA
Bednarek R., Prusinkiewicz Z. 1980. Geografia gleb. PWN, 104
Chojnicki J. 2001. Formy żelaza w madach środkowej doliny Wisły. Rocz. Gleboz. 52 suplement:
97–107
Chrispeels, Maarten J. 2002. Securing the harvest in Africa w: Trends in Plant Science Volume: 7,
Issue: 4, April 1, 187
Dąbkowska-Naskręt H. 1990. Skład i właściwości fizykochemiczne wybranych gleb aluwialnych
Doliny Dolnej Wisły z uwzględnieniem ich cech diagnostycznych.. Rozpr. Nauk. Nr 38, ATR w
Bydgoszcz, 1–117
Dąbkowska-Naskręt H. 1996. Wolne tlenki żelaza i ich wpływ na całkowitą powierzchnię właściwą
gleb aluwialnych. Rocz. Glebozn. t. 47 z. 3/4, 23–29
IUNG 1990. Zalecenia nawozowe. Cz. I. Liczby graniczne do wyceny zawartości w glebach makroi mikroskładników. s. P(44) Puławy, 26
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. 1993. Ocena
stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa
IUNG, P (53), Puławy, 20s.
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa.
Laskowski S. 1986. Powstanie i rozwój oraz właściwości gleb aluwialnych doliny środkowej Odry.
Zesz. Nauk. AR Wrocław, Rozprawy 56, 5–68
Makowski J. 2006. Geografia regionalna świata, Warszawa PWN
Malinowski R. 2001. Przestrzenne rozmieszczenie gatunków mad cedyńskich oraz ich właściwości
w zależności od sposobu użytkowania. Rozprawa doktorska. Szczecin, 231s.
Malinowski R. 2005: Charakterystyka właściwości chemicznych różnych gatunków mad rzecznych
Polderu Cedyńskiego Parku Krajobrazowego. Monogrph, t. III. Obieg pierwiastków w przyrodzie,
bioakumulacja-toksyczność-przeciwdziałanie. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa, 38–42
Malinowski R. 2008. Charakterystyka właściwości chemicznych wybranych gleb Parku Narodowego
„Ujście Warty”. Rocz. Glebozn. T. LIX, nr 3/4. Warszawa, 185–194
Niedźwiecki E. 1971. Różnicowanie się wodnych i powietrznych właściwości mad ciężkich w dolinie
rzeki Iny zależnie od sposobu ich użytkowania. Zesz. Nauk. WSR w Szczecinie nr 37, 187–205
Niedźwiecki E. 1972. Wpływ sposobu użytkowania na kształtowanie się niektórych właściwości
chemicznych mad ciężkich w dolinie rzeki Iny. Zesz. Nauk. AR w Szczecinie nr 38, 277–292
Niedźwiecki E. 1984. Zmiany cech morfologicznych i właściwości gleb uprawnych na tle
odpowiadających im gleb leśnych na Pomorzu Szczecińskim. Rozprawy 92. AR Szczecin, 154s.
PIOŚ i IUNG 1995. Podstawy oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb – metale ciężkie, siarka
i WWA. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa: 41s.
Rozporządzenie Ministra Środowiska 2002. W sprawie standardów jakości gleb i standardów
jakości ziemi. Dz.U. nr 165, poz. 1359: 10560–10564
117
Skład morfologiczny odpadów...
Edward MELLER
SKŁAD MORFOLOGICZNY ODPADÓW KOMUNALNYCH
WYTWARZANYCH W TRZEBIEŻY
MORPHOLOGICAL COMPOSITION OF MUNICIPAL WASTE
FROM TRZEBIEŻ
Zakład Gleboznawstwa, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie,
[email protected]
STRESZCZENIE Badania składu morfologicznego odpadów zrealizowano w Zakładzie Odzysku
i Składowania
Odpadów
Komunalnych
w
Leśnie
Górnym
(woj.
zachodniopomorskie).
W okresie badań od czerwca 2007 roku do maja 2008 roku, jednokrotnie w ciągu miesiąca wykonywano analizę
składu morfologicznego oraz oceny cech jakościowych odpadów pochodzących z dużego miasta (Szczecin) oraz
z małego miasta (Police). Wyodrębniono następujące składniki morfologiczne: odpady organiczne spożywcze
pochodzenia roślinnego i zwierzęcego oraz organiczne inne, papier i tekturę, tworzywa sztuczne, szkło, metale,
tekstylia, odpady mineralne, odpady sanitarne oraz frakcję o średnicy poniżej 10 mm. W porównaniu ze składem
morfologicznym mieszanych odpadów komunalnych pochodzących z obszaru wsi w badanych odpadach
stwierdzono: 3,2-krotnie większe ilości tekstyliów, 1,7-krotnie tworzyw sztucznych oraz 1,5-krotnie szkła. Na
stosunkowo podobnym poziomie utrzymuje się natomiast udział pozostałych składników morfologicznych.
SUMMARY The studies on morphological composition of municipal waste were conducted in Municipal Waste
Disposal and Recovery Plant in Leśno Górne (Western-Pomeranian Province). From June 2007 to May 2008
morphological composition of municipal waste from Trzebież was analyzed and its quality assessed once
a month. The following components were separated: organic waste of vegetable and animal origin, other
organics, glass, metals, textiles, mineral waste, sanitary waste and fraction below 10mm. In comparison with the
morphological composition of mixed municipal waste from Polish villages in the municipal waste under study
3,2 times high amounts of textiles, 1,7 times high amounts of plastic and 1,5 times high amounts of glass were
found. The level of other morphological components was similar.
Słowa kluczowe: skład morfologiczny, odpady komunalne
Keywords: morphological composition, municipal waste
WSTĘP
Według opracowania GUS [2005] w 2004 roku wytworzono w Polsce 9759,3 tyś Mg
odpadów komunalnych, z czego 8135,5 tyś Mg w miastach, a 1380,5 tyś Mg w obszarach
wiejskich. Dane zamieszczone w tym raporcie wskazują ponadto, że z całkowitej ilości
odpadów komunalnych wytwarzanych w miastach 96,1% ich masy zdeponowano na
składowiskach. Z ogólnej ilości odpadów komunalnych wytworzonych w obszarach wiejskich
aż 99,5% poddano składowaniu bez wcześniejszego przetworzenia [GUS 2005].
Aktualnie w Polsce właściwości odpadów komunalnych są słabo rozeznane, co wynika
z nikłej częstotliwości prowadzenia badań ich składu morfologicznego. Jędrczak i Szpadt
[2006] wskazują, że dotychczasowe badania prowadzone były w Polsce głównie w dużych
miastach: w Warszawie, Wrocławiu, Krakowie, miastach Górnego Śląska, niewiele zaś
wykonano badań odpadów wytwarzanych w mniejszych miastach, a także na terenach
wiejskich. W ostatnich latach w literaturze przedmiotu znane są badania składu
morfologicznego
odpadów
komunalnych
wytwarzanych
w
obszarach
wiejskich
przeprowadzone przez Sieję [2006]. Niezbędnym zatem jest rozszerzenie zakresu badań
właściwości odpadów komunalnych wytwarzanych w Polsce w obszarach wiejskich.
119
Meller
W pracy przedstawiono wyniki badań składu morfologicznego odpadów komunalnych
wytwarzanych w Trzebieży.
METODYKA
Badania prowadzono od czerwca 2007 roku do maja 2008 roku w Zakładzie Odzysku
i Składowania Odpadów Komunalnych w Leśnie Górnym, a analizę składu morfologicznego
odpadów komunalnych Trzebieży przeprowadzono raz w miesiącu. Trzebież jest
miejscowością o typowo wiejskim charakterze, zamieszkiwaną przez ok. 2500 mieszkańców,
w której dominuje zabudowa jednorodzinna posiadająca indywidualne systemy grzewcze
[GUS 2009].
Odpady komunalne dostarczane do zakładu śmieciarkami rozładowywano w obrębie
wybetonowanego placu. Z utworzonej pryzmy odpadów pobierano kilkadziesiąt próbek
jednostkowych, pozwalających uzyskać próbę ogólną do badań składu morfologicznego.
Próbki jednostkowe pobierano z różnych części pryzmy odpadów, przy czym uzyskiwano je
zarówno z zewnętrznych części pryzmy, jak i miejsc odsłanianych systematycznie przez
ładowarkę. Próbki jednostkowe zebrane z danej części pryzmy odpadów odkładano na wolną
część placu, dokładnie mieszano, a następnie około 50% tej objętości wykorzystywano do
badań, jako tzw. próbkę ogólną o objętości około 1 m3.
W trakcie badań składu morfologicznego z próbki ogólnej początkowo wydzielano ręcznie
grubsze składniki morfologiczne. Pozostałą część przesiewano przez sito o wielkości oczek
10 mm, uzyskując frakcję o średnicy poniżej 10 mm. Odpady pozostałe na sicie rozdzielano
dalej na poszczególne składniki morfologiczne. W trakcie opisanych prac wydzielano
następujące składniki:
1. Organiczne spożywcze pochodzenia roślinnego,
2. Organiczne spożywcze pochodzenia zwierzęcego,
3. Pozostałe organiczne;
4. Papier i tekturę,
5. Tworzywa sztuczne,
6. Szkło,
7. Metale,
8. Tekstylia,
9. Sanitarne,
10.Mineralne,
11.Frakcja odpadów o średnicy < 10 mm.
120
Skład morfologiczny odpadów...
WYNIKI
Składniki morfologiczne odpadów komunalnych wytwarzanych w Trzebieży można
uporządkować według malejącego udziału w szeregu: tworzywa sztuczne (20,7%), odpady
spożywcze pochodzenia roślinnego (19,8%), frakcja o średnicy < 10 mm (13,9%), papier
i tektura (12,6%), szkło (12,1%), pozostałe organiczne (5,6%), odpady sanitarne (4,6%),
metale (4,1%), tekstylia (3,2%), pozostałe mineralne (2,7%) oraz składniki spożywcze
pochodzenia zwierzęcego (0,6%).
Wśród składników morfologicznych odpadów komunalnych wytwarzanych w Trzebieży
dominują odpady organiczne. Składniki organiczne spożywcze pochodzenia roślinnego
stanowią od 13,3 do 28,9%, a łączna zawartość odpadów organicznych wynosi od 15,8 do
34,9%. W czasie realizacji badań najmniejszą ilość składników organicznych stwierdzono
w lutym, największą natomiast we wrześniu. Średnia zawartość wszystkich składników
organicznych wynosi średnio 26,1% i nie odbiega znacząco od ilości tych składników
w odpadach obszarów wiejskich (24%) przedstawionych w Krajowym planie gospodarki
odpadami 2010 opublikowanym w Monitorze Polskim [2006].
Surowce wtórne (papier i tektura, tworzywa sztuczne, szkło, metale oraz tekstylia)
stanowią od 42,2 do 66,5% masy odpadów komunalnych Trzebieży. Na uwagę zwraca przede
wszystkim bardzo duża zawartość tworzyw sztucznych (od 12,5 do 28,4%; średnio 20,7%).
Według danych Krajowego planu gospodarki odpadami 2010 [Monitor Polski, 2006]
zawartość tworzyw sztucznych w odpadach komunalnych terenów wiejskich wynosi tylko
12%. Według dotychczasowych badań ilość tworzyw sztucznych w odpadach komunalnych
wytwarzanych w Polsce wzrasta jednak w ostatnich latach. Skalmowski [2005] dla odpadów
komunalnych wytwarzanych w Warszawie w 2004 roku podaje zawartość tworzyw
sztucznych wynoszącą 16,5%. Sieja [2003] w odpadach wytwarzanych w Szczecinie
stwierdziła średnio 16,04% tworzyw sztucznych. Meller i wsp. [2009] dla odpadów
komunalnych wytwarzanych w Szczecinie podają średnią zawartość tworzyw sztucznych
wynoszącą 19,1%.
W badaniach własnych stwierdzono ponadto, w porównaniu do danych o składzie
morfologicznym
odpadów
komunalnych
wytwarzanych
w
obszarach
wiejskich
przedstawionych w Krajowym planie gospodarki odpadami 2010 [Monitor Polski, 2006],
większe ilości tekstyliów (3,2-krotnie) oraz szkła (1,5-krotnie). Ilości papieru i tektury oraz
metali w odpadach komunalnych Trzebieży odpowiadają natomiast danym przedstawionym
w Krajowym planie gospodarki odpadami 2010.
Zawartość składników mineralnych w odpadach komunalnych Trzebieży waha się
w szerokich granicach od 6,4 do 33,9%. Wśród składników mineralnych dominuje frakcja
121
Meller
odpadów o średnicy poniżej 10 mm, która stanowi od 4,6 do 34,8% (średnio 13,9%).
Najmniejszą ilość frakcji o średnicy poniżej 10 mm stwierdzono w czerwcu 2007 roku,
a największą w marcu 2008 roku.
WNIOSKI
1. Stwierdzona w badaniach własnych średnia zawartość składników organicznych
w odpadach komunalnych wytwarzanych w Trzebieży odpowiada ilościom tych
składników w odpadach komunalnych obszarów wiejskich przedstawionych w Krajowym
planie gospodarki odpadami 2010.
2. W odpadach komunalnych Trzebieży stwierdzono ilości tworzyw sztucznych znacznie
przekraczające dotychczasowe prognozy.
3. W odniesieniu do danych o składzie morfologicznym odpadów komunalnych obszarów
wiejskich przedstawionych w Krajowym planie gospodarki odpadami 2010 w odpadach
Trzebieży stwierdzono większe ilości tekstyliów (3,2-krotnie) oraz szkła (1,5-krotnie).
LITERATURA
GUS 2005. Ochrona środowiska 2005. Informacje i opracowania statystyczne. Warszawa
GUS 2009. ”Ludność stan i struktura w przekroju terytorialnym. Stan w dniu 31.XII.2008r.”,
Warszawa
Jędrczak A., Szpadt R. 2006. Określenie metodyki badań składu sitowego, morfologicznego
i chemicznego odpadów komunalnych, Kamieniec Wr. – Zielona Góra, 2006, 1–110
Meller E., Figaszewska A., Fluda M., Janczewski A., Perwenis K. 2009. Skład morfologiczny
odpadów komunalnych wytwarzanych w Szczecinie i Policach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln.
(w druku)
Monitor Polski 2006, nr 90, poz. 946. Krajowy plan gospodarki odpadami 2010, 1–98
Sieja L. 2006. Charakterystyka odpadów komunalnych na podstawie badań w wybranych miastach
Polski. Ochrona powietrza i problemy odpadów nr 1/2006
Sieja i wsp. [2003] Wykonanie badań morfologicznych odpadów komunalnych m. Szczecina – raport
z badań prowadzonych w okresie III2002–II2003r, IETU Katowice 2003r.
Skalmowski K. 2005. Właściwości technologiczne odpadów komunalnych w Warszawie. Mat. VI
Międz. Forum Gospodarki Odpadami, Poznań-Licheń Stary, 2005
122
Tab. 1. Skład morfologiczny odpadów wytwarzanych w Trzebieży
Tab. 1. Morphological composition of municipal waste from Trzebież
Składniki morfologiczne
Morphological components
Odpady organiczne roślinne
Organic waste of vegetable origin
Odpady organiczne zwierzęce
Organic waste of animal origin
Papier i tektura
Paper and cardboard
Tworzywa sztuczne
Plastic
Tekstylia
Textiles
Szkło
Glass
Metale
Metals
Pozostałe organiczne
Other organic
Pozostałe mineralne
Other mineral
Odpady sanitarne
Sanitary waste
Frakcja < 10 mm
Fraction < 10 mm
Suma
Total
VI
2007
VII
2007
VIII
2007
Termin pomiaru – Measurement time
IX
X
XI
XII
I
II
2007 2007 2007 2007 2008 2008
19,2
16,1
14,2
16,5
17,3
16,4
24,4
28,9
13,4
16,4
28,7
26,2
19,8
0,4
0,2
1,3
0,6
1,1
0,4
0,3
0,3
0,2
0,7
1,5
0,3
0,6
15,3
19,8
12,9
13,9
9,5
8,8
10,2
11,1
13,6
9,2
13,9
12,9
12,6
25,5
28,0
28,4
18,7
19,3
16,0
17,9
15,6
21,2
12,5
22,6
22,1
20,7
5,2
5,9
1,5
1,2
2,0
2,3
1,6
1,2
5,5
1,6
7,6
2,6
3,2
13,1
6,9
16,4
15,0
8,8
14,4
7,7
11,7
13,4
14,1
11,9
12,2
12,1
2,8
5,9
2,6
2,6
4,3
4,7
4,8
6,3
5,3
5,1
2,0
2,8
4,1
5,2
3,4
6,4
17,7
14,8
6,7
2,7
3,1
2,2
2,5
2,7
1,3
5,7
3,1
3,3
2,9
1,2
2,2
1,8
2,9
1,2
6,0
2,2
1,1
4,7
2,7
5,6
3,0
6,7
4,5
7,9
2,3
2,6
3,3
5,1
4,0
2,7
7,7
4,6
4,6
7,5
6,7
8,1
12,8
26,2
24,9
17,3
14,1
31,7
5,3
7,2
13,9
III
2008
IV
2008
V
2008
100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0 100,0
Średnia
Mean
100,0
Aktualny stan poekspoloatacyjnego...
Elżbieta MŁYNKOWIAK, Ignacy KUTYNA, Anna NOWAK
AKTUALNY STAN POEKSPLOATACYJNEGO WYROBISKA
KRUSZYW W MIELENKU DRAWSKIM
THE CURRENT STATE OF EXCAVATION AFTER GRAVEL
AND SAND EXPLOITATION LOCATED ET MIELENKO DRAWSKIE
Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska,
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, [email protected]
STRESZCZENIE Omawiany teren, zlokalizowany w okolicy Drawska Pomorskiego w Mielenku Drawskim,
stanowił miejsce eksploatacji piasków i żwiru. Obecnie część tego obszaru zrekultywowano w kierunku leśnym,
część przeznaczono pod składowisko odpadów komunalnych, pozostałe powierzchnie nie są zagospodarowane.
Do leśnej rekultywacji przeznaczono około 14 ha gruntów wyrobiska. Obszar ten zniwelowano, zlikwidowano
wypiętrzenia zgromadzonego nadkładu, a na grunt o podłożu piasku luźnego nawieziono warstwę około
30–50 cm substratu z sąsiadującej kopalni kredy jeziornej. Pozostawiono wartościowe kępy z samosiewem
olszy, sosny i brzozy. Na ten obszar wprowadzono gatunki lasotwórcze: sosnę, świerk, olszę, brzozę, dąb i inne.
Składowisko odpadów komunalnych posiada uszczelnione geomembraną dno i skarpy. Odcieki z terenu
składowiska są odprowadzane systemem drenów do kolektora, kierującego je do oczyszczalni ścieków w
Drawsku Pomorskim. Na terenie niezrekultywowanym wyrobiska wyróżniono i scharakteryzowano następujące
zespoły roślinne: Corispermo-Brometum tectorum, Calamagrostietum epigeji, Echio-Melilotetum, SperguloCorynephoretum, Arrhenatheretum elatioris oraz zbiorowisko z Sedum acre i zbiorowisko z Anthyllis vulneraria.
SUMMARY Investigated terrain, situated in neighbourhood of Drawsko Pomorskie et Mielenko Drawskie made
up the place of exploitation of sands and gravel. One part of this area was reclaimed in forest direction at present,
second part was intended under municipal landfill site, and the rest was not bring into cultivation. It to it was
farm implement About 14 ha of soils was intended to reclaim in forest direction. The part of area of excavation
was surveyed, the accumulated cup-rock was uplifted, and also on a part of soil built form loose sand the layer
about 30–50 cm of substratum from neighboring mine of lake chalk was putted. Some valuable clusters with
self-sown trees of alder, pine and birch were left. Within introduced on this area species were: pine, spruce, alder,
birch, oak and other ones. The municipal landfill site possesses the sealed up bottom and the slopes, the waters
from terrain of landfill are drained by system of drains to the collector, which directs them to sewage treatment
plant in Drawsko Pomorskie. On the area not taken into cultivation following plant association were
distinguished and characterized: Corispermo-Brometum tectorum, Calamagrostietum epigeji, EchioMelilotetum, Spergulo-Corynephoretum, Arrhenatheretum elatioris as well as plant associaition with Sedum acre
and another one with Anthyllis vulneraria.
Słowa kluczowe: wyrobisko poeksloatacyjne, rekultywacja wyrobisk, zbiorowiska roślinne
Keywords: discarded excavation, excavation reclamation, plant community
WSTĘP
Województwo zachodniopomorskie jest zasobne w surowce mineralne w tym i kruszywo
budowlane. Eksploatacja piasku, żwiru oraz innych surowców mineralnych decydująco
wpływa na zmiany w krajobrazie. Bezpośredni wpływ wydobycia surowców mineralnych jest
widoczny gołym okiem, powstają różnego rodzaju elementy rzeźby terenu: zbocza, wały,
obniżenia, które powodują duże zróżnicowanie warunków ekologicznych w tym wodnych.
Ogromne powierzchnie odkrytej ziemi muszą być odnowione i zagospodarowane.
W sąsiedztwie wyrobisk zaburzeniom ulegają stosunki wodne, następuje zmiana kierunku
przepływu cieków powierzchniowych. W związku z tym na obszarze wyrobisk, tworzą się
odmienne,
niż
wcześniej
występujące
warunki
mikroklimatyczne,
glebowe
oraz
hydrologiczne, które w znaczny sposób oddziałują na występującą tam roślinność.
Zbiorowiska roślinne na takich obszarach opisywali m.in.: Furdyna (1974), Balcerkiewicz
125
Młynkowiak, Kutyna i in.
i Pawlak (1990), Stanisławek (1995), Kompała (1997), Błońska i in. (2003). Młynkowiak
i Kutyna (1999) badali florę naczyniową na obszarach piaskowni i żwirowni w zachodniej
części Pojezierza Drawskiego. Przekształcone tereny stają się uciążliwe nie tylko dla
środowiska przyrodniczego, ale również okolicznej ludności, dlatego należy w odpowiedni
sposób zagospodarować wielkoobszarową powierzchnię poeksploatacyjną. Niekorzystne
zmiany w części są niwelowane przez działania rekultywacyjne, co przyczynia się do
poprawy zaburzonych warunków mikroklimatycznych na terenie poeksploatacyjnym. Przy
rekultywacji piaszczystych terenów bezglebowych konieczne jest zainicjowanie procesów
glebotwórczych, które pozwolą na odpowiedni rozwój zarówno istniejącej, jak i wkraczającej
tam roślinności. Piasek musi być wzbogacony w składniki odżywcze dla roślin, a także
w substancję organiczną, która potrafi sorbować oraz zwiększać retencję wody. W odbudowie
biologicznej skarp, w celu ograniczenia procesów erozyjnych, wykorzystuje się gatunki
roślin, posiadające głęboki system korzeniowy, a drzewa sadzi się w gęstej więźbie.
W Polsce rekultywacja prowadzona jest w kierunkach: leśnym, pod uprawy rolnicze,
z przeznaczeniem na zbiorniki wodne oraz na cele specjalne (w tym rekreacyjne, czy jako
składowiska odpadów komunalnych).
Najczęściej w Polsce stosowany jest leśny kierunek rekultywacji na obszarach kopalń
odkrywkowych. Wynika to z najniższych kosztów zagospodarowania i stosunkowo szybko
widocznych efektów. Wykonanie zabiegów rekultywacyjnych pod uprawy rolnicze jest
złożonym i trudnym zadaniem. Prace techniczne i biologiczne mają w konsekwencji dać grunt
o odpowiednich właściwościach fizycznych, chemicznych i biologicznych. Wyrobiska po
eksploatacji surowców naturalnych mogą być, wszędzie tam gdzie jest to tylko możliwe,
zagospodarowane na zbiorniki wodne do celów retencyjnych lub rekreacyjnych. Coraz
częściej stosowana jest także rekultywacja specjalna, umożliwiająca wtórne użytkowanie
terenów
poeksploatacyjnych
i
tworzenia
nowych
antropogenicznych
krajobrazów.
Przykładem może być zagospodarowanie takich terenów, jako park z placami zabaw dla
dzieci czy ośrodek sportowo-rekreacyjny. Kierunek wodny rekultywacji umożliwia
utworzenie plaży i kąpieliska, wykorzystywanych w celach rekreacyjnych. Realizowane
projekty dostosowane są do potrzeb pobliskiego miasta i jego mieszkańców, umożliwiając
spędzanie wolnego czasu w terenie. Obszary poddane rekultywacji z powodzeniem mogą
pełnić funkcję dydaktyczną, do organizacji zajęć o charakterze interdyscyplinarnym,
z pogranicza ekologii, biologii, geografii i ochrony środowiska. Często po dokładnej analizie
terenu, pod kątem warunków geologicznych i hydrogeologicznych, obszary wyrobisk
wykorzystuje się jako składowiska odpadów nieszkodliwych. Dodatkowo konieczne jest
126
Aktualny stan poekspoloatacyjnego...
dobre rozpoznanie właściwości odpadów oraz przestrzeganie odpowiednich norm,
regulujących budowę składowisk odpadów, żeby do minimum ograniczyć obciążenie
środowiska. Fragmenty wyrobisk poeksploatacyjnych, posiadające np. interesujący profil
litostratygraficzny obejmowane są ochroną prawną najczęściej w formie stanowiska
dokumentacyjnego.
Wyrobisko poeksploatacyjne w okolicy Drawska Pomorskiego, będące przedmiotem
niniejszej pracy, znajduje się na terenach cennych przyrodniczo – Ostoja Drawska, dlatego
niezwykle ważne dla utrzymania atrakcyjności krajobrazowej i przyrodniczej tego obszaru,
jest właściwe jego zagospodarowanie. W pracy opisano aktualny stan zagospodarowania
omawianego wyrobiska.
CHARAKTERYSTYKA PRZYRODNICZA OBIEKTU BADAŃ
Teren badań – wyrobisko poeksploatacyjne w Mielenku Drawskim, znajduje się około
4 km na południe od miasta Drawsko Pomorskie, przy drodze wojewódzkiej Drawsko
Pomorskie – Kalisz Pomorski. Od strony południowej do wyrobiska przylega teren kopalni
kredy jeziornej. Od strony północno-wschodniej, po przeciwnej stronie drogi Drawsko
Pomorskie – Kalisz Pomorski znajduje się nieczynne wysypisko odpadów komunalnych, a od
strony południowej teren Zakładu Eksploatacji Kruszywa „Drawsko Pomorskie”. Na północy
znajdują się zalesione tereny pagórkowate. Rzeka Drawa przepływa w odległości około 500
m w kierunku północnym (Ewertowska-Madej, Szymański 1996). Rejon ten leży na skraju
jednostki mezozoicznej (tj. wału pomorskiego) w obrębie antykliny Świdwina. Utwory
jurajskie zalegają tu na głębokości ponad 200 m. Na utworach liasu i doggeru występuje
trzeciorzęd wykształcony w postaci iłów, mułków, lokalnie wkładek węgla brunatnego oraz
przewarstwień piaszczystych. Strop trzeciorzędu zalega na głębokości 100 − 150 m p.p.t. Na
tym podłożu nagromadzone są utwory czwartorzędowe. Zasadniczy trzon tych utworów
tworzą gliny zwałowe oraz piaski i żwiry akumulacji wodnolodowcowej. Teren
poeksploatacyjny znajduje się w obrębie Równiny Drawskiej, której rozwój był ściśle
związany z kształtowaniem się odpływu strumieni wód roztopowych, tworzących cały system
sandrowy. Drugim podstawowym zespołem form występujących na tym obszarze są ocalałe z
rozmycia lub zasypania sandrowego płyty morenowe. Wznoszą się one z powierzchni
sandrowej, jako formy ostańcowe. Są to prawdopodobnie wypiętrzenia moreny dennej
wcześniejszego stadium zlodowacenia (Ewertowska-Madej, Szymański 1996).
Jak wykazują badania geologiczne (Redes i in. 2004), na tym terenie gliny zwałowe są
wykształcone
w
postaci
brązowych
glin
piaszczystych,
przewarstwionych
pyłem
i różnoziarnistym piaskiem pylastym. Natomiast utwory akumulacji wodno-lodowcowej
127
Młynkowiak, Kutyna i in.
(sandry) składają się z piasków średnioziarnistych i gruboziarnistych, różnoziarnistych
żwirów i pospółek barwy żółtoszarej i żółtobrązowej. Dolne partie piasków, przylegające do
podłoża gliniastego utworzone są z drobnoziarnistych piasków gliniastych. Złoże kruszywa
eksploatowanego na tym terenie stanowiły piaski średnioziarniste i gruboziarniste (Drawsko
Pomorskie II), pospółka i piaski (Drawsko Pomorskie) oraz piaski ze żwirem i żwiry
(Mielenko Drawskie III). Oprócz tego w obrębie doliny rzeki Drawy występują osady rzeczne
w postaci piasków średnioziarnistych i drobnoziarnistych usypanych w formie teras.
Meandrujący charakter rzeki wynika z obecności form ostańcowych (wypiętrzenia moreny
dennej), które powodują zmianę kierunku przepływu wody oraz wzmagają procesy erozyjne.
Procesy te doprowadziły do powstania ostrych, stromych zboczy o wysokości kilkunastu
metrów, zbudowanych w większości z gliny oraz wąskich przełomów rzeki Drawy.
Warunki klimatyczne charakteryzują się − średnią roczną temperaturą z wielolecia 7,1°C
i średnią sumą opadów z wielolecia − 670 mm. Najcieplejszym miesiącem jest lipiec
(16,8°C), najchłodniejszymi miesiącami są styczeń i luty ze średnią temperaturą − 2,7°C
(Atlas hydrologiczny Polski 1986).
MATERIAŁ I METODY
Badania terenowe przeprowadzono na obszarze poeksploatacyjnego wyrobiska piasku
i żwiru w Mielenku Drawskim. Opracowania dotyczące części zrekultywowanej oraz
funkcjonującej jako składowisko odpadów komunalnych uzyskano z Urzędu Miasta i Gminy
Drawsko Pomorskie. Na niezagospodarowanym obszarze wyrobiska, w czerwcu 2008 roku,
wykonano 64 zdjęcia fitosocjologiczne metodą Braun-Blanqueta (Dzwonko 2007).
W niniejszym opracowaniu wykorzystano ich 51. Na powierzchniach reprezentatywnych dla
poszczególnych zbiorowisk roślinnych pobrano zbiorcze próby glebowe z wierzchniego
(0−20 cm) poziomu. Oznaczono w nich metodą potencjometryczną pH gleby w H20
i 1 M KCI.
Nazwy
gatunków
podano
za
Mirkiem
i
in.
(2002),
przynależność
fitosocjologiczną taksonów określono na podstawie Matuszkiewicza (2007). Stałość
fitosocjologiczną (S) i współczynniki pokrycia (D) wyliczono metodami powszechnie
stosowanymi przez geobotaników (Dzwonko 2007).
WYNIKI I DYSKUSJA
Do leśnego zagospodarowania przeznaczono około 14 ha gruntów. Projekt leśnego
zagospodarowania gruntu po rekultywacji Mielenko Drawskie (Lewandowski 2003)
obejmuje: określenie potencjalnych siedlisk leśnych, wewnętrznych dróg leśnych, ocenę
zagrożenia przez szkodniki glebowe i projekt zalesień. I etap prac – 2003 r. zakładał
zalesienie 7 ha powierzchni, kolejne 7 ha przewidziano do zalesienia w rok 2004 i kolejnych
128
Aktualny stan poekspoloatacyjnego...
latach. Część obszaru wyrobiska zniwelowano, zlikwidowano wypiętrzenia zgromadzonego
nadkładu, na część gruntu, o podłożu piasku luźnego nawieziono warstwę około 30–50 cm
substratu
z
sąsiadującej
kopalni
kredy
jeziornej.
Na
niektórych
powierzchniach
przeprowadzono meliorację agrotechniczną. Pozostawiono wartościowe kępy z samosiewem
olszy, sosny i brzozy. Określono następujące potencjalne typy siedliskowe lasu: Bśw, Bw,
BMw, BMśw, bagno. Wprowadzono na ten obszar gatunki lasotwórcze: sosnę, świerk, olszę,
brzozę, dąb i inne. Projekt zawiera szczegółowe zestawienie tabelaryczne powierzchni wraz
z wyliczeniem liczby sadzonek oraz więźbę i zmieszanie gatunków oraz sposób sadzenia.
Zaprojektowano drogi leśne z założeniem ułatwienia dojazdu do przyszłego kompleksu
leśnego w celu prowadzenia prac hodowlanych i ochrony przeciwpożarowej. Obecnie
większość z założonych w projekcie prac zrealizowano.
Składowisko odpadów komunalnych dla Miasta i Gminy Drawsko Pomorskie
zlokalizowane jest w wyeksploatowanym wyrobisku kruszywa Drawsko Pomorskie II.
Posiada uszczelnione dno i skarpy geomembraną, odcieki z terenu składowiska są
odprowadzane systemem drenów do kolektora, kierującego je do oczyszczalni ścieków
w Drawsku Pomorskim. Na miejscu prowadzona jest selekcja odpadów w celu pozyskania
surowców wtórnych. Składowisko obejmuje dwie niecki, jedna położona bliżej drogi
dojazdowej, o powierzchni około 3,38 ha i druga oddzielona wałem ziemnym o powierzchni
2,8 ha. W roku 2006 na składowisku zdeponowano 4.743,09 Mg, a zebrano 135,23 Mg
odpadów do odzysku. Na terenie składowiska są zainstalowane trzy piezometry w celu
monitorowania wód podziemnych. Dwa piezometry (P−2 i P−3) obejmują wody podziemne
wypływające z terenu nowego składowiska. Piezometr P−l jest usytuowany między nowym
składowiskiem i zamkniętym starym wysypiskiem odpadów (Redes i in. 2004). Poprzednio
użytkowane składowisko (funkcjonujące od 1975 do 2002 roku) o powierzchni użytkowej 5,2
ha jest zlokalizowane w niewielkiej odległości – po przeciwnej stronie drogi, również
w wyrobisku po piasku i żwirze.
Na terenie niezagospodarowanym, na podstawie 51 zdjęć fitosocjologicznych wyróżniono
i scharakteryzowano 7 zbiorowisk roślinnych, w tym 5 w randze zespołu: CorispermoBrometum
tectorum,
Calamagrostietum
epigeji,
Echio-Melilotetum,
Spergulo-
Corynephoretum, Arrhenatheretum elatioris oraz zbiorowisko z Sedum acre i zbiorowisko
z Anthyllis vulneraria (tab. 1). Łącznie we wszystkich zbiorowiskach roślinnych odnotowano
122 gatunki roślin, reprezentujące 12 klas syntaksonomicznych. Stwierdzono obecność
jednego gatunku Ononis spinosa podlegającego ochronie ścisłej i 1 taksonu Helichrysum
arenarium podlegającego ochronie częściowej (tab. 1).
129
Młynkowiak, Kutyna i in.
Według Matuszkiewicza (2007) zespół ze stokłosą dachową (Bromus tectorum) oraz
z wrzosowcem
cienkoskrzydełkowym
(Corisperum
leptopterum)
należy
do
bardzo
pospolitych zbiorowisk wykształcających się na starych żwirowiskach. Na obszarze żwirowni
w Mielenku Drawskim płaty zespołu ze stokłosą dachową (Bromus tectorum) oraz
z wrzosowcem cienkoskrzydełkowym (Corisperum leptopterum) notowane są na terenie
płaskim oraz zboczach o północnej ekspozycji. Z gatunków charakterystycznych zespołu
częściej i z większym pokryciem obserwowano stokłosę dachową (Bromus tectorum),
gatunek ten występuje we wszystkich fitocenozach, osiągając w nich współczynnik pokrycia
D=2750, natomiast wrzosowiec cienkoskrzydełkowy (Corisperum leptopterum), obecny w
dwóch z czterech badanych fitocenoz i osiągnął bardzo niski współczynnik pokrycia D=50
(tab. 1). Z prób glebowych (dwóch z terenu płaskiego i jednej ze stoku piaszczystego
usypiska) wynika, że odczyn gleby jest zasadowy (pHKCl wynosi od 7,6 do 8,0). Średnie
pokrycie płatów przez roślinność wynosi ponad 60%. Przeciętnie w jednym zdjęciu występuje
25 gatunków, najwięcej 34, najmniej 18 (tab. 1).
Zespół Calamagrostietum epigeji według Matuszkiewicza (2007) występuje szczególnie
często na terenach piaszczystych oraz zrębach suchych borów. Skupienia trzcinnika
piaskowego (Calamagrostis epigejos) odznaczają się dużą trwałością oraz zdolnością do
dynamicznego rozwoju. Występuje on najczęściej na glebach ubogich w azot ogólny
i mineralny, choć w pierwszej fazie zasiedlania siedlisk wymaga zwiększonej ilości tego
składnika. Skład gatunkowy fitocenoz ze względu na ekspansywny charakter tego gatunku
jest uproszczony (Matuszkiewicz 2007). Zespół Calamagrostietum epigeji wyróżniono
w wyrobisku na podstawie 10 zdjęć fitosocjologicznych (tab. 1). Średnia liczba gatunków
w zdjęciu wynosi 11, łącznie w asocjacji stwierdzono obecność 49 gatunków roślin
naczyniowych. Zespół charakteryzuje się dominacją trzcinnika piaskowego (S=V, D=6375)
i dużym stopniem pokrycia badanej powierzchni (powyżej 80%). Zespół trzcinnika
piaskowego (Calamagrostis epigejos) występuje zarówno na terenie płaskim jak i na
zboczach o północnej ekspozycji. Odczyn gleby w obrębie tych fitocenoz jest zasadowy
(pHKCl − 7,9). W zespole liczne są także gatunki z klasy Molinio-Arrhenatheretea.
Na obszarze wyrobiska wyróżniono również zespół Echio-Melilotetum. Pokrycie roślin na
badanych powierzchniach przekracza 80%. Podłoże glebowe asocjacji cechuje się odczynem
zasadowym (pHKCl 7,8−7,9). Zespół wyróżniono na podstawie obecności gatunków
charakterystycznych i wyróżniających: nostrzyk biały (Melilotus alba), żmijowiec zwyczajny
(Echium vulgare), nostrzyk żółty (Melilotus officinalis) i wiesiołek dwuletni (Oenthera
biennis). Szczególnie często pojawiał się nostrzyk żółty (Melilotus officinalis), który
130
Aktualny stan poekspoloatacyjnego...
występuje we wszystkich zdjęciach, posiada on także największy współczynnik pokrycia −
D=3850. Zespół charakteryzuje się bogactwem flory, średnia liczba gatunków w zdjęciu
wynosi 23 – najwięcej 32, najmniej 14 (tab. 1). Balcerkiewicz i Pawlak (1990) opisali zespół
Echio-Melilotetum R.Tx. 1947 na gliniastych stokach zwałowiska w Zagłębiu Konińskim.
Autorzy wskazali na powszechne wykorzystywanie, szczególnie nostrzyka białego (Melilotus
alba) do umocnienia stoków i skarp. Autorzy podkreślają również, że badane fitocenozy
stanowią istotne ogniwo w sukcesji roślinności na niektórych obszarach zwałowiska. Kutyna
i Dziubak (2005) wyróżnili zespół Echio-Melilotetum na obszarze składowiska odpadów
poflotacyjnych „Gilów”, gdzie oba gatunki nostrzyków zostały wprowadzone, jako taksony
mające wspomagać planowaną na tym terenie rekultywację.
Na obszarze wyrobiska często notowano zbiorowisko z Sedum acre. Fitocenozę opisano na
podstawie 12 zdjęć fitosocjologicznych. Średnie pokrycie roślin na badanej powierzchni
wynosi 50%. Odczyn wierzchniej warstwy podłoża jest zasadowy (pHKCl − 7,7). Rozchodnik
ostry (Sedum acre), gatunek charakterystyczny klasy Koelerio glaucae-Corynephoretea
canescentis osiąga V stopień stałości oraz największy współczynnik pokrycia, D=4667. Tę
klasę fitosocjologiczną reprezentuje również Ceratodon purpureus oraz kocanki piaskowe
(Helichrysum arenarium), osiągające także V stopień stałości. Średnio w jednym zdjęciu
występuje 15 gatunków roślin, maksymalnie − 18, minimalnie − 11.
Zespół Spergulo-Corynephoretum Matuszkiewicz (2007) opisuje jako skrajnie ubogie
florystycznie zbiorowisko z dominującą szczotlichą siwą (Corynephorus canescens). Dodaje
również, że jest to zbiorowisko, które inicjuje procesy zarastania luźnych piasków, różnego
pochodzenia oraz o odmiennym składzie, najczęściej występujące na siedliskach ubogich
w węglan wapnia. Większość fitocenoz tego zespołu to wtórne antropogeniczne zbiorowiska
zastępcze, powstałe w wyniku degradacji pierwotnej roślinności. Furdyna (1974) wyróżnił
Corynephoretum canescentis na obszarze objętym eksploatacją piasku. Kompała (1997)
zespół Spergulo-Corynephoretum obserwowała na wyrobiskach popiaskowych, szczególnie
w miejscach o niestabilnym podłożu, charakteryzującym się silnym nagrzewaniem piasków
a także niedoborem wody. Na obszarze wyrobiska w Mielenku Drawskim gatunki
charakterystyczne zespołu chroszcz nagołodygowy (Teesdalea nudicaulis) oraz sporek
wiosenny (Spergula morisonii) osiągają małe współczynniki pokrycia odpowiednio − D=300
i D=50 (tab. 1). Gatunkami dominującymi są szczotlicha siwa (Corynephorus canescens)
osiąga najwyższy współczynnik pokrycia − D=8700 oraz rozchodnik ostry (Sedum acre) −
D=1838. Średnio w jednym zdjęciu odnotowano 11 gatunków, a średnie pokrycie
powierzchni przez roślinność wynosi 65%.
131
Młynkowiak, Kutyna i in.
Zespół rajgrasu wyniosłego w obrębie wyrobiska scharakteryzowano na podstawie 10
zdjęć fitosocjologicznych (tab.1). Odczyn substratu na badanych powierzchniach jest
obojętny (pH(KCl)=6,7) lub zasadowy (pH(KCl)=7,3 i pH=7,7). Z gatunków charakterystycznych
zespołu Arrhenatheretum elatioris wyraźnie dominuje, pod względem stopnia stałości oraz
współczynnika pokrycia, rajgras wyniosły (Arrhenatherum elatius) − S=V, D=6080. Przytulia
pospolita (Galium mollugo) − gatunek charakterystyczny związku Arrhenatherion elatioris −
osiągnęła V stopień stałości oraz współczynnik pokrycia D=1350, pozostałe gatunki z tego
związku występują rzadziej i mniej licznie − świerzbnica polna (Knautia arvensis) – S=IV,
D=110 oraz kozibród łąkowy (Tragopogon pratensis) – S=III a D=50. Średnio w 1 zdjęciu
fitosocjologicznym odnotowano 17 gatunków, najwięcej 22, najmniej 11. Najliczniej
reprezentowana jest klasa Molinio-Arrhenatheretea – 15 taksonów. Z innych klas
fitosocjologicznych, współtworzących zbiorowisko, licznie reprezentowana jest klasa
Artemisietea vulgaris – 12 gatunków.
Przelot pospolity (Anthyllis vulneraria) a także inne gatunki z rodziny motylkowatych
(Fabacaea), dzięki zdolności symbiozy z bakteriami brodawkowymi, szczególnie często
zasiedlają ubogie troficznie siedliska, jakimi są tereny wyrobisk poeksploatacyjnych.
Balcerkiewicz i Pawlak (1990) zwrócili uwagę na podobieństwo florystyczne i siedliskowe
fitocenoz z Anthylis vulneraria i zespołów z klasy Festuco-Brometea. Młynkowiak i Kutyna
(2005) notowali zbiorowisko z przelotem pospolitym (Anthylis vulneraria) często na terenie
wyrobisk w zachodniej części Pojezierza Drawskiego, najczęściej w miejscach, w których
stale zachodzą zjawiska osuwiskowe. Na terenie badanego wyrobiska w Mielenku Drawskim
zbiorowisko z przelotem pospolitym (Anthylis vulneraria) spotyka się na terenie płaskim, jak
również na zboczach o wystawie południowej (tab.1). Odczyn wierzchniej warstwy podłoża
jest zasadowy (pHKCl kształtuje się od 7,5 do 8,6). Z gatunków charakterystycznych klasy
Festuco-Brometea odnotowano: bylicę polną (Artermisia campestris), wiechlinę spłaszczona
(Poa compressa), chaber driakiewnik (Centaurea scabiosa) i goździcznik wycięty
(Petrorhagia prolifera). W zbiorowisku z Anthylis vulneraria najczęściej reprezentowana jest
klasa Molinio-Arrhenatheretea – 11 taksonów. Średnie pokrycie powierzchni przez rośliny
wynosi 80%. Średnio w 1 zdjęciu fitosocjologicznym występuje 18 gatunków roślin,
najwięcej 22, najmniej 17.
PODSUMOWANIE WYNIKÓW BADAŃ
1. Od kilku lat w części wyrobiska poeksploatacyjnego w Mielenku Drawskim funkcjonuje
składowisko odpadów komunalnych, część została poddana rekultywacji leśnej, a część
pozostała niezagospodarowana.
132
Aktualny stan poekspoloatacyjnego...
2. Obiekt badań znajduje się na obszarze cennym przyrodniczo, w związku z tym bardzo
ważna jest na nim prawidłowa gospodarka odpadami. Nowo wybudowane wysypisko,
spełnia wymagania techniczne i jest uzasadnionym sposobem zagospodarowania tego
obszaru.
3. Rekultywacja w kierunku leśnym realizowana jest zgodnie z przygotowanym projektem.
4. Część niezagospodarowana wyrobiska jest interesującym obszarem występowania na nim
różnych zbiorowisk roślinnych, kształtujących się w obrębie odmiennych warunków
ekologicznych np. różnej wystawy, zróżnicowanego składu granulometrycznego podłoża,
jego odczynu, czy czasu, jaki upłynął od zaprzestania eksploatacji piasku i żwiru.
5. Na terenie niezagospodarowanym łącznie opisano 7 zbiorowisk roślinnych, w tym 5
w randze zespołu: Corispermo-Brometum tectorum, Calamagrostietum epigeji, EchioMelilotetum, Spergulo-Corynephoretum, Arrhenatheretum elatioris oraz zbiorowisko z
Sedum acre i zbiorowisko z Anthyllis vulneraria. Stwierdzono obecność jednego gatunku
Ononis spinosa podlegającego ochronie ścisłej i 1 gatunku Helichrysum arenarium
podlegającego ochronie częściowej.
LITERATURA
Atlas hydrologiczny Polski. 1986. Praca zbior. pod kier. J. Stachỳ. T. I i II. Wydaw.
Geologiczne. Warszawa
Balcerkiewicz S., Pawlak G. 1990. Zbiorowiska roślinne zwałowiska zewnętrznego PątnówJóźwin w Konińskim Zagłębieniu Węgla Brunatnego. Bad. Fizjogr. nad Polską Zach., Ser.
B, 40, 57–106
Błońska A., Kompała A., Bąba W. 2003. Rekultywacja terenów zielonych, „Zbiorowiska
roślinne rozwijające się spontanicznie na obszarach piaskowni”. II Międzynarodowa
Konferencja Naukowo-Techniczna., Szczecin, 101–105
Kutyna I., Dziubak K. 2005. Fitocenozy na obszarze składowiska osadów poflotacyjnych
„Gilów”. Część II. Zespoły Arrhenatheretum elatioris i Echio-Melilotetum. Folia Univ.
Agric. Stetin., 244(99), 113–124
Dzwonko Z. 2007. Przewodnik do badań fitosocjologicznych, Instytut Botaniki Uniwersytetu
Jagiellońskiego, Poznań-Kraków
Ewertowska-Madej E., Szymański K. 1996. Ocena oddziaływania na środowisko
projektowanego wysypiska odpadów komunalnych w Mielenku Drawskim. Maszynopis.
UMiG w Drawsku Pomorskim
Furdyna L. 1974. Roślinność pionierska na obszarach objętych eksploatacją piasku
podsadzkowego, Sylwan Nr 2, 58–93
Kompała A. 1997. Spontaniczne procesy sukcesji na terenach po eksploatacji piasku na
obszarze województwa katowickiego, Przegląd Przyrodniczy VIII 1/2, Lubuski Klub
Miłośników Przyrody, Świebodzin, 163–168
Lewandowski W. 2003. Projekt leśnego zagospodarowania gruntu po rekultywacji Mielenko
Drawskie. Maszynopis. UMiG w Drawsku Pomorskim
Matuszkiewicz W. 2007. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski.
Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa
Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H., Zając A., Zając M. 2002. Flowering plants and
pteridophytes of Poland a checklist. Krytyczna lista roślin naczyniowych Polski. Instytut
133
Młynkowiak, Kutyna i in.
Botaniki PAN, Kraków
Młynkowiak E., Kutyna I. 1999. Wyrobiska po eksploatacji piasku i żwiru jako cenne
biotopy śródpolne w zachodniej części Pojezierza Drawskiego. Przegląd Przyrodniczy X,
3–4 (1999), 85–110
Młynkowiak E., Kutyna I. 2005. Zbiorowiska roślinne w obrębie wyrobisk oraz ciepłych
zboczy w zachodniej części Pojezierza Drawskiego. Część II. Zbiorowiska roślinne na
glebach z węglanem wapnia. Folia Univ. Agric. Stetin., 244(99), 183–200
Redes M., Wójcik S., Zaborowski W., Miluniec R. 2004. Dokumentacja techniczna
składowiska odpadów komunalnych w Mielenku Drawskim. Maszynopis. UMiG Drawsko
Pomorskie
Stanisławek T. 1995. Zbiorowiska rzędu Agropyretalia intermedii-repentis Oberd. Th. Mull.
Et Gors Ap. Oberd. 1967 na terenach poeksploatacyjnych kopalni gliny w Gozdnicy
(województwo zielonogórskie). Bad. Fizjogr. nad Polską Zach., Ser. B, 44, 77–109
PODZIĘKOWANIE
Dziękujemy Panu Wiesławowi Lisowskiemu – kierownikowi Referatu Rolnictwa i Ochrony
Środowiska UMiG Drawsko Pomorskie za udostępnienie dokumentacji dotyczącej terenu badań.
Tab. 1. Zbiorowiska roślinne występujące w obrębie wyrobiska w Mielenku Drawskim
Tab. 1. Plant communities occurring within the area of excavation et Mielenko Drawskie
1
Zbiorowiska roślinne i ich skróty
Plant communities and their abbreviations
2
3
4
5
6
7
8
ChAss.
Zbiorowis
Zbiorowis
ChAss.
ChAss.
ChAss.
ChAss.
Corisperm
ko (zb.)
ko (zb..
SperguloEchioArrhenath Calamagro
oSedum
Anthyllis
Coryneph
Melilotetu
eretum
stietum
Brometum
acre
vulneraria
oretum
m
elatioris
epigeji
tectorum (communit
(communit
(S.C.)
(E.-M.)
(A.e.)
(C.e.)
(C.-B.)
y S.a.)
y A.v.)
Liczba zdjęć fitosocjologicznych
Number of phytosociological records
4
4
12
5
6
10
10
Średnie pokrycie powierzchni zdjęcia przez
rośliny − Mean cover area of phytosociological
record by plants
66
63
62
82
82
87
88
Liczba gatunków w zbiorowisku
Number of species in communities
23
53
42
58
51
75
49
Średnia
liczba
gatunków
w
zdjęciu
fitosocjologicznym − Medium number species
in phytosociological record
11
25
15
23
19
17
15
n
D
Teesdalea nudicaulis
4
300
Spergula morisonii
2
50
2
50
n
D
S
D
n
D
n
D
S
D
4
2750
V
451
1
20
3
667
I
50
2
50
S
D
ChAss. Spergulo-Corynephoretum
ChAss. Corispermo-Brometum tectorum
Bromus tectorum
Corispermum leptopterum
Zb. Sedum acre
Sedum acre
4
1838
3
588
V
4667
2
120
3
667
I
60
II
30
Echium vulgare D
1
25
3
175
IV
142
2
370
3
50
III
50
II
40
Oenothera biennis
1
25
4
100
IV
67
1
20
2
34
II
30
2
150
II
25
5
3850
3
117
II
40
5
100
ChAss. Echio-Melilotetum
Melilotus officinalis
Melilotus albus
134
I
10
Aktualny stan poekspoloatacyjnego...
Zb. Anthyllis vulneraria
Anthyllis vulneraria
3
75
V
192
4
320
6
6200
I
20
I
20
3
75
III
58
4
490
5
633
V
6080
IV
75
V
6375
ChAss. Arrhenatheretum elatioris
Arrhenatherum elatius
ChAss. Calamagrostietum epigeji,
Calamagrostis epigejos
2
50
4
200
III
50
3
300
6
167
II
30
1
25
1
25
II
50
2
40
1
17
I
10
2
40
1
17
I
10
2
50
3
140
2
34
I
10
I ChCl. Stellarietea mediae
Silene vulgaris
Tussilago farfara
Conyza canadensis D
II ChCl. Epilobietea angustifolii
Salix caprea c
III ChCl. Artemisietea vulgaris
Artemisia vulgaris
1
25
4
200
III
83
1
20
2
34
II
160
III
140
Erigeron ramosus
1
25
6
558
III
295
IV
120
II
275
I
10
I
50
II
40
I
10
II
235
IV
280
I
20
II
70
II
70
3
988
II
33
3
220
Tanacetum vulgare
1
25
I
8
1
20
Berterora incana
3
75
I
17
2
120
Cirsium arvense
2
50
Medicago lupulina D
4
240
2
2
167
34
Veronica chamaedrys D
IV ChCl. Agropyretea intermedio-repentis
Convonvulus arvensis
Equisetum arvense
2
50
1
20
1
20
1
17
V ChCl. Koelerio glaucae-Corynephoretea
canescentis
Ceratodon purpureus d
3
688
1
125
V
2154
1
100
2
375
I
50
II
200
Helichrysum arenarium
4
400
3
175
V
1571
3
550
3
325
I
20
II
30
Festuca ovina
1
25
4
300
III
208
2
200
3
117
I
20
Solidago virgaurea D
1
25
III
50
4
67
I
42
Potentilla argentea
2
50
Brachythecium albicans d
1
125
I
354
Corynephorus canescens
4
8700
II
33
Cerastium semidecandrum
2
50
I
42
Thymus serpyllum
2
200
1
20
I
50
I
175
II
80
IV
200
II
30
2
50
2
25
I
17
2
100
2
100
V
1350
IV
230
Achillea millefolium
3
175
I
50
4
400
3
187
III
825
IV
70
Dactylis glomerata
2
50
I
8
3
220
2
34
IV
280
III
50
Daucus carota
1
25
III
42
5
100
4
67
III
30
III
50
Festuca rubra
2
250
III
279
2
1350
1
17
II
525
I
60
Rumex acetosa
1
25
II
42
1
20
2
34
II
80
II
70
Poa pratensis
1
125
2
200
2
34
III
875
III
1195
Lotus corniculatus
1
125
I
8
1
100
III
400
I
550
3
60
IV
110
I
10
I
10
I
10
III
50
Herniaria glabra
Polytrichum piliferum d
2
150
VI ChCl. Molinio-Arrhenatheretea
Galium mollugo
Knautia arvensis
Rumex crispus
Tragopogon pratensis
II
30
135
Młynkowiak, Kutyna i in.
Trifolium dubium
1
20
Trifolium repens
2
40
2
34
Chamomilla suaveolens
2
50
Lolium perenne
2
50
Plantago major ssp. major
2
50
200
3
1000
V
1333
4
650
5
767
II
110
IV
110
25
1
25
II
83
2
40
1
17
I
50
I
10
2
150
2
200
3
184
I
10
3
470
2
100
I
50
3
60
III
50
I
10
II
30
VII ChCl. Festuco-Brometea
Artemisia campestris
Centaurea scabiosa
4
Poa compressa
1
VIII ChCl. Nardo-Callunetea
Hieracium pilosella
I
42
Solidago virgaurea D
IV
275
IX ChCl. Vaccinio-Piceetea
Pinus sylvestris c
1
25
III
42
4
80
4
133
I
20
I
8
1
20
1
17
II
30
1
20
2
34
I
10
2
167
I
50
X Gatunki towarzyszące – Accomaning species
Senecio jacobaea
1
25
Alyssum alyssoides
4
513
Arenaria serpyllifolia
1
125
Senecio jacobaea
Gatunki roślin występujące w zbiorowiskach wyłącznie 1 raz lub w I stopniu stałości – Plant species occurring
once or only in degree of phytosociological constance in plant communities:
I: Antriscus sylvestris: (A.e.); Apera spica-venti: (A.e.), (zb. A.v.); Geranium pusillum: (C.-B.); Lactuca serriola
D: (C.-B.), (zb. A.v.), (A.e.); Matricaria maritima subsp. inodora: (C.-B.); II: Fragaria vesca: (A.e.); Betula
pendula D c: (E.-M.), (zb. A.v.); Holcus mollis: (C.e.); Populus tremula D c: (E.-M.), (zb. A.v.), (A.e.); Rubus
idaeus: (A.e.); Verbascum nigrum: (A.e.); III: Artemisia absinthium: (C.-B.), (C.e.); Cynoglossum officinale:
(C.-B.); Galium aparine: (A.e.); Geranium robertianum: (A.e.); Hypericum perforatum D: (C.-B.), (E.-M.), (zb.
S.a.), (C.e.); Melandrium album: (E.-M.), (A.e.), (C.e.); Urtica dioica: (A.e.); Verbascum densiflorum: (A.e.);
IV: Elymus repens: (C.-B.); V: Cerastium arvense: (C.-B.); Cladonia foliacea d: (S.-C.), (zb. S.a.); Jasione
montana: (zb. A.v.), (A.e.), (C.e.); Senecio vernalis: (zb. A.v.), (zb. S.a.), (A.e.); Trifolium arvense: (C.-B.);
T. campestre: (C.-B.) VI: Bromus hordeaceus: (C.-B.); Carex hirta: (A.e.); Cerastium holosteoides: (C.-B.). (zb.
S.a.); Heracleum sibiricum: (A.e.); Holcus lanatus: (zb. A.v.), (A.e.); Pimpinella saxifraga D: (A.e.); Plantago
lanceolata: (C.-B.), (E.-M.); Taraxacum officinale: (C.-B.), (zb. S.a.); Trifolium pratense: (E.-M.), (zb. A.v.);
Vicia cracca: (A.e.); VII: Centaurea stoebe: (S.-C.), (E.-M.); Euphorbia cyparissias: (A.e.), (C.e.); Petrorhagia
prolifera: (zb. A.v.), (A.e.); Potentilla argentea: (E.-M.); VIII: Agrostis capillaris: (E.-M.), (A.e.), (C.e.);
IX: Pleurozium schreberi d: (C.e.) X: Arabis glabra: (zb. A.v.); Euphorbia esula: (A.e.); Lupinus polyphyllus:
(zb. A.v.), (A.e.), (C.e.); Ononis spinos: (E.-M.), (A.e.), (zb. S.a.), Quercus robur c (zb. A.v.), (A.e.), (C.e.); ChCl.
Trifolio- Geranietea sanguinei: Agrimonia eupatoria: (A.e.), (C.e.); Coronilla varia: (A.e.); Lathyrus sylvestris:
(E.-M.), (A.e.), (C.e.); Peucedanum oreoselinum: (zb. S.a.), (A.e.); Sedum maximum: (A.e.); Trifolium medium:
(A.e.); Vicia tenuifolia: (E.-M.), (A.e.); ChCl. Rhamno-Prunetea: Crategus monogyna c: (E.-M.), (A.e.); Rosa
canina: (A.e.), (C.e.); ChCl. Salicetea purpureae: Salix fragilis c: (zb. A.v.), (zb. S.a.); S. purpurea c: (E.-M.),
(zb. A.v.); S. viminalis c: (E.-M.), (zb. A.v.).
136
Niekontrolowane wysypiska odpadów...
Edward NIEDŹWIECKI, Edward MELLER, Marta WOJCIESZCZUK, Joanna SPYCHAJ
NIEKONTROLOWANE WYSYPISKA ODPADÓW
KOMUNALNYCH – PROBLEM CIĄGLE AKTUALNY
UNREGULATED MUNICIPAL DUMPING
SITE – STILL A CURRENT PROBLEM
Zakład Gleboznawstwa,Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie,
[email protected]
STRESZCZENIE Badaniami objęto gleby mineralne znajdujące się pod niekontrolowanymi
wysypiskami odpadów w obrębie Równiny Gumienieckiej oraz dla porównania gleby uprawne
występujące w odległości 50–100 m od wysypisk. Podobnymi badaniami objęto także gleby
organiczne w Szczecinie-Dąbiu. Badania wykazały, że niekontrolowane wysypiska odpadów
powodują w miejscu ich składowania degradacje środowiska glebowego m.in. poprzez nagromadzenie
kadmu, ołowiu, cynku i miedzi głównie w powierzchniowej (0–30 cm) warstwie analizowanych gleb.
SUMMARY These studies focused on the mineral soils under unregulated dumping sites and for
comparison, arable land situated 50–100 m from the sites within the Gumieniecka Plain. Similar
studies were also conducted on organic soils in Szczecin Dąbie. Obtained results showed that
unregulated dumping sites cause the degradation of soil environment by accumulation of cadmium,
lead zinc and copper mainly in the surface layer (0–30 cm) of analyzed soils.
Słowa kluczowe: niekontrolowane odpady, metale ciężkie, degradacja terenu
Keywords: unregulated waste, heavy metals, area degradation
WSTĘP
Stan zagospodarowania odpadów komunalnych w Polsce wprawdzie ulega polepszeniu,
jednakże w ogólnej ocenie jest nadal niezadowalający. Dotychczasowa gospodarka tymi
odpadami w naszym kraju, wśród 27 państw Unii Europejskiej, według Pająka (2008, 2009)
uważana jest za najbardziej prymitywną, bowiem polega głównie na ich składowaniu. Przy
tym ciągle jest nierozwiązany problem nielegalnego pozbywania się odpadów powodujący
niekontrolowane („dzikie”) wysypiska. Wysypiska te są najczęściej lokalizowane przy
przydrożnych użytkach rolnych bądź ekologicznych i leśnych, w naturalnych obniżeniach
terenu lub w małych lokalnych wyrobiskach uformowanych eksploatacją piasku i żwiru na
potrzeby lokalnej ludności. Zdaniem Mizgajskiego i Łankiewicz (2009) można je spotkać na
obszarze bardzo dużych miast, jak i na terenach wiejskich, a nawet w centralnych częściach
miasta na pozbawionych dozoru miejscach. Niektóre z tych wysypisk funkcjonują od lat,
niekiedy w niewielkiej odległości od zabudowań czy osiedli zajmując coraz większe
powierzchnie terenu. O skali zjawiska może świadczyć liczba 449 wysypisk, które uprzątnięto
w
Poznaniu
w
latach
2003–2006.
Sytuacja
ta
dotyczy
także
województwa
zachodniopomorskiego oraz miasta Szczecina.
Według Niedźwieckiego i in. (2003b, 2004) przypadkowość wyboru miejsca, na którym
porzucane są odpady oraz chęć jak najstaranniejszego ich ukrycia nasilają zagrożenie
zanieczyszczenia środowiska glebowego zwłaszcza, gdy są one lokalizowane w zagłębieniach
137
Niedzwiecki, Meller i in.
okresowo bądź trwale zatapianych. Przy czym miejsca porzucenia odpadów najczęściej
znajdują się w pobliżu źródeł ich wytwarzania, co powinno sprzyjać wykryciu sprawcy.
Celem pracy jest ukazanie oddziaływania niekontrolowanych wysypisk odpadów na
właściwości chemiczne gliniastych gleb płowych oraz gleb organicznych (murszowatych
właściwych i murszastych) z uwzględnieniem zanieczyszczenia ich metalami ciężkimi.
MATERIAŁ I METODY
Zanieczyszczenie powierzchniowej (0–30 cm) warstwy gleby metalami ciężkimi przez
niekontrolowane wysypiska odpadów określano przez porównanie składu chemicznego gleby
spod odpadów ze składem chemicznym gleb sąsiadujących z nimi użytków rolnych
(przeważnie pól uprawnych oraz użytków zielonych) oddalonych od wysypisk 50–100 m.
Badaniami objęto:
1. Wysypiska terenu Równiny Gumienieckiej należącego przeważnie do podszczecińskiej
gminy Kołbaskowo. Żyzne gleby, przeważnie płowe, tej Równiny wykazują skład
granulometryczny gliny lekkiej pylastej i stanowią II, IIIa, IIIb klasę bonitacyjną gruntów
ornych. W jej obrębie dominowały wysypiska powstałe stosunkowo niedawno, o małych
skupiskach śmieci, zajmujące powierzchnie 10–200 m2. Z obszaru Równiny Gumienieckiej
pobrano 26 próbek zbiorczych gleby spod odpadów (z głębokości 0–30 cm) i dla
porównania taką samą ilość próbek z pobliskich użytków rolnych.
2. Wysypiska przy ulicy Hangarowej w Szczecinie-Dąbiu:
– wysypiska aktualnie czynne na glebie murszowatej właściwej zawierającej w 0–50 cm
warstwie 10–20% materii organicznej. Występowały one w pobliżu ogrodów działkowych,
po obu stronach polnej drogi, w postaci pryzm i nasypów do 1 m wysokości. Spod tych
wysypisk z głębokości 0–20 cm pobrano 17 zbiorczych próbek gleby oraz dla porównania
3 próbki zbiorcze z pobliskiej łąki;
– wysypiska na glebie murszastej zawierającej w powierzchniowej warstwie 5–10%
materii organicznej. Odpady występowały tu w formie rozproszonej, zajmując teren silnie
zakrzaczony o powierzchni ok. 1 ha, położony w pobliżu domów mieszkalnych. Po ich
odgarnięciu z warstwy o miąższości 0–20 cm pobrano 18 próbek glebowych.
W pobranym materiale glebowym określono odczyn, zawartość materii organicznej, a
w glebach mineralnych dodatkowo skład granulometryczny metodami powszechnie
stosowanymi w badaniach gleboznawczych i chemii środowiska. Ponadto oznaczono także
zawartości kadmu, ołowiu, cynku i miedzi rozpuszczalnych w mieszaninie stężonych kwasów
HNO3+HClO4, a w glebach organicznych dodatkowo zawartość wymiennych metali
uwalniających się przy działaniu na glebę HCl stężeniu 0,5 mol·dm-3. Oznaczenia wykonano
138
Niekontrolowane wysypiska odpadów...
stosując spektrofotometr absorpcji atomowej Unicam Solaar 929.
WYNIKI I DYSKUSJA
W obserwowanych niekontrolowanych wysypiskach odpadów komunalnych, poza
odpadami wielkogabarytowymi i organicznymi spotykano: gruz, stłuczkę szklaną, tworzywa
sztuczne, płyty azbestowe, drobny sprzęt gospodarstwa domowego, baterie, opakowania po
odczynnikach chemicznych, farbach, środkach ochrony roślin, rozpuszczalnikach, środkach
farmakologicznych i wiele innych. Niektóre z tych odpadów są zaliczane do grupy odpadów
niebezpiecznych, gdyż m.in. przyczyniają się do zanieczyszczenia środowiska glebowego
metalami
ciężkimi.
Wieloletnie
badania
pracowników
Katedry
Gleboznawstwa
Zachodniopomorskiego Uniwersytetu Technologicznego w Szczecinie dowodzą, że
oddziaływania wysypisk na zwiększenie się w powierzchniowej warstwie gleb metali
ciężkich najbardziej uwidacznia się przy ich gliniastym, pyłowym lub ilastym składzie
granulometrycznym oraz w glebach organicznych. Natomiast przeważnie kwaśne gleby
piaszczyste o małej ilości części spławianych i dużej przepuszczalności nie są w stanie
zatrzymać większej ilości metali ciężkich, które wraz z opadami przemieszczają się do wód
gruntowych, bądź w przypadku ich nagromadzenia na wierzchowinach i zboczach terenów
pagórkowatych mogą być przemieszczane do obniżeń i akumulowane w zmywach
deluwialnych.
Na obszarze Równiny Gumienieckiej powierzchniowa warstwa gleby spod 26 wysypisk
w 8 przypadkach zawierała bardzo wysokie nagromadzenie metali ciężkich (tab.1).
Stan ten dotyczy maksymalnych zawartości:
• kadmu, który w glebie pod wysypiskami osiągnął wartości 71,45 mg·kg-1 s.m.,
• ołowiu – wartości 1203,9 mg·kg-1 s.m.,
• cynku – wartości 2776,3 mg·kg-1 s.m.,
• miedzi – wartości 2436,2 mg·kg-1 s.m..
Z przytoczonych danych wynika, że 30,8% badanych niekontrolowanych wysypisk
spowodowało zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi, które często wg Rozporządzenia
Ministra Środowiska w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi
(2002) są charakterystyczne dla terenów grupy C – przemysłowych i komunikacyjnych.
Natomiast w świetle wartości granicznych zaproponowanych przez Kabatę-Pendias i in.
(1993) gleby o tak wysokiej zawartości ołowiu i cynku są zaliczane do średnio
zanieczyszczonych (III0 zanieczyszczenia), a w przypadku kadmu i miedzi do bardzo silnie
zanieczyszczonych (V0 zanieczyszczenia). Jednakże zanieczyszczenia powierzchniowej
warstwy gleb powodują nie tylko odpady o wysokim ładunku metali ciężkich. Świadczą
139
Niedzwiecki, Meller i in.
o tym wartości średnie wyliczone bez uwzględniania dwóch maksymalnych zawartości
danego pierwiastka, (tab. 1). Wynika z nich, że w glebie spod odpadów na tle pobliskiego
pola uprawnego zawartość Zn wzrosła 2,9 – krotnie, ołowiu 2,1 – krotne i miedzi 2 – krotnie.
Podobny stan akumulacji metali ciężkich, w wyniku oddziaływania niekontrolowanych
wysypisk, stwierdzono w glebach organicznych: murszowatych właściwych i murszastych
(tab. 2).
W glebach murszowatych właściwych pod odpadami przede wszystkim zwraca uwagę
nagromadzenie cynku, który w glebach murszowatych właściwych w jednym przypadku
osiągnął wartość 506,7 mg·kg-1 s.m. (zanieczyszczenie terenu grupy C wg Rozporządzenia
Ministra Środowiska z 2002 r. oraz II0 stopień wg Kabaty-Pendias i in. 1993). Porównanie
zawartości badanych metali w glebach murszowatych właściwych z ich zawartością w glebie
pobliskiego użytku zielonego wykazuje, że wysypiska spowodowały wzrost Zn (bez
uwzględnienia dwóch wartości maksymalnych) 4,7 – krotny, kadmu 2,7 – krotny, miedzi 2,3
– krotny oraz ołowiu 2,1 – krotny. Nagromadzenie cynku jeszcze bardziej wyraźnie
uwidoczniło się w glebach murszastych, gdzie maksymalna zawartość tego pierwiastka
wynosiła 1381,7 mg·kg-1 s.m. (grupa C wg Rozporządzenia Ministra Środowiska z 2002 r.
oraz III0 stopień wg Kabaty-Pendias i in. 1993).
Poza ogólnym stanem zawartości metali ciężkich w glebach organicznych oznaczono
także, stosując zalecenia i normy Instytutu Uprawy, Nawożenia i Gleboznawstwa w Puławach
(1990) oraz metodykę A. Sapek i B. Sapek (1997) formy ołowiu, cynku i miedzi
rozpuszczalne w HCl stężeniu 0,5 mol·dm-3. Uzyskane tą metodą wyniki w świetle liczb
granicznych, także wykazują w glebach organicznych pod odpadami bardzo wysokie
zawartości tej formy cynku. Ponadto z porównania wartości średnich ogólnej zawartości
poszczególnych metali z ich formami rozpuszczalnymi w HCl stężeniu 0,5 mol·dm-3 wynika,
że ponad 80% ogólnego ołowiu i cynku oraz ok. 57% miedzi może stosunkowo łatwo
podlegać uruchamianiu. Zanieczyszczenie gleb metalami ciężkimi jest więc zjawiskiem
bardzo groźnym, głównie ze względu na ich zdolność do akumulacji w glebie, trudności
w przemieszczaniu w głębsze warstwy gleb (przy większej ilości w nich części spławianych)
oraz ze względu na brak praktycznych metod umożliwiających szybkie usunięcie ich z gleby.
Dlatego też zdaniem Gorlacha (1991) po przekroczeniu pewnej granicy zawartości metali,
mogą one być niebezpieczne z punku widzenia biologicznego jak i ekologicznego.
Zdaniem Niedźwieckiego i in. (2007) najbardziej niebezpieczne dla środowiska
przyrodniczego, w tym także glebowego, są niekontrolowane wysypiska odpadów powstałe
w miejscach dawnych wylewisk ściekowych, bądź aktualnie zasilanych nielegalnym zrzutem
140
Niekontrolowane wysypiska odpadów...
ścieków bytowych. Szymański i in.( 1996) uważają, że w odpadach największą koncentrację
metali ciężkich wykazuje ich frakcja drobna, która może zawierać miedzi od 14,3 do 238,0
mg·kg-1 s.m. oraz cynku od 96,0 do 2250,0 mg·kg-1 s.m.
Nagromadzenie metali ciężkich w glebie wg Nowak i in. (1999) wpływa na zmiany
aktywności enzymatycznej gleby, a największy wpływ na obniżenie aktywności fosfatazy
zasadowej i kwaśnej w glebie wywierają jony cynku, zawłaszcza przy wyższych stężeniach.
Poza tym wraz z niekontrolowanymi odpadami wprowadza się do gleby, znaczne ilości
niepożądanych domieszek, niekiedy o bardzo długim okresie rozkładu, a miejsca ich
składowania powodują obniżenia walorów krajobrazowo-estetycznych gminy.
O skali problemu porządkowania lasów z niekontrolowanych wysypisk i wydatkach
finansowych ponoszonych przy ich usuwaniu, świadczą dane tabeli 3.
Z informacji Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Szczecinie wynika, że tereny
leśne przez cześć społeczeństwa są traktowane jako bezpłatne wysypiska odpadów. Sytuacja
uległa pogorszeniu, zwłaszcza w lasach przygranicznych nadleśnictw, po wejściu Polski do
strefy Schengen. Narażone na większe zaśmiecanie są również nadleśnictwa w bezpośrednim
sąsiedztwie dużych miast jak Szczecin czy Gorzów Wielkopolski. W Regionalnej Dyrekcji
Lasów Państwowych w Szczecinie średnioroczne w ostatnich 3 latach koszty związane
z porządkowaniem terenów leśnych kształtują się w granicach 1,5 – 2,0 mln złotych.
Przykładowo w 2007 roku z terenów leśnych usunięto 5230 m3 i 690 t odpadów i śmieci,
a w następnych latach wielkości te były porównywalne.
Przedstawione wyniki badań własnych, informacje z Regionalnej Dyrekcji Lasów
Państwowych w Szczecinie oraz dane z literatury uwidaczniają jak pilną i ważną sprawą jest
usunięcie niekontrolowanych wysypisk odpadów z obszarów leśnych, pól uprawnych,
użytków zielonych i innych. Jednakże z badań Mizgajskiego i Łankiewicz (2007) wynika, że
usunięcie odpadów z miejsc ich składowania, zwłaszcza, gdy zajmują większe powierzchnie,
nie rozwiązuje problemu. Często, bowiem dochodzi do ich odtwarzania. Wynika stąd potrzeba
jak najszybszego wyrównania powierzchni terenu i wapnowania gleby, bądź zasilania jej
torfem czy nawozami organicznymi, a w razie konieczności – przykrycie terenu warstwą
żyznej gleby. Po tych zabiegach zagospodarowanie miejsca składowania odpadów należy
przeprowadzić zgodnie z planowanym kierunkiem jego użytkowania.
WNIOSKI
Na podstawie uzyskanych wyników sformułowane zostały następujące wnioski:
1. Niekontrolowane wysypiska odpadów powodują w miejscu składowania i w jego
otoczeniu degradacje środowiska glebowego, między innymi poprzez nagromadzenie
141
Niedzwiecki, Meller i in.
w glebie kadmu, ołowiu, cynku i miedzi osiągając niekiedy stan bardzo silnego jej
zanieczyszczenia.
2. Akumulacja
wymienionych
metali
ciężkich
uwidoczniała
się
szczególnie
w powierzchniowej (0–30 cm) warstwie gleb mineralnych o zawartości części spławianych
powyżej 20% oraz gleb organicznych murszowatych właściwych i murszastych.
3. Występowanie niekontrolowanych wysypisk jest przejawem braku odpowiedzialności
społeczeństwa za środowisko przyrodnicze i w oparciu o istniejące przepisy prawne należy
dąży do ich likwidacji.
LITERATURA
Gorlach E. 1991. Wskaźniki zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi [w: Wpływ huty im.
T. Sendzimira na środowisko przyrodniczo-rolnicze]. Biuletyn Regionalny Zakładów
Upowszechniania Postępu 295, Akademia Rolnicza w Krakowie, 29–39
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. 1993. Ocena
stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa.
Seria P (53), IUNG Puławy, 20s.
Mizgajski A., Łankiewicz E. 2007. Gospodarka odpadami. Dzikie wysypiska odpadów. Diagnoza
problemu na przykładzie Poznania. Przegląd Komunalny, 10 (193), 34–35
Niedźwiecki E., Protasowicki M., Ciemniak A., Meller E., Tomza A. 2003a. Zawartość rtęci, kadmu
i ołowiu w powierzchniowym poziomie gleb w obrębie niekontrolowanych wysypisk odpadów
i użytków rolnych Równiny Gumienieckiej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 492, 205–210
Niedźwiecki E., Protasowicki M., Meller E., Tomza A. 2003b. Zawartość metali ciężkich
w powierzchniowym poziomie gleb w obrębie niekontrolowanych wysypisk odpadów i nieużytków
rolnych Równiny Gumienieckiej. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 493, 817–823
Niedźwiecki E., Nowak A., Nowak J., Kłódka D., Meller E., Smolik B. 2004. Oddziaływanie
niekontrolowanych wysypisk odpadów na właściwości chemiczne oraz aktywność
mikrobiologiczną gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 501, 325–334
Niedźwiecki E., Meller E., Malinowski R., Sammel A. 2007. Zanieczyszczenie środowiska
glebowego metalami ciężkimi przez niekontrolowane wysypiska odpadów [w: Ochrona
Środowiska i Zasobów Naturalnych 31]. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa, 126–130
Nowak J., Niedźwiecki E., Dziel M. 1999. Wpływ metali ciężkich na zmiany aktywności
enzymatycznej gleby. Rocz. Gleb. L (1/2), 61–68
Pająk T. 2008. Termiczne przekształcenie odpadów źródłem użytecznej energii. Aura, 10, 11–13
Pająk T. 2009. Niezbędne spalarnie. Stan zaawansowania oraz ocena projektów [w: Projekty instalacji
termicznego przekształcania odpadów w Polsce]. Przegląd Komunalny – dodatek specjalny, 1, 3–6
Rozporządzenie Ministra Środowiska. 2002. W sprawie standardów jakości gleby oraz standardów
jakości ziemi. Z dnia 9 września, Dz. U. nr 165, poz. 1359
Sapek A., Sapek B. 1997. Metody analizy chemicznej gleb organicznych. Wyd. IMUZ, Falenty, 78s.
Szymański K., Ewertowska Z., Sidełko R. 1996. Gospodarka odpadami komunalnymi w zlewni
rzeki. Wyd. Politech. Koszal. 181s.
Zalecenia Nawozowe. 1990. Liczby graniczne do wyceny zawartości w glebach makroi mikroelementów. Cz. I. Seria P (44), IUNG Puławy, 26s.
PODZIĘKOWANIE
Autorzy opracowania składają podziękowanie Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w
Szczecinie za udostępnienie danych o niekontrolowanych wysypiskach odpadów w obrębie Leśnego
Kompleksu Promocyjnego „Puszcze Szczecińskie”.
142
Tab. 1. Zawartość ogólnych form kadmu, ołowiu, cynku i miedzi (mg·kg-1 s.m.) w poziomie ornopróchnicznym (0–30 cm) gleb płowych pod niekontrolowanymi
wysypiskami odpadów na gruntach ornych Równiny Gumienieckiej (wartości średnie i ekstremalne)
Tab. 1. Content of total cadmium, lead, zinc and copper (mg∙kg-1 D.M.) in humus horizon (0–30 cm) of grey-brown podsolic soil under unregulated waste dump sites
on arable soil of the Gumieniecka Plain (extreme and mean values)
Lokalizacja obiektu
Localization of object
L. próbek
Straty podczas
zbiorczych (szt.) Grupa granulometryczna wyżarzania (%)
No. of composite
Texture
Losses on ignition
samples
(%)
pHKCl
Składniki rozpuszczalne w HNO3+HClO4
Soluble elements in HNO3+HClO4
Cd
Pb
Zn
Wysypisko odpadów*
6,8
3,8 (0,87**)
125,8 (36,5)
259,2 (133,1)
Unauthorized dumping
26
gl, glp, gśp
6,3–7,8
2,2–25,9
0,03–71,45
16,9–1203
46,7–2776
ground*
Pole uprawne
3,3
17,1
45,3
26
gl, glp, gśp
5,4–7,5
n.s.***-0,34
Arable land
2,3–5,0
2,2–37,2
27,5–68,4
* – pełną dokumentację badań zawierają opracowania Niedźwieckiego i in. (2003, 2004); Complete documentation in Niedźwiecki et.al. (2003, 2004)
** – wartości średnie wyliczone bez uwzględniania dwóch maksymalnych zawartości danego składnika; Mean values calculated without two maximum values
*** – nie stwierdzono; not determined
Cu
117,2 (20,4)
8,0–2436
10,0
6,3–12,8
Tab. 2. Ogólna zawartość (mg·kg-1 s.m.) kadmu, ołowiu, cynku i miedzi oraz zawartość ich form rozpuszczalnych w HCl o stężeniu 0,5 mol·dm -3 w powierzchniowej
(0–20 cm) warstwie gleb organicznych (murszowatych właściwych i murszastych) pod wysypiskami odpadów na użytku zielonym przy ulicy Hangarowej w
Szczecinie-Dąbiu (wartości średnie i ekstremalne)
Tab. 2. Total content (mg∙kg-1 D.M.) of cadmium, lead, zinc and copper and the content of their forms soluble in HCl at the concentration 0,5 mol∙dm-3 in the surface
layer (0–20 cm) of organic soils (mucky proper and muckous soils) under municipal dumping site on grassland, on Hangarowa St. in Szczecin-Dąbie
(extreme and mean values)
L. próbek zbiorczych
Straty podczas
Składniki rozpuszczalne w HCl o stężeniu 0,5 mol·dm-3
Składniki rozpuszczalne w HNO3+HClO4
Lokalizacja obiektu
(szt.)
pH
wyżarzania (%)
Elements soluble in Hcl
Soluble elements in HNO3+HClO4
Localization of object
No. of composite (KCl)
Losses on
at the concentration 0,5 mol∙dm-3
samples
ignition (%)
Cd
Pb
Zn
Cu
Pb
Zn
Cu
Gleby murszowate właściwe (10–20% materii organicznej); mucky proper soils (10–20% of organic matter)
Wysypisko odpadów
15,0
0,46
43,7
190(153*) 21,3
35,1
160(126)
11,9
17
6,7–7,6
Unauthorized dumping ground
3,5–25,6
0,07–1,75 19,9–78,4 38,4–507 8,3–64,4
15,2–62,3
46,1–418
4,4–35,1
Łąka
Meadow
27,6
20,2–30,6
4,5
3,8–4,9
Gleby murszaste (3–10% materii organicznej) muckous soils (3–10% of organic matter)
Wysypisko odpadów
8,5
0,51
57,2
328(275)
26,0
49,6
267 (182)
18
6,7–7,1
Unauthorized dumping ground
4,1–18,5
0,25–1,12 25,6–103 57,1–1381 10,7–51,6
20,0–87,6
42,0–1240
* – wartości średnie wyliczone bez uwzględniania dwóch maksymalnych zawartości danego składnika; Mean values calculated without two maximum values
15,0
6,1–36,6
3
5,7–6,4
10,8
9,6–12,6
0,17
21,2
32,7
9,1
0,14–0,21 15,8–27,5 21,1–40,8 6,1–11,6
15,3
13,8–16,5
Tab. 3. Nielegalne wysypiska odpadów w obrębie Leśnego Kompleksu Promocyjnego „Puszcze Szczecińskie”
Tab. 3. Unregulated dumping sites within Forest Promotional Complex „Puszcze Szczecińskie”
Ilość śmieci
Koszt usunięcia śmieci
Nadleśnictwo
(tony lub m3)
(tys. zł)
Opis charakteru śmieci
Forest
Amount of waste
Cost of waste removal
Waste description
Inspectorate
3
(tons, m )
(tys. zl)
2007 rok
Gryfino
203 m3
7,3*
Śmieci wielkogabarytowe z dzikich wysypisk oraz pojedyncze
Sprzęt AGD, odpady komunalne, meble, opony,
Kliniska
150 t
104,6*
odpady budowlane – śmieci pojedyncze, dzikie wysypiska
163 t
39,5**
Sprzęt AGD, odpady komunalne, meble, opony,
Trzebież
200 t
55,1*
odpady budowlane – śmieci pojedyncze, dzikie wysypiska
2008 rok
Gryfino
216 m3
25,2*
Śmieci wielkogabarytowe z dzikich wysypisk oraz pojedyncze
Sprzęt AGD, odpady komunalne, meble, opony,
Kliniska
140 t
141,1*
odpady budowlane, sprzęt rekreacyjny – śmieci pojedyncze, dzikie wysypiska
146 m3
24,8**
Sprzęt AGD, odpady komunalne, meble, opony, odpady budowlane,
3
Trzebież
100 m
41,1*
materiały niebezpieczne np. eternit – śmieci pojedyncze, dzikie wysypiska
100 t
34,4**
2009 rok (okres styczeń – wrzesień)
Śmieci transgraniczne z lokali gastronomicznych;
Gryfino
123 m3
18,3*
pojedyncze, wielkogabarytowe; organiczne (mięso)
Sprzęt AGD, odpady komunalne, meble, opony, odpady budowlane,
Kliniska
51 t
43,7*
beczki po oleju – śmieci pojedyncze, dzikie wysypiska
Sprzęt AGD, odpady komunalne, meble, opony, odpady budowlane np. eternit, śmieci
3
Trzebież
191 m
35,6*
transgraniczne (przeterminowana żywność – ser) – śmieci pojedyncze, dzikie wysypiska
* – Środki Lasów Państwowych; Financial means of Forest State
** – Środki PFOŚiGW w Policach; Financial means of State Fund Enviromental Protection and Economy Water
Wpływ benzyny bezołowiowej...
Krystyna PRZYBULEWSKA, Magdalena BŁASZAK
WPŁYW BENZYNY BEZOŁOWIOWEJ W GLEBIE ZASOLONEJ NA
LICZEBNOŚĆ MIKROORGANIZMÓW WYBRANYCH GRUP
FIZJOLOGICZNYCH
INFLUENCE OF LEAD-FREE PETROL IN THE SALINITY SOIL ON
THE POPULATION OF MICROORGANISMS METABOLIZING
SELECTED ORGANIC COMPOUNDS
Katedra Mikrobiologii i Biotechnologii Środowiska Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny
[email protected]
STRESZCZENIE W niniejszej pracy przedstawiono wyniki badań dotyczące działania podwójnego czynnika
antropogenicznego w postaci zasolenia gleby NaCl zanieczyszczonej benzyną bezołowiową na mikroorganizmy
glebowe. Badania prowadzono na glinie piaszczystej i piasku gliniastym. Podwójny stres antropogeniczny
otrzymano zanieczyszczając próbki z NaCl o różnym stopniu zasolenia benzyną bezołowiową. Otrzymano w ten
sposób 12 kombinacji o różnym stopniu zanieczyszczenia. Podwójny czynnik antropogeniczny w postaci
zasolenia gleby NaCl zanieczyszczonej benzyną bezołowiową istotnie wpływał na liczebność mikroorganizmów
(jtk) rozkładających w glebie białko, skrobię czy substancje tłuszczowe. Wielkość tych zmian zależała od ilości
wprowadzonych zanieczyszczeń oraz od rodzaju gleby. Najbardziej wrażliwe na wzrost tego rodzaju
zanieczyszczeń okazały się mikroorganizmy proteolityczne i amylolityczne. Stwierdzono stymulację wzrostu
mikroorganizmów lipolitycznych w warunkach zanieczyszczenia benzyną bezołowiową i zasolenia głównie
w przypadku gliny piaszczystej.
SUMMARY Results referring to the action of double anthropogenic factor in a form of soil salinity due to NaCl
and contaminated with lead-free petrol towards soil microorganisms were presented in the paper. Experiments
were carried out using loamy sand and sandy loam. Double anthropogenic stress was invoked by pollution
samples of various salinity levels with lead-free petrol. Therefore, 12 combinations of various pollution levels
were achieved. Combination of two anthropogenic factors: soil pollution with NaCl and with lead-free petrol,
significantly influenced the count of proteolytic, amylolytic and lipolytic microorganisms in soil. The intensity of
this influence depend on the dose of pollutants and soil type. Proteolytic and amylolytic microorganisms were
most sensitive on the increasing dose of the pollutants. On the contrary, the lipolytic microorganisms were
stimulated in soil containing NaCl and lead-free petrol. This occurred particularly in sandy loam.
Słowa kluczowe: benzyna bezołowiowa, zasolenie NaCl, mikroorganizmy amylo-, proteo- lipolityczne, gleba
Keywords: lead-free petrol, NaCl salinity, amylo-, lipo-, proteolytic microorganisms, soil
WSTĘP
W ostatnich dziesięcioleciach wzrasta w środowisku ilości zanieczyszczeń takich jak:
pestycydy, związki ropopochodne, różnego rodzaju sole. Najczęściej ich źródłem jest
przemysł, komunikacja i transport, chemizacja rolnictwa, a także różnego rodzaju katastrofy.
W glebie nakłada się na siebie kilka rodzajów związków zanieczyszczających, działających
mniej lub bardziej niekorzystnie [FILIPEK, BADORA 1992, RYTELEWSKI
IGNACZAK 1998, DIAZ
I IN.
2000, PATTNAIK
I IN.
I IN .
2000, MINAI-TEHRANI
1992, ZAHRAN 1997,
I IN.
2006]. Gleba
zanieczyszczona często zmienia, a nawet traci swoją aktywność biologiczną [BOROWIEC
1982, DZIENIA
I IN.
1982, ROSEBERG
I IN.
1986, PATHAK, RAO 1998, WRONKOWSKA
I IN.
IN.
1999,
KUCHARSKI, JASTRZĘBSKA 2001a, KUCHARSKI, JASTRZĘBSKA 2001b, RÓŻAŃSKI, WŁADKOWIEC 2002,
SARDINHA
I IN.
2003]. Zwiększone zasolenie podłoża zanieczyszczone dodatkowo związkami
ropopochodnymi są dość częstym zjawiskiem szczególnie w okolicy dróg gdzie stosowano
sól do niszczenia pokrywy śniegowej, a także liczne miejsca po awariach tankowców [FILIPEK,
145
Przybulewska, Błaszak
BADORA 1992, KUBO I IN. 2001, CERNOHLÁVKOVÁ I IN. 2008].
Ze względu na małą ilość danych literaturowych dotyczących kompleksowego
oddziaływania czynników stresowych, takich jak zasolenie i związki ropopochodne, w
niniejszej pracy podjęto próbę oceny wpływu benzyny bezołowiowej w glebie zasolonej NaCl
na liczebność mikroorganizmów wybranych grup fizjologicznych.
MATERIAŁ I METODY
Badania prowadzono na glebie gliniastej (średnia) i piaskowej (lekka), pobranych
z poziomu orno-próchniczego (0–10 cm). Gleba średnia pochodziła z obszaru Równiny
Gumienieckiej, z miejscowości Ostoja w pobliżu Szczecina. Jest to czarna ziemia
(NIEDŹWIECKI 1990), zaliczana do IIIa i IIIb klasy bonitacyjnej, o składzie granulometrycznym
zgodnie z nomenklaturą PTG [2008] gliny piaszczystej. Miąższość poziomu próchniczego
wynosiła około 30 cm. Odczyn gleby w dniu założenia doświadczenia wynosił pH H2O 7,0.
Gleba lekka pochodziła z Lipnika z pola Stacji Doświadczalnej Akademii Rolniczej
w Szczecinie. Jest ona zaliczana do gleb brunatno-rdzawych moreny dennej [NIEDŹWIECKI,
KOŹMINSKI 1994], o składzie granulometrycznym zgodnie z nomenklaturą PTG [2008] piasku
gliniastego. Miąższość poziomu próchniczego wynosiła 20 – 25 cm. Odczyn gleby w dniu
założenia doświadczenia wynosił pHH2O 6,5.
Próbki glebowe o masie 1 kg (wilgotności 50–60% mpw) i zanieczyszczono NaCl (10, 100
i 1000 mmol NaCl∙kg-1 gleby). Gleba bez dodatku NaCl stanowiła kontrolę. Podwójny stres
antropogeniczny otrzymano wprowadzając benzynę bezołowiową w następujących dawkach:
0,1; 1 oraz 10% wag. Otrzymano w ten sposób 12 kombinacji o różnym stopniu
zanieczyszczenia. Inkubację gleby prowadzono w temperaturze 22 0C. Próbki gleb do analiz
pobierano w trzech powtórzeniach w dniu założenia doświadczenia (termin 1), a następnie po
3, 7, 14, 28 i 48 dniach, w których określano liczebność mikroorganizmów (jtk)
amylolitycznych [COONEY, EMERSON 1964], proteolitycznych [KĘDZIA, KONAR 1980]
i lipolitycznych [BURBIANKA, PLISZKA 1977].
Otrzymane wyniki poddano ocenie statystycznej wyliczając analizę wariancji. Ocenę
wpływu benzyny bezołowiowej w glebie zasolonej określono względem liczebności
mikroorganizmów wybranych grup fizjologicznych (jtk) jako różnicę w stosunku do gleby nie
zanieczyszczonej NaCl. Istotność wpływu badanych czynników testowano testem Duncan’a
na poziomie p=0,05.
WYNIKI I DYSKUSJA
Zanieczyszczenie gleby zasolonej NaCl jednocześnie benzyną bezołowiową wpływało
istotnie liczebność mikroorganizmów badanych grup fizjologicznych: rozkładających białko,
146
Wpływ benzyny bezołowiowej...
tłuszcz i skrobię (rys. 1–3). O wpływie zanieczyszczenia gleby związkami ropopochodnymi
oraz wzrastającego zasolenia na wzrost i rozwój mikroorganizmów glebowych donoszą
niektórzy autorzy [BOROWIEC
I IN.
1982, DZIENIA
I IN.
1982, ROSEBERG
I IN.
1986, RHYKERD
I IN
1995, ZAHRAN 1997, WRONKOWSKA I IN. 1999, PRZYSTAŚ I IN 2000, KUCHARSKI, JASTRZĘBSKA 2001a,
KUCHARSKI, JASTRZĘBSKA 2001b, RÓŻAŃSKI, WŁADKOWIEC 2002, BELLIGNO, SARDO 2006,
ČERNOHLÁVKOVÁ I IN. 2008]. Wielu autorów [OMAR I IN. [1994] oraz SARDINHA I IN. [2003] uważa,
że zasolenie jest jednym z bardziej stresowych czynników dla mikroorganizmów glebowych.
W glebie średniej pochodzącej z Ostoi stwierdzono wyraźną stymulację wzrostu
liczebności mikroorganizmów rozkładających skrobię zwłaszcza w kombinacjach glebowych
o największym zasoleniu i zanieczyszczeniu benzyną. Wzrost liczebności mikroorganizmów
był nawet dwukrotnie większy niż w glebie kontrolnej (rys.1). Inną reakcję wpływu na
drobnoustroje amylolityczne z podwójnym stresem antropogenicznycznym stwierdzono
w glebie pochodzącej z Lipek o mniejszej zawartości substancji organicznej. W miarę wzrostu
nakładających się zanieczyszczeń obniżała się liczebność drobnoustrojów amylolitycznych.
Największy wpływ na te drobnoustroje stwierdzono w glebie zasolonej zanieczyszczonej
jednocześnie w największym stopniu benzyną (10%). Przy czym wzrost zasolenia (1000
mmol NaCl∙kg-1 gleby) potęgował wpływ działania benzyny na drobnoustroje prowadzące
hydrolizę skrobi w jeszcze większym stopniu. Być może efekt ten jest spowodowany
mniejszą zawartością substancji organicznej w glebie, która w znacznym stopniu niweluje
toksyczne działanie zanieczyszczeń na mikroorganizmy glebowe.
Drobnoustroje glebowe rozkładające tłuszcze namnażały się intensywnie w warunkach
znacznego zanieczyszczenia gliny piaszczystej (Ostoja) zarówno największej ilości
wprowadzonej benzyny jak i największej dawki zasolenia przy jednocześnie zróżnicowanej
ilości zanieczyszczenia produktem ropopochodnym (rys.2).
W glebie pochodzącej z Lipek podobnie jak w przypadku drobnoustrojów rozkładających
skrobię również rozkładające tłuszcze reagowały zmniejszeniem liczebności przy znacznym
zanieczyszczeniu gleby podwójnym czynnikiem stresowym. Jedynie w kombinacjach
zanieczyszczonych najmniejszą ilością wprowadzonej soli (10 mmol NaCl∙kg -1 gleby)
niezależnie od zanieczyszczenia benzyną mikroorganizmy lipolityczne namnażały się
intensywniej w porównaniu do kontroli i pozostałych kombinacji doświadczalnych (rys.2).
Drobnoustroje proteolityczne w przypadku gleby pochodzącej z Ostoi reagowały istotnym
przyrostem liczebności po jej znacznym większym zanieczyszczeniu benzyną (1–10%)
w kombinacjach jednocześnie zanieczyszczonych najmniejszym stężenie wprowadzonej soli
(10 mmol NaCl∙kg-1 gleby). W pozostałych przypadkach reakcje drobnoustrojów
147
Przybulewska, Błaszak
rozkładających białko na podwójny stres były nie istotne lub polegały na obniżeniu ich
liczebność jak miało to miejsce w warunkach średniego zanieczyszczenia gleby benzyną
bezołowiową (1%) przy jednoczesnym wprowadzeniu znacznych ilości NaCl (100–1000
mmol ∙kg-1 gleby). W odniesieniu do takich samych warunków zanieczyszczenia w glebie
pochodzącej z Lipek stwierdzono z reguły znaczne obniżenie liczebności mikroorganizmów
proteolitycznych nawet o 60–70% w stosunku do kombinacji kontrolnej. Jedyny stymulujący
wpływ na drobnoustroje proteolityczne stwierdzono w przypadku najmniejszego zasolenia
(10 mmol ∙kg-1 gleby) przy jednoczesnym 10% zanieczyszczeniu gleby benzyną (rys.3).
Podsumowując można stwierdzić, że niezależnie od badanej grupy drobnoustrojów
warunki podwójnego stresu obniżają liczebność badanych grup fizjologicznych w glebie o
niskiej zawartości substancji organicznej (Lipki). Najbardziej wrażliwe były w tym przypadku
drobnoustroje
proteolityczne,
następnie
amylolityczne
i
w
mniejszym
stopniu
mikroorganizmy lipolityczne. Zanieczyszczenie gleby zawierającej więcej substancji
organicznej (Ostoja) podwójnym stresem antropogenicznym w postaci benzyny bezołowiowej
w warunkach wzrostu zasolenia z reguły stymulowało wzrost drobnoustrojów. Reakcje te
były jednak różne w zależności od grupy mikroorganizmów rozkładających poszczególne
substraty. I tak jak miało to miejsce w przypadku drugiej badanej gleby (Lipki) największe
zmiany przyrostu liczebności wystąpiły u drobnoustrojów rozkładających tłuszcze następnie
hydrolizujących skrobię i w mniejszym stopniu przyrost dotyczył drobnoustrojów
proteolitycznych.
Obniżenie liczebności mikroorganizmów w glebie zawierającej mniejszą ilość substancji
organicznej może wynikać z bezpośredniej reakcji benzyny na komórki drobnoustrojów.
W glebie o większej zawartości materii organicznej benzyna mogłabybyć wiązana z np.
cząstkami koloidalnym m.in. humusowymi i uwalniana z czasem jak miało to miejsce
prawdopodobnie w przypadku gleby pochodzącej z Ostoi, gdzie mikroorganizmy namnażały
się znacznie. Nawet gdyby w warunkach gleby lekkiej pochodzącej z Lipek uodporniłyby się
z czasem drobnoustroje nie byłoby substratu w postaci benzyny, która nie zatrzymana zwykle
może się szybciej ulotnić.
Podwójny stres antropogenizcny może być inhibitorem wzrostu bakterii glebowych o czym
donoszą MINAI-TEHRANI
I IN.
[2006], zwłaszcza ich aktywności enzymatycznej w zasolonym
środowisku [BELLIGNO I IN. 2008]. Warunki znacznego zanieczyszczenia benzyną bezołowiową
niezależnie od zasolenia gleby w przypadku niniejszych badań gliny piaszczystej sprzyjają
rozwojowi mikroorganizmów lipolitycznych rozkładających tłuszcze w mniejszym stopniu
rozkładające skrobię, natomiast nie wywierały niekorzystnego hamujące wpływu na
148
Wpływ benzyny bezołowiowej...
mikroorganizmy proteolityczne.
Benzyna może stanowić dodatkowe źródło węgla, które mikroorganizmy prawdopodobnie
wykorzystują do budowy swoich komórek. Potwierdzają to wyniki badań wcześniejszych
w których to uzyskano zbliżone efekty wpływu oleju napędowego o różnym stopniu skażenia
gleby na mikroorganizmy lipolityczne [PRZYBULEWSKA I IN. 2004].
WNIOSKI
1. Wzrost zasolenia (NaCl) w glebie zanieczyszczonej benzyną bezołowiową istotnie
wpływał na liczebność mikroorganizmów (jtk) rozkładających w glebie białko, skrobię czy
substancje tłuszczowe. Wielkość tych zmian zależała od ilości wprowadzonych
zanieczyszczeń oraz od rodzaju gleby.
2. Wzrost liczebności drobnoustrojów w warunkach podwójnego stresu wystąpił w glinie
piaszczystej szczególnie w warunkach znacznego zanieczyszczenia benzyną w przypadku
grupy rozkładającej tłuszcz w mniejszym stopniu skrobię. W tych samych warunkach
wpływu obu zanieczyszczeń w piasku gliniastym zwykle wystąpiło obniżenie liczebności
drobnoustrojów badanych grup fizjologicznych.
LITERATURA
Belligno A. Sardo V. 2006 Studies on Halophytes and Salinity Problems in Mediterranean
Agriculture. Studies on Halophytes and Salinity Problems in Mediterranean Agriculture. Springer
Netherlands, 25–30
Belligno A. Russo M. Sardo V. Wu J.Y. 2008 Salinity influence on microbial population metabilism
and enzymatic activities in lysimeter-grown Olea europaea and Nicotina glauca. Biosaline
Agriculture and High Salinity Tolerance. Birkhäuser Basel, 131–139
Borowiec S., Dzienia S., Boligłowa E. 1982. Wpływ skażenia gleby produktami ropy naftowej na
mikroflorę glebową. Cz.I. Mikroorganizmy glebowe w sąsiedztwie magazynów paliw. Zesz. Nauk.
AR Szczec. 94, 33–44
Burbianka M., Pliszka A. 1977. Mikrobiologia żywności. PZWL, Warszawa
Černohlávková J. .Hofman J. Bartoš T., Sáòka M., Andìl P. 2008. Effects of road deicing salts on
soil microorganisms. Plant Soil Environ 54 , (11), 479 –485
Cooney D.G., Emerson R. 1964. Termophilic fungi. Freeman and Co. London
Diaz M. P., Grigson S. J.W., Pepiatt CH.J., Burgess J.G. 2000. Isolation and Characterization of
Novel Hydrocarbon-Degrading Euryhaline Consortia from Crude Oil and Mangrove Sediments,
Mar. Biotechnol. 2, 522 – 532
Dzienia S., Boligłowa E., Borowiec S. 1982. Wpływ skażenia gleby produktami ropopochodymi na
mikroflorę glebową. Cz. 2. Wpływ oleju napędowego stosowanego w rolnictwie na niektóre grupy
drobnoustrojów glebowych. Zesz. Nauk. AR Szczec. 94, 65–70
Filipek T., Badora A. 1992. Jony rozpuszczalne w wodzie w glebach zanieczyszczonych środkami do
zwalczania śliskości pośniegowej, Rocz. Glebozn. 18 (3–4), 37 – 40
Hussain N. Mujeeb F. Tahir M., Khan G.D., N.M. Hassan and Bari A. 2002. Effectivenss of
Rhizobium Under Salinity Stress. Asian J Plant. Sci 1(1), 12–14
Ignaczak S. 1998. Systemy konserwacji gleby odłogowanej-zmiany temperatury, wilgotności
i zasolenia różnych warstw. Frag. Agron. 5, 225–237
Kędzia W., Koniar H. 1980. Diagnostyka mikrobiologiczna, PZWL Warszawa., 367s.
Kubo M., Hiroe J., Murakami M., Fukami H., Tachiki T. 2001. Treatment of HypersalineContaining Wastewater with Salt-Tolerant Microorganisms. J. Biosc. Bioeng. 91 (2), 222 – 224
Kucharski J., Jastrzębska E. 2001a. Reakcja drobnoustrojów na zanieczyszczenie gleby benzyną
ołowiową. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 476, 189–195
149
Przybulewska, Błaszak
Kucharski J., Jastrzębska E. 2001b. Aktywność enzymatyczna gleby zanieczyszczonej olejem
napędowym. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 476, 181–187
Sardinha M., Müller T., Schmeisky H., Joergensen R.G. 2003 Microbial performance in soils along
a salinity gradient under acidic conditions Appl. Soil Ecol. 23, 237–244
Minai-Tehrani D. Herftamanesh A., Azari-Dehkordi and F. Minooi S. 2006. Effect of Salinity on
Biodegradation of Aliphatic Fractions of Crude Oil in Soil. Pak. J. Biol. Sci. 9(8), 1531–1535
Niedźwiecki E. 1990. Wpływ użytkowania sadowniczego na zmiany właściwości gleb wytworzonych
z glin zwałowych w obrębie Równiny Gumienieckiej na Pomorzu Zachodnim. Zesz. Nauk. AR
Wrocław 196, 137–147
Niedźwiecki E., Koźmiński Cz. 1994. Agricultural production on light soil in the protective zone of
Miedwie lake water intake for Szczecin. Rocz. Glebozn. 24, 21–26
Omar A.S., Abdel-Sater M. Khallil A.M. and Abd-alla M.H. 1994. Growth and Enzyme Activities
of Fungi and Bacteria in Soil Salinized with Sodium Chloride. Folia Microbiol. 39 (1), 23–28
Pathak H. i Rao D.L.N. 1998 Carbon and Nitrogen mineralization from added organic matter in
saline and alkali soils. Siol Biol. Biochem. 30 (6), 695–702
Pattnaik P., Mishra S. R., Bharati K., Mohanty S. R., Sethunathan N., Adhya T. K., 2000,
Influence of salinity on methanogenesis and associated mikroflora in tropical rice silos,
Microbiological – Research, 155(3), 215 – 220
Przybulewska K., Nowak A., Foltyn A. 2004. Wpływ oleju napędowego na liczebność
mikroorganizmów wybranych grup fizjologicznych w glebie. ZPPNR, 501, 383–388
Przybulewska K., 2006. Wpływ benzyny bezołowiowej w warunkach wzrastającego zasolenia NaCl
na liczebność podstawowych grupy mikroorganizmów glebowych. Zesz. Nauk. UP we Wrocławiu
546 Rol. LXXXIX, 287–294
Przystaś W., Miksch K., Małachowska-Jutsz A. 2000. Zmiany aktywności enzymatycznej gleby w
procesie biodegradacji zanieczyszczeń ropopochodnych przy zastosowaniu biopreparatów. Arch.
Ochr. Środ. 2 (26), 59–70
PTG (Polskie Towarzystwo Gleboznawcze) 2008. Klasyfikacja uziarnienia gleb i utworów
mineralnych, www.ptg.sggw.pl/images/Uziarnienie_PTG_2008.pdf
Rhykerd R.L, Weaver R.W. i McInnes K.J. 1995. Influence of salinity on bioremediation of oil in
soil. Environ. Poll. 90 (1) 127–130
Roseberg R.J. Christensen N.,W. Akckon T.L. 1986. Chloride soil solution osmotic potential, and
soil pH effects on nitrification. Soil Sci. Soc. Am. J. 50 (4), 941–945
Różański H., Włodkowic D. 2002. Skutki oddziaływania zanieczyszczeń ropopochodnych na
środowisko przyrodnicze. Wszechswiat 103 (7–9), 223–225
Rytelewski J., Przedwojski R., Niklewska A. 1992, Program rekultywacji gleb zasolonych na
Kujawach. Biul. Nauk. AR-T Olsztyn, 1 (10), 139
Wronkowska H., Karczmarczyk S., Rumasz E. 1999. Wpływ nawadniania słoną wodą na
liczebność mikroorganizmów glebowych, Zesz. Nauk. AR Szczec. ser. Rol. 193 (73), 213–216
Zahran H.H. 1997. Diversity, adaptation and activity of the bacterial flora in saline environments.
Biol Fertil Soils 25, 211–223
150
Wpływ benzyny bezołowiowej...
g lin a p ia s z c z y s ta ; s a n d y lo a m
N IR ;L S D = 6 ,6 1 7
% Kontroli; % of control
N IR ;L S D = 7 ,3 2 9
% Kontroli; % of control
p ia s e k g lin a s t y ; lo a m y s a n d
200
160
120
80
40
180
150
120
90
60
30
ben
z
lead yna be 0 ,1
-free zoło
petr wiow 1
ol [% a
]
10
0
by]
1 0 -1 gle
100
kg
1 0 0 0 NaCl•
ol
[mm
ben 0 ,1
lead zyna be
-free zołw 1
petr iowa
ol [% ; 1 0
]
0
by]
1 0 -1 gle
100
g
1 0 0 0 NaCl•k
ol
[mm
Rys. 1. Wpływ podwójnego stresu na liczebność bakterii amylolitycznych w glebie wyrażonych w
procentach kontroli
Pic. 1. Influence of double stress on amylolytic microorganisms soil expressed in per cents of control
g lin a p ia s z c z y s ta ; s a n d y lo a m
N IR ;L S D = 7 ,8 9 8
N IR ;L S D = 9 ,4 2 6
300
% Kontroli; % of control
% Kontroli; % of control
p ia s e k g lin a s t y ; lo a m y s a n d
240
180
120
60
ben
z
lead yna b0e ,1
-free zoło 1
petr wiow
ol [% a; 1 0
]
0
by]
1 0 -1 gle
100
g
1 0 0 0 NaCl•k
ol
[mm
200
150
100
50
Ben 0 ,1
lead zyna b
-free ezoło 1
petr wiow
ol [% a1; 0
]
0
by]
-1 gle
10
100
kg
1000
aCl•
ol N
[mm
Rys. 2. Wpływ podwójnego stresu na liczebność lipolitycznych w glebie wyrażonych w procentach
kontroli
Pic. 2. Influence of double stress on lipolytic microorganisms in soil expressed in per cents of control
p ia s e k g lin a s ty ; lo a m y s a n d
g lin a p ia s z c z y s ta ; s a n d y lo a m
N IR ;L S D = 6 ,9 9 1
160
% Kontroli; % of control
% Kontroli; % of control
N IR ;L S D = 7 ,6 8 5
120
80
40
ben
z
lead yna be 0 ,1
-free zoło
ptro wiow 1
l[%] a
10
180
150
120
90
60
30
0
by]
1 0 -1 gle
100
g
1 0 0 0 NaCl•k
ol
[mm
ben
z
lead yna be 0 ,1
-free zoło
petr wiow 1
ol [% a
]
10
0
y]
1 0 -1 gleb
100
1 0 0 0 aCl•kg
ol N
[mm
Rys. 3. Wpływ podwójnego stresu na liczebność mikroorganizmów proteolitycznych w glebie
wyrażonych w procentach kontroli
Pic. 3. Influence of double stress on proteolytic microorganisms in soil expressed in per cents of
control
151
Fotograficzna metoda pomiaru...
Małgorzata PSTRĄGOWSKA, Jacek BOROWSKI
FOTOGRAFICZNA METODA POMIARU PRZYROSTÓW DRZEW W
BADANIACH REGENERACJI KORON PRZESADZANYCH
JESIONÓW WYNIOSŁYCH (FRAXINUS EXCELSIOR L.)
THE PHOTOGRAPHIC METHOD OF TREE INCREMENT
EVALUATION IN RESEARCH REGENERATION CROWN OF
TRANSPLANTED EUROPEAN ASH (FRAXINUS EXCELSIOR L.)
Katedra Ochrony Środowiska, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego,
[email protected]
STRESZCZENIE Fotograficzna metoda pomiaru przyrostów drzew opiera się na porównaniu i analizie zdjęć
drzew wykonywanych ze stałego punktu w określonych odstępach czasu. Wynikiem jest ocena wzrostu korony.
Analizę zdjęć wykonuje się przy użyciu programu ARBOR. Metoda została wykorzystana w badaniach wzrostu
drzew i regeneracji koron jesionu wyniosłego (Fraxinus excelsior L.) po przesadzeniu. Badania mają
odpowiedzieć na pytania: Jaki jest wpływ stopnia przycinania koron podczas zabiegu przesadzania na późniejszy
proces regeneracji korony oraz czy fotograficzna metoda jest odpowiednim narzędziem do oceny regeneracji
korony? Jesiony o słabiej ciętych koronach rosły lepiej niż jesiony o mocno ciętych koronach, choć nie
wykazano statystycznej różnicy w ich wzroście w pierwszym roku badań. Korona drzew przyrastała lepiej
w kierunku północ-południe, niż w kierunku wschód-zachód. Rozwinięto fotograficzną metodę o analizę zdjęć
wykonywanych latem. Przetestowano cztery metody obliczania stopnia ulistnienie drzew i stwierdzono, że
najlepszą jest ta, która umożliwia oddzielenie listowia od pędów i gałęzi.
SUMMARY The photographic method of tree increment evaluation is based on comparison and analysis of tree
images, taken from the same standpoint in a specific period of time. The result is an assessment of tree crown
growth. Images were processed with ARBOR. The method is used in research on post-transplant growth and
crowns regeneration of European ash (Fraxinus excelsior L.). This investigation was designed to answer the
questions: To what extent does crown pruning during the tree transplantation process impact on the crown
regeneration process? Is the photographic method appropriate for crown regeneration assessments? The study
has found that the observed samples of European ash which were moderately crown-pruned sustained a better
growth when compared to those severely crown-pruned. However, no statistically significant differences were
found between moderately crown-pruned and severely crown-pruned trees in the first year following
transplantation. Crown increment per four cardinal directions was investigated and it was established that crowns
grew better both in the Northerly and Southern directions. The photographic method of analysis was based on
photographs taken in the summer months. Four different ways of leaf area density measuring were tested and the
one that allowed for leaf separation both from the shoots and branches was found to be the most accurate.
Słowa kluczowe: przesadzanie drzew, regeneracja koron, przycinanie koron, metody fotograficzne
Keywords: transplanted tree, crown regeneration, crown pruning, photographic method
WSTĘP
Fotograficzna metoda pomiaru przyrostów drzew została stworzona w latach 2000–2005
na potrzeby badań wzrostu rodzimych gatunków drzew w warunkach miejskich (Borowski
i Pstrągowska 2008, Borowski 2008). Pomiar drzew, w tym pomiar przyrostu długości pędów,
oparty na analizie całej sylwety drzewa, nie tylko wybranych pędów, umożliwił opisanie
zjawisk dotyczących rozwoju korony, trudnych do uchwycenia za pomocą tradycyjnych
metod dendrometrycznych. Chodzi tu przede wszystkim o brak wzrostu korony, a nawet jej
zmniejszanie się, mimo wzrostu pędów. Zjawisko to związane jest z obumieraniem części
pędów i próbą rekompensaty strat w koronie poprzez, niekiedy nawet bardzo długie,
przyrosty pędów, które pozostały żywe. Fotografia zastosowana do analizy wzrostu drzew
umożliwiła także pokazanie znacznych różnic w pokroju drzew miejskich i rosnących
153
Pstrągowska, Borowski
w środowisku naturalnym tego samego gatunku, a jednocześnie podobieństwa w
deformacjach pokroju korony drzew miejskich bez względu na gatunek.
Fotograficzna metoda pomiaru przyrostów drzew, była również wykorzystywana do
określenia przydatności wybranych gatunków drzew do warunków miejskich. Badaniami
objęto młode drzewa w pierwszych latach po posadzeniu (Swoczyna i in. 2008). Metodę
wykorzystano także do określenia wielkości redukcji korony drzew przycinanych i jej
wpływu na przyrosty radialne (Borowski i Pstrągowska 2007)
Obecnie metoda wykorzystywana jest w badaniach nad wzrostem i regeneracją koron
przesadzanych jesionów wyniosłych (Fraxinus excelsior L.).
FOTOGRAFICZNA METODA POMIARU PRZYROSTÓW DRZEW
Fotograficzna metoda pomiaru drzew opiera się o cyfrową analizę fotografii drzew
wykonywanych ze stałego punktu w wegetacyjnie uzasadnionych odstępach czasu. (Borowski
i in. 2005). Punkt określa się w terenie na podstawie znanego kierunku fotografowania
określonego azymutem oraz znanej odległości między drzewem a obiektywem. Warunkiem
analizy zdjęcia jest możliwość oddzielenia drzewa od tła fotografii, co osiąga się poprzez
wykonanie jej w nocy przy oświetleniu lampą błyskową o liczbie przewodniej dla ISO100/21
w systemie metrycznym 60–76 m. Zdjęcia są analizowane przy pomocy programu ARBOR
stworzonego na potrzeby metody. Program komputerowy ARBOR1 (początkowo DENDRO)
został opracowany na Wydziale Mechatroniki, Politechniki Warszawskiej (Borowski i in.
2004). Był i jest wykorzystywany w opracowaniach, gdzie istotnymi pomiarami są przyrosty
drzew rosnących w różnych warunkach siedliskowych, głównie miejskich. Do obróbki przy
pomocy programu ARBOR najlepiej nadają się fotografie drzew rosnących pojedynczo.
Program wymaga wyskalowania zdjęcia i wskazania punktów skrajnych sylwety drzewa
tj. podstawy pnia oraz punktów obrysu korony. Na ich podstawie obliczone zostają: wysokość
drzewa, wysokość, szerokość, powierzchnia przekroju i objętość korony (rys. 1). Kolejnym
etapem analizy jest oddzielenie pędów korony od tła fotografii za pomocą progowania
wskazując punkt graniczny między natężeniem jasności pikseli gałęzi drzewa a natężeniem
jasności tła. Na tej podstawie zostaje obliczone wypełnienie korony tj. powierzchnia
widocznych gałęzi, oraz ich długość. Poddane analizie zdjęcia zostają następnie porównane w
celu obliczenia przyrostu drzewa.
1
Zmiana nazwy programu na ARBOR związana była z wcześniejszym opracowaniem przez prof. Arkadiusza
Bruchwalda komputerowego programu wykorzystywanego w badaniach przyrostów radialnych drzew,
noszącego nazwę DENDRO
154
Fotograficzna metoda pomiaru...
Rys. 1. Analiza fotografii drzewa wykonywana przy użyciu programu ARBOR.
Fig. 1. Analysis of tree images performed using ARBOR software
MATERIAŁY I METODA
Celem podjętych w 2008 roku i trwających wciąż badań jest ocena wpływu redukcji
korony na wzrost i przyrost jesionów po zabiegu przesadzania, Istotne jest ponadto wskazanie
odpowiedniej metody mogącej służyć do badań nad regeneracją korony.
W badaniach wykorzystano fotograficzną metodę pomiaru przyrostów drzew jako
narzędzie służące do analizy architektury korony i rozszerzono możliwości zastosowania
metody.
Badane jesiony zostały przesadzone w związku z rozbudową istniejącej jednojezdniowej
drogi krajowej nr 8 do parametrów dwujezdniowej drogi ekspresowej na odcinku Radzymin –
Wyszków, od km 485+418 do km 504+274, tj. od końca istniejącej obwodnicy Radzymina do
początku obwodnicy Lucynowa i Wyszkowa. Do przesadzeń wytypowano wartościowe
drzewa o pierśnicy od 10 do 42 cm, w dobrym stanie zdrowotnym. Z przesadzonych drzew
zostały utworzone fragmenty pasa izolacyjnego wzdłuż drogi. Przesadzenia dokonano przy
użyciu przesadzarek łyżkowych zamontowanych na podwoziu samochodowym formujących
bryłę korzeniową o średnicy 2,5 i 3 m. Wybrane do badań przesadzane jesiony (75 drzew)
podzielono na dwie grupy: o mocno zredukowanej koronie i słabo zredukowanej koronie, w
zależności od liczby ran poprzecznych w strefie gałęzi grubych (od 5 do 20 cm średnicy)
i konarów (powyżej 20 cm średnicy) (Siewniak 1995). Ponadto badano drzewa (25)
nieprzesadzane również rosnące w pasie izolacyjnym drogi.
Badane jesiony były fotografowane z dwóch prostopadłych do siebie kierunków. Zdjęcia
155
Pstrągowska, Borowski
wykonywano corocznie w dwóch terminach w marcu i sierpniu. Na podstawie zdjęć drzew w
stanie bezlistnym obliczono przyrost parametrów korony tj.: wysokość, szerokość,
powierzchnię, objętość oraz sumę długości pędów. Na podstawie zdjęć drzew w stanie
ulistnionym obliczono wypełnienie korony.
WYNIKI I ICH OMÓWIENIE
Przyrosty koron i pędów drzew. Roczny przyrost drzew oceniono na podstawie analizy
fotografii drzew w stanie bezlistnym. Badania statystyczne nie wykazały istotnych różnic
w przyroście drzew poddanych silnej redukcji korony i o słabo zredukowanej koronie,
wykazując istotną różnicę w przyroście drzew obu tych grup w stosunku do drzew
nieprzesadzanych. Dotyczy to takich parametrów korony jak przyrost wysokości, szerokości,
powierzchni przekroju, objętości. Test Duncana wykazał istotną statystycznie różnicę między
przyrostem długości pędów drzew przesadzanych mocno przyciętych a drzewami
nieprzesadzanymi, a brak różnicy statystycznej pomiędzy drzewami nieprzesadzanymi
a przesadzanymi słabo ciętymi (tab. 1). Daje się zaobserwować tendencja, wskazująca na
nieco słabszy wzrost drzew o mocno zredukowanej koronie (rys. 2). Zauważalne jest
zahamowanie wzrostu wszystkich przesadzanych jesionów i zamieranie części pędów
powodujące zmniejszanie się koron (przyrost ujemny). Na uwagę zasługuje fakt, że jedynie
słabo przycinane przesadzane jesiony wykazują dodatni średni przyrost szerokości i objętości
korony, poza tymi wszystkie inne parametry dla obu grup przesadzanych jesionów mają
wartości ujemne. Wyniki z jednego roku badań, pierwszego sezonu wegetacyjnego po zabiegu
przesadzania, są niewystarczające do oceny reakcji przyrostowej dużych drzew na stres
związany z tym zabiegiem, dlatego jednoznaczne wnioskowanie na podstawie otrzymanych
wyników jest jeszcze niemożliwe.
Tab. 1. Średnia suma długości pędów jesionów wyniosłych w pierwszym sezonie po przesadzaniu:
I – drzewa nieprzesadzane, II – drzewa przesadzane słabo cięte, III – drzewa przesadzane
silnie przycinane
Tab. 1. Average increment of shoots length of European ash in first season after transplanting: I – no
transplanted trees, II – moderately crown-pruned transplanted trees, III – severely crownpruned transplanted tree
Test Duncana
Wariant
liczba
średnia grupy jednorodne
F.ex. silnie cięte III
28
-10,1
x
F.ex. słabo cięte II
31
44,0
xx
F.ex. kontrola I
22
1,89
x
Różnica
F.ex. kontrola I – F.ex. słabo cięte II
5,9
F.ex. kontrola I – F.ex. silnie cięte III
*12,0
F.ex. słabo cięte II – F.ex. silnie cięte III
6,1
* istotna różnica statystyczna
156
Fotograficzna metoda pomiaru...
F. excelsior przesadzany
- mocno przycięty
F. excelsior przesadzany
- słabo przycięty
Fraxinus excelsior
nieprzesadzany
Rys. 2. Średni przyrost jesionu wyniosłego w pierwszym roku po przesadzeniu oraz średni roczny
przyrost grupy kontrolnej – jesiony nieprzesadzane
Fig. 2. Average increment of European ash in the first season after transplanting and average annual
increment of control group – trees not transplanted
Rozszerzenie zastosowania metody fotograficznej. Zwiększenie liczby wykonywanych
zdjęć do dwóch (dla każdego fotografowanego drzewa) spowodowane było nienaturalnym
i niesymetrycznym ukształtowaniem przycinanych koron. Ponadto umożliwiło obserwację
rozwoju i regeneracji korony względem stron świata. Wykonywanie zdjęć z prostopadłych do
siebie kierunków umożliwiło obserwację regeneracji korony w aspekcie dążności do
odzyskania symetrii. Badane jesiony były drzewami swobodnie rosnącymi i również w ten
sposób rosną po przesadzeniu. Pierwszy rok obserwacji nie wykazał spodziewanej tendencji
do odzyskiwania przez drzewa symetrii pokroju korony. U 54% badanych drzew różnica
między powierzchniami korony prostopadłych do siebie sylwet drzewa powiększyła się.
Podobny wynik dotyczy objętości korony (56%). Dało się natomiast zauważyć regeneracji
korony względem stron świata.
Przyrost koron przesadzanych drzew był większy w kierunkach północ-południe (NS) niż
wschód-zachód (EW). Średni przyrost objętości i szerokości korony w kierunku NS był
dodatni, podczas gdy te same parametry charakteryzujące rozwój korony w kierunku EW były
ujemne (rys. 3). Jedynie średnia suma długości pędów była zbliżona tj. – 6,0% i – 6,2%, co
wynika z właściwości zastosowanej metody. Z każdego bowiem kierunku dokonywano
pomiaru wszystkich pędów korony widocznych na fotografii, rozwijających się zarówno
w płaszczyźnie równoległej do płaszczyzny rzutowania obrazu, jak i w prostopadłej do niej.
157
Pstrągowska, Borowski
Rys. 3. Przyrost wybranych parametrów przesadzanych jesionów wyniosłych w zależności od stron
świata, NS – rozwój korony w kierunku północ – południe, EW – rozwój korony w kierunku
wschód-zachód
Fig. 3. Average increment of chosen parameters of transplanted European ash depending on direction,
NS – crown development to North-South, EW – crown development to East-West
W dotychczasowym zastosowaniu wykonywano zdjęcia przed i po zakończeniu sezonu
wegetacyjnego, gdy drzewa są nieulistnione. Zabieg przesadzania w przypadku dużych,
dojrzałych, nie szkółkowanych drzew jest ryzykowny i o jego sukcesie można wnioskować
dopiero po kilku latach. W tym czasie można zaobserwować zarówno odbudowę korony, jak
i proces jej zamierania. W krótszym okresie obumieranie korony szczególnie widoczne jest
w czasie pełnego ulistnienia (sierpień) (Roloff 2001). Wówczas zewnętrzny płaszcz korony
uniemożliwia wprawdzie analizę jej wewnętrznej struktury, ale pozwala jednoznacznie ocenić
które partie korony i zewnętrzne pędy są martwe. Dlatego, wykorzystując metodę
fotograficzną, podjęto dodatkowo badania drzew w stanie pełnego ulistnienia, po zakończeniu
przez nie wzrostu, ale w pełni okresu wegetacyjnego.
Pomiar stopnia ulistnienia. Do obliczeń stopnia ulistnienia wykorzystano pomiar
wypełnienia korony, tj. powierzchni gałęzi oraz, w przypadku analizy zdjęć letnich –
powierzchni listowia w obrębie rzutu korony. Program ARBOR oblicza również
współczynnik wypełnienia tzn. stosunek powierzchni rzutu gałęzi (także ulistnionych) do
powierzchni rzutu korony wyznaczonej przez skrajne pędy obwodowe. W celu znalezienia
najlepszej metody określenia stopnia ulistnienia korony testowano następujące wskaźniki:
1. Wypełnienie korony obliczone na podstawie zdjęcia letniego z zaznaczeniem całej korony.
2. Powierzchnia
i
wypełnienie
korony
obliczone
na
podstawie
zdjęcia
letniego
z zaznaczeniem tylko żywej partii korony (rys. 4A).
3. Wypełnienie korony jako różnica uzyskana przez porównanie drzewa ulistnionego
158
Fotograficzna metoda pomiaru...
z drzewem w stanie bezlistnym.
4. Wypełnienie korony po uprzednim spreparowaniu uzyskanych w terenie zdjęć,
polegającym na rozjaśnieniu i wzmocnieniu barwy zielonej w obrębie korony, tak aby
podczas progowania w trakcie analizy w programie ARBOR oddzielone zostały gałęzie od
ulistnienia (rys. 4B).
Najbardziej obiecujące wyniki otrzymano przy zastosowaniu wskaźnika 4.
Rys. 4. Sposoby obliczenia ulistnienie korony. A) a – powierzchnia rzutu korony wyznaczona na
podstawie wszystkich pędów, b – powierzchnia rzutu korony wyznaczona na podstawie żywych
pędów. B) zdjęcie przed i po obróbce służącej do oddzielenia liści od gałęzi drzewa.
Fig. 4. The method of measuring the crown foliage A) a – area of the crown horizontal projection
defined on the basis of all shoots, b – area of the crown horizontal projection defined on the
basis of only live shoots, B) image before and after processing of foliage separation from shoots
and branch.
PODSUMOWANIE
Dotychczas przeprowadzone, wstępne badania przycinanych i przesadzanych drzew, nie
potwierdziły spodziewanej i podkreślanej przez niektórych autorów (Suski 1986) naturalnej
dążności do zachowania i odtwarzania symetrii korony. Badania i pomiary wykazały
natomiast, że przynajmniej w początkowym okresie, kierunki odbudowy korony zależne są od
stron świata. Fotograficzna metoda oceny przyrostów drzew okazała się przydatna do
prowadzonych badań nad regeneracją koron i daje duże możliwości wykorzystania jej jako
narzędzia służącego do analizy ich architektury. Metoda jest nadal rozwijana i możliwe są
dalsze jej zastosowania, uprzednio w fazie opracowywania i pierwotnego zastosowania, tylko
sygnalizowane.
LITERATURA
Borowski J. 2008. Wzrost rodzimych gatunków drzew przy ulicach Warszawy, Wyd. SGGW,
Warszawa
Borowski J., Orzechowski J., Mąkowski J. 2004. Photographic method of shots and tree-crowns
gains measurement. Elektronika 8–9: 237–240
159
Pstrągowska, Borowski
Borowski J., Pstrągowska M., Sikorski P., Orzechowski J., i Mąkowski J. 2005. Wyniki badań nad
fotograficzną metodą pomiaru przyrostów drzew z zastosowaniem komputerowego programu
DENDRO. Rocznik Dendrologiczny 53, 65–88
Borowski J., Pstrągowska M. 2007. Wpływ redukcji korony na przyrosty radialne jesionu
wyniosłego. Rocznik Dendrologiczny 55, 33–39
Borowski J., Pstrągowska M. 2008. Wstępne wyniki badań drzew miejskich, uzyskane dzięki
zastosowaniu fotograficznej metody oceny przyrostów drzew. W: Dendrologia w badaniach
środowiska przyrodniczego oraz dziedzictwa kulturowego – Zjazd Sekcji Dendrologicznej PTB,
Szklarska Poręba 25–27. 06. 2008: 61–66
Swoczyna T., Borowski J., Skalmierska G. 2008. Grusza drobnoowocowa (Pyrus calleryana Decne)
‘Chanticleer’) nowe drzewo ozdobne w krajobrazie miejskim Warszawy. W: Dendrologia w
badaniach środowiska przyrodniczego oraz dziedzictwa kulturowego – Zjazd Sekcji
Dendrologicznej PTB, Szklarska Poręba 25–27. 06. 2008, 267–274
Roloff A. 2001. Baumkronen – Verständnis und praktische Bedeutung eines komplexen
Naturphänomens. Stuttgart
Siewniak M. 1995. Historia leczenia drzew i uzyskane efekty – najnowsze poglądy i metody.
Komunikaty Dendrologiczne 1/23, 11–42
Suski Z. 1986. Parametry dendrometryczne jako podstawa oceny ekologicznej wartości drzew w
terenach zieleni miejskiej (na przykładzie Tilia x euchlora Koch w Warszawie). Manuskrypt pracy
doktorskiej SGGW, Warszawa
160
Popioły z biomasy...
Sławomir STANKOWSKI 1, Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA 2
POPIOŁY Z BIOMASY A MOŻLIWOSCI WYKORZYSTANIA DO
CELÓW NAWOZOWYCH
ASHES FROM BIOMASS – POSSIBILITIES FOR UTILISSATION AS
FERTILIZER
1
Katedra Agronomii; Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
[email protected]
2
Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska; Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie
STRESZCZENIE W pracy oceniono skład chemiczny popiołu ze spalania różnego rodzaju biomasy
i współspalania z węglem kamiennym oraz przedstawiono wyniki badań nad wpływem popiołów na plonowanie
roślin uprawnych. Popioły z biomasy charakteryzują się w większości przypadków znaczną zawartością
makroskładników takich jak Ca i K. Wzrost zawartości wybranych makroskładników w popiele ze
współspalania w porównaniu z popiołem z węgla kamiennego jest niewielki , nawet przy udziale biomasy 30
procent. Wstępne wyniki badań wskazują na korzystne oddziaływanie popiołu z biomasy na plonowanie
wybranych gatunków roślin.
SUMMARY In the paper the chemical composition of ashes from combustion of different kind of biomass and
parallel combustion of coal and biomass was estimated. Results of experiments indicating effect of ashes on
plant yielding were presented. Ashes from biomass, in general, have high content of macroelements as Ca and K.
Increase of some macroelements in ash from parallel combustion of coal and biomass was relatively low, even
share of biomasse was 30%. Primary results of experiments indicate positive effect of ashes from biomass on
yielding of chosen species of plants.
Słowa kluczowe: popioły z biomasy, skład chemiczny, nawożenie roślin
Keywords: ashes from biomass, chemical composition, plant fertilization
WSTĘP
Ograniczenie emisji gazów cieplarnianych, wynikające z konieczności przeciwdziałania
zachodzącym zmianom klimatycznym, wymusza zastępowanie kopalnych źródeł energii
źródłami odnawialnymi (Faber 2001). Jednym ze sposobów jest wykorzystanie do tego celu
biomasy roślinnej i innych odpadowych produktów organicznych. Wśród roślin o dużym
potencjale plonowania na uwagę zasługują takie gatunki jak wierzby krzewiaste, ślazowiec
pensylwański czy miskanty (Borkowska i Styk 2006, Jeżowski 1999, Szczukowski i in.
2006). Spalanie samej biomasy czy też współspalanie jej z węglem w elektrowniach
i elektrociepłowniach powoduje powstawanie produktu odpadowego jakim jest popiół
o niezbadanych dokładnie właściwościach. Wyniki badań wskazują na znaczną zawartość
makroelementów, może decydować o ich przydatności do nawożenia roślin, zwłaszcza na cele
przemysłowe czy energetyczne (Kalembasa 2006).
Celem pracy jest ocena składu chemicznego popiołu ze spalania różnego rodzaju biomasy
i współspalania z węglem kamiennym oraz przedstawienie wstępnych wyników badań nad
wpływem popiołów na plonowanie roślin uprawnych.
METODY BADAŃ
Analizę składu chemicznego popiołów z biomasy i popiołów ze współspalania biomasy
z węglem kamiennym przeprowadzono na podstawie wyników zaczerpniętych z opracowania
161
Stankowski, Bielińska
wykonanego pod redakcją Ściążko i in. (2007) oraz pracy Eichler-Loeberman i in. (2006).
Badania nad wpływem 3 rodzajów popiołu (ziarno, słoma, brykiety z odpadów drewna) na
plonowanie Festulolium przeprowadzono w 2008 roku w Hali wegetacyjne Akademii
Rolniczej (aktualnie Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny) w Szczecinie.
Szczegółowe dane dotyczące metodyki przeprowadzonego doświadczenia zawarte są w pracy
Stankowski i in. (2008).
WYNIKI I DYSKUSJA
Udział popiołu po spaleniu biomasy był znacznie mniejszy niż po spaleniu węgla
kamiennego (tab. 1). Jedynie odpady komunalne charakteryzowały się wartością
przewyższającą węgiel -27,5%. Szczególnie duże różnice w zawartości makropierwiastków w
popiele z węgla i biomasy wystąpiły w przypadku wapnia i potasu. Popiół ze ślazowca
pensylwańskiego, odpadów drewna, słomy rzepakowej czy odpadów komunalnych zawierał
nawet ponad 10 razy tyle wapnia niż popiół z węgla. Również w przypadku potasu
Tab. 1. Udział popiołu i zawartość makroskładników (%) w popiele wybranych rodzajów biomasy
Tab. 1. Share of ash and content of macroelements (%) in ash of some kind of biomass
Rodzaj biomasy
Kind of biomass
1.Węgiel kamienny
Stone coal
2.Ślazowiec pensylwański
Mallow
3.Wierzba wiciowa
Willow
4.Miskant olbrzymi
Miscanthus
5.Słoma rzepakowa
Rape straw
6.Łuski prosa
Millet hulls
7.Łuski słonecznika
Sunflower hulls
8.Zboża (całe rośliny)
Cereals (whole plants)
9.Odpady drewna
Wood wastes
10.Odpady z gorzelni
Alcoholdistillery wastes
11.Odpady komunalne
Municipal wastes
12.Odchody kurze
Poultry litter
Popiół
Ash
Ca
P
K
Mg
22
1,4
0,3
2,6
1,0
2,6
32,0
0,6
11,3
2,8
1,5
21,6
6,8
19,2
3,4
3,7
4,2
1,4
22,4
2,6
5,2
17,8
1,8
10,8
2,6
9,1
0,1
7,0
7,6
3,1
3,9
9,4
2,6
27,6
3,1
bd
3,1
3,9
12,0
1,5
bd
30,0
1,1
4,8
3,0
5,0
1,2
20,4
19,9
6,3
27,5
18,6
0,8
3,2
1,1
bd
3,0
5,0
3,0
1,7
Pozycje 1–7, 10, 11 na podstawie Ścieżko i in. 2007, 8,9,12 – Eichler-Lobermann 2006
Position 1–7, 10,11 based on Ścieżko i in. 2007, 8,9,12 – Eichler-Lobermann 2006
obserwowano znaczne zawartości w popiele z większości spalanych rodzajów masy
organicznej. Najwięcej stwierdzono go w łuskach słonecznika, miskancie, wierzbie
162
Popioły z biomasy...
i odpadach z gorzelni. Na wysoką zawartość Ca i K w popiele z roślin energetycznych
wskazuje również Kalembasa (2006). Minimalne zawartości składników jakie można
deklarować nawozach mineralnych w postaci stałej wynoszą dla P2O5 i K2O – 2,0 i 2,0%, zaś
w nawozach organiczno-mineralnych odpowiednio 1,0 i 1,0%, przy zawartości substancji
organicznej nie mniej niż 30%, w związku z tym można uznać że popioły z biomasy spełniają
te warunki.
Tab. 2. Zawartość makroskładników (%) w popiele wybranych mieszanek biomasy z węglem
kamiennym
Tab. 2. Content of macroelements (%) in ash of some mixtures of biomass with stone coal
Rodzaj biomasy
Ca
P
K
Mg
Kind of biomass
Węgiel kamienny
1,4
0,3
2,6
1,0
Stone coal
Ślazowiec pensylwański
32,0
0,6
11,3
2,8
Mallow
Węgiel kamienny i 10% ślazowca
1,9
0,3
2,8
1,0
Stone coal and10% of mallow
Węgiel kamienny i 20% ślazowca
2,4
0,3
2,9
1,1
Stone coal and 20% of mallow
Węgiel kamienny i 30% ślazowca
3,0
0,4
3,0
1,1
Stone coal and 20% of mallow
Wierzba wiciowa
21,6
6,8
19,2
3,4
Willow
Węgiel i 10% wierzby
1,6
0,3
2,8
1,1
Stone coal + 10% of willow
Węgiel i 20% wierzby
1,8
0,4
2,9
1,1
Stone coal and 20% of willoww
Węgiel i 30% wierzby
2,0
0,5
3,1
1,1
Stone coal and 30% of willow
Spalanie biomasy w dużych elektrowniach nie jest jak na razie zbyt powszechne, częściej
można spotkać się z procesem współspalania biomasy z węglem. Właściwości uzyskanego
popiołu nie są jednak zbyt korzystne (tab. 2). Ze względu na mały udział popiołu w biomasie
wzrost zawartości makroskładników w popiele ze współspalana z węglem, nawet jeśli
dodawane jest 30% biomasy, jest znikomy.
Wyniki wstępnych badań nad wpływem popiołu z biomasy (tab. 3 i 4) wskazują, że jego
działanie jest porównywalne z działaniem nawozów mineralnych a w niektórych przypadkach
nawet korzystniejsze (Eichler-Loeberman 2006). Również wyniki jednorocznych badań nad
nawozowym działaniem popiołu z ziarna owsa, prowadzonych w 2009 roku Katedrze
Agronomii Zachodniopomorskiego Uniwersytetu Technologicznego wydają się potwierdzać
taką prawidłowość.
WNIOSKI
1. Popioły z biomasy charakteryzują się w większości przypadków znaczną zawartością
makroskładników takich jak wapń i potas.
163
Stankowski, Bielińska
2. Wzrost
zawartości
wybranych
makroskładników
w
popiele
ze
współspalania
w porównaniu z popiołem z węgla kamiennego jest niewielki , nawet przy udziale biomasy
30 procent.
3. Wstępne wyniki badań wskazują na korzystne oddziaływanie popiołu z biomasy na
plonowanie wybranych gatunków roślin.
Tab. 3. Wpływ rodzaju popiołu i NPK oraz dawki na plon zielonej masy (g wazon-1) Festulolium
Tab. 3. Effect of ashes type and NPK and dose on green matter yield (g pot-1) of Festulolium
Zbiór Wariant nawożenia – Fertilization variant (W)
Harvest
A
B
C
D
1
2
3
1-3
76,7
44,5
13,6
134,8
71,6
71,3
Dawka – Doze (D)
71,4
NIR0,05 – LSD0,05
I
II
W
D
70,5
75,0
5,05
3,06
Warianty kontrolne – Control variants: N – 69,5; O – 48,2
46,8
42,6
40,8
42,4
45,0
4,02
Warianty kontrolne – Control variants: N – 37,9; O – 14,3
14,4
14,5
11,8
13,6
13,5
1,79
Warianty kontrolne – Control variants: N – 9.8; O – 7.6
132,8
128,4
124,1
126,5
133,5
7,54
Warianty kontrolne – Control variants: N – 117,2 ; O – 70,1
2,11
r.n.
3,95
A – popiół z ziarna -ash from grain, B – popiół ze słomy – ash from straw, C – popiół z brykietów – ash from
briquette, D – NPK, N – azot – nitrogen, O – kontrola bez nawożenia – control without fertilization
Tab. 4. Wpływ nawożenia popiołem z odchodów kurzych i nawozem mineralnym na plon suchej masy
roślin (mg wazon-1)
Tab. 4. Effect of fertilization with ash from poultry litter and mineral fertilizer on dry matter of plants
(mg pot-1)
Facelia
Gryka
Rajgras
Rzodkiew oleista
Wariant – Variant
Phacelia
Buckwheat
Ryegrass
Oil radish
bez P
13,8a*
16,5 a
11,4 a
18,8 a
without P
KH2P04
14,9 a
16,2 a
13,0 b
23,1 b
Popiół
16,3 a
16,1 a
13,3 b
23,8 b
Ash
*średnie oznaczone takimi samymi literami nie różnią się istotnie
mean walues signed by the same letter do not differ significantly
LITERATURA
Borkowska H., Styk B. 2006. Śluzowiec pensylwański (Sida hermaphrodita Rusby), Uprawa
i wykorzystanie. WAR, Lublin.
Eichler-Loeberman B., Lopez R., Steinbrecht D., Koppen D. 2006. Positive effect of fertilization
with biomass ashes in agricultural crop production. In: Ashes from power generation.Cracow
November 6-8, 2006, 217–223
Faber A. 2001. Emisja gazów cieplarnianych oraz retencjonowanie węgla przez rolnictwo. Fragm.
Agronom. 4,102–117
Jeżowski S. 1999. Miskant chiński (Miscanthus sinensis (Thunb.) Andersson) – źródło odnawialnych
i ekologicznych surowców dla Polski. Zeszyty Prob. Post. Nauk Roln., 468, 159–166.
Kalebasa D. 2006. Ilość i skład chemiczny popiołu z biomasy roślin energetycznych. Acta
Agrophysica 7(4), 909–914
Stankowski S., Wołoszyk Cz., Meller E., Bury M., Bielińska E.J. 2008. Der Einfluss von Asche aus
der Biomasse auf Bodeneigenschaften und Ertrage von Festulolium. Tagungsband: 2. Rostocker
Bioenergieforum, 29-30 Oktober, 159–166
Szczukowski S., Kościk B., Stolarski M., Tworkowski J. 2006. Uprawa i wykorzystanie roślin
alternatywnych na cele energetyczne. Fragm.. Agronom., 3, 300–315
164
Wpływ rodzaju popiołu...
Maria SWARCEWICZ, Justyna SOBCZAK, Dorota KOSYL
WPŁYW RODZAJU POPIOŁU NA pH W ROZTWORZE WODNYM
FARMACEUTYKÓW W UKŁADZIE MODELOWYM
WODA–GLEBA–POPIÓŁ LOTNY
THE EFFECT OF ASH TYPE PH IN WATER SOLUTION OF PHARMACEUTICS IN THE MODEL DESIGN WATER–SOIL–FLY ASH
Instytut Technologii Chemicznej Organicznej, Zakład Syntezy Organicznej i Technologii Leków,
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie, [email protected]
STRESZCZENIE Wykrywanie, oznaczanie oraz badanie losu pozostałości farmaceutyków w poszczególnych
elementach środowiska, a w szczególności w ekosystemach wodnych traktowane jest jako jedno
z priorytetowych zadań z zakresu chemii środowiska. Naszym celem są badania nad efektywnością sorbentów w
usuwaniu pozostałości farmaceutyków z wody. W pierwszym etapie badań zwrócono uwagę na wpływ rodzaju
popiołu na pH w roztworze wodnym farmaceutyku. Badano układ modelowy woda–gleba–popiół w obecności
naproksenu, ibuprofenu i karbamazepiny. Zastosowano dwa rodzaje popiołów lotnych i glinę lekką o zawartości
1,5% Corg. Zawartość popiołu w glebie wahała się od 0 do 100%. Prowadzono pomiary pH roztworu znad
osadu po 24, 48 godzinach i 14 dniach. Stwierdzono, że popiół ze spalarni odpadów mięsno-kostnych istotnie
wpływał na wzrost pH i był on większy niż w próbach z popiołem węglowym. Nie stwierdzono wpływu
zawartości tego popiołu w glinie lekkiej na wartość pH w obecności badanych farmaceutyków. Obecność
popiołu węglowego w glebie powodowała wzrost pH w próbach zawierających farmaceutyki w stosunku do
kontroli, przy czym naproksen oddziaływał odmiennie niż ibuprofen czy karbamazepin.
SUMMARY Detection, determination and pharmaceuticals residues fate investigation in particular environment
elements, especially in water ecosystems is a priority task in environmental chemistry. The investigation over
sorbent efficiency in pharmaceuticals residues removal from water is our goal. In the first stage of research the
attention was given to the different kind of ash impact upon pH values in pharmaceutical water solution. The
water–soil–ash of batch experiments in presence of naproxen, ibuprofen and carbamazepine was investigated.
Two kinds of fly ash and light clay soil with 1,5% organic carbon content was put into used. The fly ash content
in soil ranged from 0 to 100%. The pH values measurements were conducted from above the solid after 24, 48
hours and 14 days. It was found that the meat–and–bone ash from waste burning meat essentially influenced pH
values increase and it was bigger than in sample with coal ash. The influence on pH value of this type of ash in
light clay soil in presence of pharmaceuticals was not found. The presence of coal fly ash in soil caused pH
values increase in samples containing pharmaceuticals, while naproxen functioned different than ibuprofen or
carbamazepine.
Słowa kluczowe: naproksen, ibuprofen, karbamazepina, popiół, gleba, pH
Keywords: naproxen, ibuprofen, carbamazepine, fly ash, soil, pH
WSTĘP
Dynamiczny rozwój technik analitycznych LC/MS/MS czy GC/MS/MS pozwolił na
wykrywanie pozostałości związków chemicznych, których istnienia w wodach nawet nie
podejrzewano. Na przestrzeni ostatniej dekady stwierdzono wzrost stężenia farmaceutyków,
produktów chemii gospodarczej i kosmetyków (Pharmaceutical and Personal Care Products,
PPCPs), w środowisku naturalnym występujących w systemach wodnych, osadach dennych,
glebie czy powietrzu (Jjemba, 2008; Kümmerer, 2009). Procesy stosowane przy
usuwaniu leków to adsorpcja i rozkład, które mają zastosowanie w obecnych technologiach.
Stwierdzono, że eliminacja PPCPs z matryc może przebiegać bardzo zmiennie nie tylko
z powodu różnej budowy chemicznej. Ten sam związek chemiczny w różnych matrycach
zachowuje się rozmaicie. Występują ogromne różnice w usuwaniu PPCPs, bo związki te są
różnorodne pod względem strukturalnym, reaktywności czy własności chemicznych.
165
Swarcewicz, Sobczak i in
Usuwanie tego samego związku z różnych matryc może być bardzo różne w zależności od
zastosowanych technik. Silny wpływ na usuwanie zanieczyszczeń mają czynniki
środowiskowe, takie jak pH, temperatura, UV (fotoliza), zawartość materii organicznej, jak
również zasobność matrycy w mikroorganizmy. Te czynniki i częste indywidualne różnice
mogą istotnie wpływać na końcowy efekt zastosowanych procesów. Dlatego też badania
efektywności różnych technologii powinno prowadzić do zminimalizowania wpływu PPCPs
na środowisko. Występujące tendencje w technologii oczyszczania ścieków wskazują, że
najlepsza skuteczność ograniczania PPCPs w wodzie występuje wtedy, gdy łączymy
oczyszczanie konwencjonalne z nowoczesnymi technikami w procesie odnowy wody.
Niestety, są to na razie drogie technologie i dlatego trzeba szukać nowych, tańszych
rozwiązań. Celem tej pracy było badanie zmian pH roztworów wodnych farmaceutyków znad
gleby w zależności od czasu trwania doświadczenia. Badano układ modelowy woda–gleba–
popiół, w obecności naproksenu, ibuprofenu i karbamazepiny. Naproksen i ibuprofen należą
do grupy niesteroidowych leków przeciwzapalnych, których pozostałości stwierdzano
w różnych segmentach środowiska (Buser i in., 1999; Heberer 2002). Karbamazepina jest
lekiem przeciwdrgawkowym, którego pozostałości są wykrywane w wodzie pitnej i wodach
powierzchniowych (Tixier i in., 2003; Collier 2007). W technologiach stosowanych
w oczyszczaniu ścieków na etapie osadu czynnego stosuje się filtrację przez granulowany
węgiel aktywny (GAC). Naproksen i karbamazepin silnie adsorbuje się na węglu aktywnym
(Yu i in., 2008). Ze względu na duże koszty takiej filtracji poszukuje się innych sorbentów.
W niniejszej pracy zastosowano jako sorbenty dwa rodzaje popiołów i glinę lekką
o zawartości 1,5% Corg. Zawartość popiołu w glebie wahała się od 0 do 100%. Prowadzono
pomiary pH roztworu znad osadu po 1, 2 i 14 dniach. Wyznaczono krzywe wzorcowe trzech
leków przy pomocy HPLC, które w dalszym etapie badań będą służyć do wyznaczania
stężenia farmaceutyku w fazie wodnej w badaniach sorpcji w układzie woda–gleba–popiół.
MATERIAŁY I METODY
W badaniach zastosowano jako sorbenty spopielone pozostałości zwierząt (ze spalarni
odpadów mięsno-kostnych), popiół węglowy z elektrowni Dolna Odra, glinę lekką z Ostoji.
Popiół węglowy posiadał pH 11,3 w CaCl2, popiół ze spalania mączki z odpadów mięsnokostnych ma pH 12,8, i zawartości: fosforu 15,4%, wapnia 35,8%; potasu 4520 mg kg-1; sodu
4400 mg kg-1; krzemu 3410 mg kg-1 (Wzorek 2008). Trzeci sorbent to glina lekka z Ostoji.
Charakterystyka gleby: piasek 40%, pył 34%, części spławialne 26%, węgiel organiczny
1,5%, pojemność sorpcyjna wobec kationów 7,4 cmol·kg-1 s.m., pHH2O 6,4; pHCaCL2 6,5; grupa
granulometryczna glina lekka. Do badań modelowych zastosowano mieszaninę popiołu
166
Wpływ rodzaju popiołu...
z glebą o różnej zawartości popiołu (od 0 do 100%). Jako farmaceutyki testowano
niesteroidowe leki przeciwzapalne: naproksen i ibuprofen oraz lek przeciwdrgawkowy
karbamazepinę. Doświadczenie prowadzono z glebą i odpowiednią zawartością popiołu: 0,
10, 30 50 70 i 100%, tak aby końcowa masa mieszaniny wynosiła 5,0 g. W dalszym badaniu
zastosowano mniejsze dawki popiołu: 0; 0,1; 0,5; 1,0; 5,0 i 10%. Dodawano po 20 cm3
roztworu wodnego 0,01 M CaCl2 zawierającego 50,0 µg∙cm-3 odpowiedniego farmaceutyku.
Pomiary pH prowadzono po 24 i 48 godzinach i 14 dniach stosując metodę
potencjometryczną z użyciem przenośnego pH-metru CP – 104 (producent Elmetron)
z uniwersalną elektrodą zespoloną EPP-2 do cieczy z osadami, tłuszczami i gleby.
Do układu gleba/popiół (5,0 g) – woda dejonizowana (20,0 cm3) wprowadzano roztwór
farmaceutyku o odpowiednim stężeniu w 0,01 M CaCl2. Próbki wytrząsano przez 24 godziny
celem uzyskania stanu równowagi. Następnie pobierano roztwór znad osadu do analizy.
Równolegle prowadzono te same czynności z próbkami kontrolnymi (farmaceutyk w 0,01 M
CaCl2 bez dodatku gleby/popiołu) i ślepą próbę składającą się z gleby i CaCl2.
Do ilościowego oznaczania naproksenu w roztworze wodnym z CaCl2 zastosowano aparat
Waters 600E HPLC System z detektorem PAD (UV) i kolumną Waters Nova Pack C18
(3,9 x 150 mm), 60Å, ziaren wielkości ziaren 4 μm. Prowadzono elucję izokratyczną
w układzie odwróconych faz. Fazą ruchomą był metanol i woda redestylowana (80:20).
Natężenie przepływu fazy ruchomej ustawiono na poziomie 1 cm3 min-1, a wielkość
nastrzyków wynosiła 10 µl. Oznaczenie każdej z prób przeprowadzono przy długości fali
λ = 230 nm dla naproksenu, 223 nm dla ibuprofenu i 286 nm dla karbamazepiny. Akwizycję
i obróbkę danych chromatograficznych przeprowadzono z użyciem programu HP Waters
Millenium. Wyznaczono metodą najmniejszych kwadratów krzywą kalibracji (zależność
liniowa) dla stężeń naproksenu od 10 do 50 μg cm-3; ibuprofenu i karbamazepiny od 1 do 60
μg cm-3. Porównano otrzymane wyniki powierzchni piku z wysokością piku. Analiza regresji
wykazała lepsze dopasowanie wyników pomiarów dla wysokości piku. Otrzymano zależność
H = 12251,76 + 41433,7·C, gdzie H – wysokość piku naproksenu w mAU, C – stężenie
naproksenu w mg·dm-3. Współczynnik regresji liniowej wynosi r2 = 0,9981, a błędy
standardowe współczynników równania regresji wynoszą: 158,3 dla wyrazu wolnego i 5250,3
dla współczynnika kierunkowego prostej.
Dla ibuprofenu otrzymano zależność H = 1682,7 + 6529,2·C, gdzie H – wysokość piku
ibuprofenu w mAU, C – stężenie ibuprofenu w mg·dm-3. Współczynnik regresji liniowej
wynosi r2 = 0,9993, a błędy standardowe współczynników równania regresji wynoszą: 16,1
dla wyrazu wolnego i 595,6 dla współczynnika kierunkowego prostej.
167
Swarcewicz, Sobczak i in
Analiza regresji wykazała lepsze dopasowanie wyników pomiarów karbamazepiny dla
wysokości piku. Otrzymano zależność H = 3197,6 + 680,7·C, gdzie H – wysokość piku
karbamazepiny w mAU, C – stężenie karbamazepiny w mg·dm-3. Współczynnik regresji
liniowej wynosi r2 = 0,9994.
Wyniki opracowano statystycznie przy zastosowaniu analizy wariancji (ANOVA) dla
poszczególnych kombinacji i porównania średnich za pomocą półprzedziałów ufności testem
Tukeya na poziomie istotności p = 0,05. Obliczono również przedziały ufności i błędy
standardowe otrzymanych wyników pomiarów. Do obliczeń zastosowano program
STATISTICA.
WYNIKI
Wpływ dodatku popiołu lotnego do gleby na wartość pH w obecności wodnych
pozostałości naproksenu w porównaniu do roztworów bez leku przedstawiono na rysunkach
1 i 2. Znaczący przyrost pH stwierdzono przy zawartości popiołu pomiędzy 0 a 10%, przy
czym popiół ze spalania odpadów mięsno-kostnych wpływał na większą zmianę pH niż
popiół węglowy z elektrowni Dolna Odra. Dodatek naproksenu w roztworze wodnym
wpłynął na istotną różnicę w wartościach pH w serii z popiołem węglowym. Natomiast nie
stwierdzono istotnego wpływu naproksenu w próbkach z popiołem mięsno-kostnym po 48
godzinach (Rys.1). Podobną zależność stwierdzono w próbach po 24 godzinach czy 14 dniach
trwania doświadczenia.
Czas pomiaru pH (po 48 godzinach czy po 14 dniach) nie miał istotnego znaczenia na
zmiany wartości pH od 0% do 70% popiołu węglowego w próbach kontrolnych. Obecność
naproksenu wpłynęła istotnie na wzrost pH w stosunku do kontroli (próba bez dodatku leku).
Przy czym po 24 i 48 godzinach przebieg zmian pH był zbliżony do siebie. Natomiast zwraca
uwagę zmiana pH po 14 dniach w obecności naproksenu w zależności od zawartości popiołu
węglowego. W zakresie od 0 do 10% zawartości popiołu w glebie następuje pierwszy skok
wartości pH, a następnie drugi skok pomiędzy 50–70% (Rys.2).
Zmniejszenie dawki popiołu od 0,1 do 10% spowodowało istotny przyrost pH już przy
5,0% zawartości zarówno popiołu węglowego jak i popiołu mięsno-kostnego, w próbach
kontrolnych. Natomiast nie stwierdzono istotnych różnic pomiędzy kontrolą a naproksenem
po 24, 48 godzinach i 14 dniach w glebie zawierającej popiół mięsno-kostny.
Wpływ dodatku popiołu lotnego do gleby na wartość pH w obecności wodnych
pozostałości ibuprofenu w porównaniu do roztworów bez farmaceutyku (kontroli)
przedstawiono na rysunkach 3 i 4. W próbach kontrolnych stwierdzono istotną różnicę w pH
pomiędzy dwoma rodzajami popiołu. Popiół mięsno-kostny już przy 30% zawartości w glinie
168
Wpływ rodzaju popiołu...
lekkiej osiągnął maksimum pH 12,5 w kontroli (Rys.3). Obecność ibuprofenu nie wpłynęła
istotnie na zmianę wartości pH w porównaniu do kontroli. Popiół węglowy w glebie bez
dodatku ibuprofenu dopiero przy zawartości 70% zmienił wartość pH na 7, osiągając przy
100% zawartości pH 11. W obecności ibuprofenu nastąpił istotny wzrost pH i to już przy 10%
dawce popiołu węglowego. Wraz ze wzrostem dawki popiołu również rosło pH dochodząc do
11 przy 100% dawce popiołu (Rys.3). Wpływ zawartości popiołu węglowego w glebie na pH
ibuprofenu i kontroli (bez ibuprofenu) po 24, 48 godzinach i 14 dniach przedstawiono na
rysunku 4.
Zmniejszona dawka popiołu węglowego od 0,1 do 10% nie powodowała znacznych zmian
w wartościach pH roztworu wodnego. W miarę upływu czasu pH obniżało się w stosunku do
pomiarów po 24 godzinach. Nie stwierdzono istotnych różnic pomiędzy wynikami kontroli
a wynikami ibuprofenu po 24, 48 godzinach i 14 dniach.
Wpływ dodatku popiołu lotnego do gleby na wartość pH w obecności wodnych
pozostałości karbamazepiny w porównaniu do roztworów bez tego leku przedstawiono na
rysunkach 5 i 6. Wzrost pH w roztworze wodnym znad mieszaniny gleba-popiół węglowy
z Dolnej Odry bez dodatku karbamazepiny nastąpił pomiędzy 70% a 100% zawartości
popiołu w 14 dniu trwania doświadczenia. Obecność karbamazepiny w układzie woda–gleba–
popiół spowodowała istotny wzrost wartości pH, ale już po dodaniu 10% popiołu węglowego.
Zwiększenie zawartości popiołu w glebie nie powodowało zmiany pH (Rys.5). Tak jak
w poprzednich próbach z naproksenem i ibuprofenem nie stwierdzono istotnej różnicy
pomiędzy próbą kontrolną a karbamazepiną, w obecności popiołu mięsno-kostnego. Również
i w tym przypadku gwałtowny wzrost pH (z 6,8 do 12,5) nastąpił po dodaniu 10 i 20%
popiołu do gleby (Rys.5). Rysunek 6 przedstawia wpływ zawartości popiołu węglowego
w glebie na pH roztworu wodnego karbamazepiny znad osadu oraz bez dodatku farmaceutyku
po 1, 2 i 14 dniu doświadczenia. Największe zmiany pH w kontroli nastąpiły po dodaniu od
20 do 100% popiołu po pierwszym dniu. Pomiary po 2 i 14 dniu wykazały brak istotnego
wpływu popiołu węglowego w granicach 10–70%. Dopiero 100% popiołu węglowego
spowodował wzrost pH. Obecność karbamazepiny w układzie powodowała istotny wzrost pH
już przy 10% popiołu (Rys.6).
169
Swarcewicz, Sobczak i in
14
13
12
pH
11
10
9
8
K DO
K MK
7
NAP DO
NAP MK
6
0
20
40
60
80
100
Zawartość popiołu w glebie [%]
Rys. 1. Zależność pH od zawartości popiołu w glebie w obecności naproksenu (NAP) i w kontroli (K)
po 48 godzinach. DO – popiół węglowy, MK – popiół mięsno-kostny
Pic. 1 The relation of pH to ash in the soil in attendance of naproxen (NAP) and control (K) after 48
hours DO – coal ash, MK – meat-bone ash
14
13
K 24 h
K 48 h
K 14 d
12
NAP 24 h
NAP 48 h
NAP 14 d
pH
11
10
9
8
7
6
0
20
40
60
80
100
Zawartość popiołu w glebie [%]
Rys.2. Wpływ zawartości popiołu węglowego w glebie na pH naproksenu i kontroli po 24, 48
godzinach i 14 dniach. NAP – naproksen, K – kontrola (bez farmaceutyku)
Pic. 2. The effect of coal ash content in the soil on pH of naproxen and control after 24,48 hours and
14 days NAP – naproxen, K – control (without pharmaceutic)
170
Wpływ rodzaju popiołu...
14
13
12
pH
11
10
9
8
7
K DO
K MK
IBU DO
IBU MK
6
0
20
40
60
80
100
Zawartość popiołu w glebie [%]
Rys. 3. Zależność pH od zawartości popiołu w glebie w obecności ibuprofenu (IBU) i w kontroli (K)
po 48 godzinach. DO – popiół węglowy, MK – popiół mięsno-kostny
Pic. 3. The relation of pH to ash in the soil in attendance of ibuprofen (IBU) and control (K) after 48
hours DO – coal ash, MK – meat-bone ash
12
K 24 h
K 48 h
K 14 d
11
IBU 24 h
IBU 48 h
IBU 14 d
pH
10
9
8
7
6
0
20
40
60
80
100
Zawartość popiołu w glebie [%]
Rys.4. Wpływ zawartości popiołu węglowego w glebie na pH ibuprofenu i kontroli po 24, 48
godzinach i 14 dniach. IBU – ibuprofen, K – kontrola (bez farmaceutyku)
Pic. 4. The effect of coal ash content in the soil on pH of ibuprofen and control after 24,48 hours and
14 days IBU – ibuprofen, K – control (without pharmaceutic)
171
Swarcewicz, Sobczak i in
14
13
12
pH
11
10
9
8
7
6
K DO
K MK
0
20
40
60
80
KAR DO
KAR MK
100
Zawartość popiołu w glebie [%]
Rys. 5. Zależność pH od zawartości popiołu w glebie w obecności karbamazepiny (KAR) i w kontroli
(K) po 14 dniach. DO – popiół węglowy, MK – popiół mięsno-kostny
Pic. 5.The relation of pH to ash in the soil in attendance of karbamazepin (KAR) and control (K) after
48 hours DO – coal ash, MK – meat-bone ash
12
K 24 h
K 48 h
K 14 d
11
KAR 24 h
KAR 48 h
KAR 14 d
pH
10
9
8
7
6
0
20
40
60
80
100
Zawartość popiołu w glebie [%]
Rys. 6. Wpływ zawartości popiołu węglowego w glebie na pH roztworu wodnego karbamazepiny
znad osadu i kontroli po 24, 48 godzinach i 14 dniach. KAR – karbamazepina, K – kontrola
(bez farmaceutyku)
Pic. 6. The effect of coal ash in the soil on pH of water solution above the sediment and control after
24, 48 hours and 14 days KAR – karbamazepin, K – control (without pharmaceutic)
172
Wpływ rodzaju popiołu...
DYSKUSJA
Farmaceutyki, które wraz ze ściekami przedostają się do miejskich oczyszczalni ścieków,
w procesach biologicznego oczyszczania nie są całkowicie usuwane i kierowane są do wód
powierzchniowych. Ze względu na swoje właściwości farmaceutyki nie są eliminowane
z wód w procesach samooczyszczania. Ponadto mają one zdolności do kumulacji w tkankach
organizmów wyższych i dlatego mogą stanowić bezpośrednie zagrożenie dla zdrowia lub
życia. Wody powierzchniowe wykorzystywane są często jako źródło wody pitnej (Zwiener,
2007; Kümmerer 2009). Problem metabolitów leków jest mało rozpoznany w literaturze
przedmiotu.
Jedną z metod eliminacji pozostałości farmaceutyków i ich metabolitów jest sorpcja, a w
tym ich kompleksowanie. Sorpcja farmaceutyku zależy od jego struktury chemicznej
i charakterystyki zastosowanego sorbenta. Sorpcja może odgrywać ważną rolę w rozkładzie
i (bio)przyswajalności farmaceutyków w środowisku. Proces ten wykorzystuje się do
usuwania zanieczyszczeń w oczyszczalniach ścieków. Niektóre antybiotyki, takie jak
tetracykliny mają tendencję do wiązania się z cząstkami gleby lub kompleksowania z jonami
gleby (Thiele-Bruhn, 2003; ter Laak i in., 2006a,b). Dlatego zanikanie substancji nie
koniecznie wskazuje na rozkład biologiczny czy fotochemiczny. Na sorpcję antybiotyków
przede wszystkim wpływa: ilość i natura wolnych i zawieszonych cząstek w fazie wodnej,
glebowy węgiel organiczny (Corg), części mineralne gleby i wartość współczynnika podziału
(Kd) (Thiele-Bruhn, 2003). Stwierdzono, że sorpcja antybiotyków zależy, w istotny sposób, od
struktury chemicznej związków. Antybiotyki są kompleksowymi molekułami, które mogą
zawierać zarówno grupy kwasowe jak i zasadowe, natomiast wysokolipofilowe „klasyczne”
trwałe zanieczyszczenia organiczne (TZO), takie jak PCB, chlorowane środki ochrony roślin,
nie są związkami jonowymi. Z tego powodu jonowa interakcja jest prawdopodobnym
mechanizmem tego typu sorpcji. Stwierdzono, że sorpcja czy rozkład stężenia związku
chemicznego pomiędzy dwie fazy takie jak: woda i osad czynny, czy woda i gleba (logKD),
zależy w dużym stopniu od pH. Rozpuszczalność, hydrofobowość, rozkład stężenia pomiędzy
dwie fazy i sorpcja farmaceutyków (takich jak ciprofloxacin), zależy od pH (Hirsch i in.,
1999; Kümmerer, 2009). Niektóre farmaceutyki zawierające struktury aromatyczne mogą
przechodzić do warstw mineralnych gleby. Dlatego sorpcja takich związków zależy nie tylko
od wartości logKow, która wskazuje na charakter lipofilowy sorbowanej struktury, lecz także
od pH, potencjału redox, struktury przestrzennej związku i chemicznej natury zarówno
sorbenta, jak i sorbowanego związku.
W naszych badaniach potwierdziły się przypuszczenia, że obecność popiołu w glebie
będzie oddziaływać na pH roztworu wodnego znajdującego się nad glebą. Oddziaływanie to
173
Swarcewicz, Sobczak i in
zależało od rodzaju popiołu i było wyższe z popiołem ze spalarni odpadów mięsno-kostnych
niż z popiołem węglowym z elektrowni Dolna Odra. Z drugiej strony, po dodaniu do
roztworów wodnych naproksenu, ibuprofonu czy karbamazepiny nie stwierdzono zmian pH
w porównaniu do prób kontrolnych z popiołem mięsno-kostnym. Zupełnie inaczej zachodziły
zmiany pH wobec popiołu węglowego. Obecność trzech farmaceutyków powodowała wzrost
wartości pH w stosunku do kontroli i była zależna od rodzaju związku i czasu pomiaru.
Wyniki te będą pomocne w badaniach sorpcji celem ustalenia czasu równowagi
międzyfazowej układu woda–gleba–popiół oraz określenia stopnia adsorpcji i desorpcji
farmaceutyku w tym układzie.
WNIOSKI
1. Zmiany pH w roztworze wodnym znad osadu (gleba/popiół) zależały od rodzaju popiołu,
obecności farmaceutyku i dawki popiołu.
2. Czas pomiaru pH jest istotny w osiągnięciu stanu równowagi międzyfazowej w badanych
próbach.
LITERATURA
Buser H.R., Poiger T., Muller M.D. 1999. Occurrence and environmental behavior of the chiral
pharmaceutical drug ibuprofen in surface waters and in wastewater. Environ. Sci. Technol. 33,
2529–2535
Collier C.A. 2007. Pharmaceutical contamination in potable water: Potential concern for pregnant
women and children. EcoHealth 4, 164–171
Heberer T. 2002. Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic
environment: a review of recent research data. Toxicol. Lett. 131, 5–17
Hirsch R., Ternes T., Haberer K., Kratz K.L. 1999. Occurence of antibiotics in the aquatic
environment. The Science of the Total Environ. 225, 109 – 119.
Jje mbaP.K. 2008. Phar ma – Ecolog y. The Occurrence and Fate of Phar ma ceuticals
and Personal Care Products in the Environ ment. Ed. A John Wile y & Sons, Inc.,
Publication, 81–236
Kümmerer K. 2009. The presence of phar ma ceutical in the environ ment due to
human use–present knowledge and future challenges. J.Environ.Manage me nt, 90,
2354–2366
ter Laak T.L., Gebbink W.A., Tolls J. 2006a. Estimation of soil sorption coefficients of veterinary
pharmaceuticals from soil properties. Environ. Toxicol. Chem. 25, 933–942
ter Laak T.L., Wouter A.G., Tolls J. 2006b. The effect of pH and ionic strength on the sorption of
sulfachloropyridazine, tylosin, and oxytetracycline to soil. Environ. Toxicol. Chem. 25, 904–911
Thiele-Bruhn S. 2003. Pharmaceutical antibiotic compounds in soils – a review. J. Plant Nutr. Soil Sc
166, 145–167
Tixier C., Singer H.P., Oellers S., Müller S.R. 2003. Occurrence and Fate of Carbamazepine,
Clofibric Acid, Diclofenac, Ibuprofen, Ketoprofen, and Naproxen in Surface Waters. Environ. Sci.
Technol., 37 (6), 1061–1068
Wzorek Z. 2008. Odzysk związków fosforu z termicznie przetworzonych odpadów i ich zastosowanie
jako substytutu naturalnych surowców fosforowych. Mon. 356, Politechnika Krakowska, Seria
Inżynieria i Technologia Chemiczna, 103–114
Yu, Z., Peldszus S., Peter M. Huck S.P. 2008. Adsorption characteristics of selected pharmaceuticals
and an endocrine disrupting compound – Naproxen, carbamazepine and nonylphenol – on activated
carbon. Water Research 42 (12), 2873–2882
Zwiener C. 2007. Occurrence and analysis of pharmaceuticals and their transformation products in
drinking water treatment. Analytical and Bioanalytical Chem. 387(4), 1159–62
174
Wpływ dodatku popiołu...
Maria Swarcewicz, Justyna Sobczak, Waldemar Paździoch
WPŁYW DODATKU POPIOŁU LOTNEGO DO GLEBY NA pH W
OBECNOŚCI HERBICYDÓW Z RÓWNOCZESNĄ SORPCJĄ
METAMITRONU
THE EFFECT OF FLY ASH ADDIION TO THE SOIL ON PH IN THE
PRESENCE OF OF HERBICIDES AND SORPTION OF METAMITRON
Instytut Technologii Chemicznej Organicznej, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w
Szczecinie, [email protected]
STRESZCZENIE W pierwszym etapie badań podjęto próbę oceny zmian pH roztworów wodnych znajdujących
się w stanie równowagi z glebą i różną zawartością popiołów w obecności metamitronu i linuronu. Następnie
rozpoczęto badania nad sorpcją herbicydów w glebie o różnej zawartości popiołu oraz różnych rodzajach popiołów
w układzie modelowym. Stwierdzono, że zmiany wartości pH w roztworze wodnym znad gleby zmieszanej
z popiołem zależą od rodzaju popiołu i jego zawartości procentowej. Wartości pH roztworu wodnego z nad
popiołu otrzymanego ze spalenia mączki mięsno-kostnej różniły się istotnie od popiołu węglowego z elektrowni
Dolna Odra. Z drugiej strony stwierdzono istotny wpływ linuronu i metamitronu na wzrost wartości pH
w stosunku do kontroli, ale tylko dla popiołu z Dolnej Odry. Efekt ten zanikał przy dużej zawartości procentowej
popiołu w glebie (90–100%). Wyniki badania adsorpcji i desorpcji metamitronu w glebie zawierającej 1,5% Corg
są zgodne z danymi literaturowymi i będą służyć jako materiał porównawczy z pomiarami sorpcji tego
herbicydu w glebie zmieszanej z popiołem. Otrzymana wartość współczynnika sorpcji metamitronu w glebie bez
dodatku popiołu Kd wynosiła 1,05 dm3·kg-1, desorpcja herbicydu wahała się od 25 do 3% i zależała od stężenia
herbicydu w glebie.
Summary In the first part of research the pH changes of aquatic solution being in equilibrium with soil with
different amount of ashes and in the presence of metamitron and linuron was estimated. Following research
included herbicides sorption in soil with different ash amount and different kind of ash in batch experiments. It
was found that the pH changes in aquatic solution from above the soil mixed with ash depends upon the ash kind
and its percentage of content. The pH changes of aquatic solution from above the ash received from meat-andbone meal combustion differed significantly from the coal fly ash from Dolna Odra electric power station. In the
other hand the significant linuron and metamitron impact upon pH values increase was determined, but only for
the Dolna Odra electric power station ash. This effect faded with the big ash percentage in soil (90–100%). The
research results of metamitron adsorption and desorption in soil containing 1,5% of organic carbon complies
with literature data and will serve as a comparative material with the measurement of this herbicide sorption in
soil mixed with ash. The obtained value of metamitron sorption ratio in soil without ash addition Kd was 1,05
dm3·kg-1, the herbicide desorption value ranged from 25 to 30% and depended upon herbicide concentration in
soil.
Słowa kluczowe: metamitron, linuron, popiół lotny, gleba, adsorpcja, desorpcja, pH
Keywords: Metamitron, linuron, fly ash, soil, adsorption, desorption, pH
WSTĘP
Wśród szerokiej gamy mikrozanieczyszczeń środowiska wodnego i glebowego znajdują
się środki ochrony roślin (ś.o.r.). Wody powierzchniowe i gruntowe na terenach rolniczych są
narażone na bezpośredni kontakt z chemicznymi środkami ochrony roślin. Mogą być również
źródłem rozprzestrzeniania skażeń na tereny pozarolnicze. Ograniczenie ujemnych skutków
ich stosowania jest jednym z najważniejszych elementów ochrony zdrowia ludzi i zwierząt.
Metody usuwania z gleby zanieczyszczeń są kosztowne i technologicznie skomplikowane.
Ten sam problem występuje w oczyszczaniu ścieków z ś.o.r. Do badań będą użyte dwa
herbicydy różniące się nie tylko budową chemiczną i własnościami, ale też długością
stosowania. Metamitron jest herbicydem z grupy triazyn, który niedawno zastąpił atrazynę
w praktyce rolniczej. Linuron z grupy fenylomoczników jest popularny i stosowany od wielu
175
Swarcewicz, Sobczak i in
lat. Pozostałości linuronu wykrywano w wodach powierzchniowych, podziemnych i
w uprawach rolniczych.
Celem badań jest oszacowania zdolności sorpcyjnych mieszanin gleba i lotne popioły w
stosunku do dwóch herbicydów: metamitronu i linuronu. W pierwszym etapie badań podjęto
ocenę zmian wartości pH roztworów wodnych znajdujących się w stanie równowagi z glebą
i różną zawartością popiołów w obecności metamitronu i linuronu. Zastosowano dwa rodzaje
popiołów, jeden węglowy z elektrowni Dolna Odra, drugi popiół otrzymany ze spalania
mączki mięsno-kostnej. Wyznaczenie krzywych wzorcowych linuronu i metamitronu było
drugim celem. Trzecim celem było rozpoczęcie badań nad sorpcją herbicydów w glebie
o różnej zawartości popiołu oraz różnych rodzajach popiołów w układzie modelowym.
Badania mieszanin gleba i popioły lotne mogą być pomocne w ocenie ewentualnych zmian
mobilności i trwałości środków ochrony roślin w środowisku wodnym/glebowym
i wykorzystania ich do remediacji gleby lub w technologiach oczyszczania ścieków. Ocena
szybkości zanikania ś.o.r. w wodzie i glebie może przyczynić się do ich bezpiecznego
stosowania bez negatywnych konsekwencji dla jakości wód. Wymaga to dalszych poszukiwań
w kierunku nowych efektywnych i tanich metod rekultywacji gleb i oczyszczania ścieków
pestycydowych.
MATERIAŁY I METODY
W badaniach wykorzystano trzy rodzaje sorbentów. Były to popioły lotne, jeden węglowy,
który pochodził z elektrowni Dolna Odra o pH 11,3 w CaCL2, a drugi ze spalania mączki
z odpadów mięsno-kostnych o pH 12,8, i zawartości: fosforu 15,4%, wapnia 35,8%; potasu
4520 mg kg-1; sodu 4400 mg kg-1; krzemu 3410 mg kg-1 (Wzorek 2008). Trzeci sorbent to
gleba – glina lekka z Ostoji. Charakterystyka gleby: piasek 40%, pył 34%, części spławialne
26%, węgiel organiczny 1,5%, pojemność sorpcyjna wobec kationów 7,4 cmol·kg-1 s.m.,
pHH2O 6,4; pH 6,5 w CaCL2; grupa granulometryczna glina lekka. Do badań modelowych
zastosowano mieszaninę popiołu z glebą o różnej zawartości popiołu (od 0 do 100%). Jako
ś.o.r. testowano dwa herbicydy. Pierwszym związkiem był herbicyd stosowany od lat, którego
pozostałości wykrywa się w płodach rolnych – linuron z grupy fenylomoczników (Nowacka
i in. 2008). Drugim był metamitron z grupy triazynonów, który zastąpił wycofaną z praktyki
rolniczej atrazynę.
Doświadczenie prowadzono z glebą i odpowiednią zawartością popiołu 0, 10, 30 50 70
i 100%, tak aby końcowa masa wynosiła 5,0 g. Dodawano po 20 cm3 roztworu wodnego
0,01 M CaCl2 zawierającego 224,8 µg cm-3 metamitronu lub 50 µg cm-3 linuronu. Pomiary pH
prowadzono po 24 i 48 godzinach i po 14 dniach stosując metodę potencjometryczną
176
Wpływ dodatku popiołu...
z użyciem przenośnego pH-metru CP – 104 (producent Elmetron) z uniwersalną elektrodą
zespoloną EPP-2 do cieczy z osadami, tłuszczami i gleby.
Badania adsorpcji/desorpcji metamitronu w glebie prowadzono w warunkach
laboratoryjnych z wodnymi roztworami herbicydu o stężeniach: 25;75;150;225;275
i 325 µg cm -3 w systemie zbiornikowym (Metoda OECD 106/EU, 2000). Do układu
gleba (2,0 g) – woda dejonizowana (5,0 cm 3 ) wprowadzano roztwór metamitronu
o odpowiednim stężeniu w 0,01 M CaCl 2 . Próbki wytrząsano przez 24 godz., celem
uzyskania stanu równowagi. Następnie próbki odwirowano i pobierano 3,0 cm 3
roztworu znad osadu do analizy. Równolegle prowadzono te same czynności
z próbkami kontrolnymi (metamitron w 0,01 M CaCL 2 bez dodatku gleby) i ślepą
próbę składającą się z gleby i CaCL 2 . Do badań desorpcji metamitronu z gleby bez
dodatku popiołu zastosowano próbki gleby z poprzedniego doświadczenia, do
którego po usunięciu roztworu znad osadu dodano świeżą porcję CaCL 2 . Próbki
poddawano takiej samej obróbce jak w serii doświadczalnej z adsorpcji. Do
ilościowego oznaczenia metamitronu w roztworze wodnym pobranym znad gleby
wykorzystano
chromatografię
cieczową
(HPLC).
Wszystkie
oznaczenia
przeprowadzono w temperaturze pokojowej (24–26°C) przy użyciu aparatu Hewlett
Packard 1090M LC z detektorem DAD (UV) na kolumnie LiChroCART Purospher RP-18e
(4,0 x 250 mm), wielkość ziarna 5 µm. Prowadzono elucję gradientową w układzie
odwróconych faz. Fazą ruchomą była mieszanina acetonitrylu i wody dejonizowanej.
Natężenie przepływu fazy ruchomej ustawiono na poziomie 1 cm3 min-1, a wielkość
nastrzyków wynosiła 20 µl. Oznaczenie każdej z prób przeprowadzono przy dwóch
długościach fali: λ = 206 nm i λ = 310 nm. Akwizycję i obróbkę danych chromatograficznych
przeprowadzono z użyciem oprogramowania HP ChemStation for LC3D. Krzywa wzorcowa
dla metamitronu została wyznaczona dla stężeń od 25 do 325 μg∙ cm-3. Dla długości fali 206
nm otrzymano zależność liniową C=0,0139∙P, gdzie C – stężenie metamitronu w µg∙cm-3,
P – powierzchnia piku w C. Współczynnik regresji krzywoliniowej wynosił R2=0,9999. Dla
długości fali 310 nm otrzymano zależność liniową C=0,0203∙P, R2 = 0,9999.
Do ilościowego oznaczania linuronu w roztworze wodnym z CaCL2 zastosowano aparat
Waters 600E HPLC System z detektorem PAD (UV) i kolumną Waters Nova Pack C18 (3,9 x
150 mm), 60Å, wielkość ziaren 4 μm. Prowadzono elucję izokratyczną w układzie
odwróconych faz. Fazą ruchomą był metanol i woda redestylowana (80:20). Natężenie
przepływu fazy ruchomej ustawiono na poziomie 1 cm3 min-1, a wielkość nastrzyków
wynosiła 10 µl. Oznaczenie każdej z prób przeprowadzono przy długości fali λ = 249 nm.
177
Swarcewicz, Sobczak i in
Akwizycję i obróbkę danych chromatograficznych przeprowadzono z użyciem programu HP
Waters Millenium. Wyznaczono metodą najmniejszych kwadratów krzywą kalibracji
(zależność liniowa) dla stężeń linuronu od 10 do 60 μg cm-3. Porównano otrzymane wyniki
dla powierzchni piku z wysokością piku. Analiza regresji wykazała lepsze dopasowanie
wyników pomiarów dla powierzchni piku. Otrzymano zależność P = 0,0188+0,0339·C, gdzie
P – powierzchnia piku linuronu w mAU, C – stężenie linuronu w mg·dm-3. Współczynnik
regresji liniowej wynosi r = 0,9995,a błędy standardowe współczynników równania regresji
wynoszą: 0,0071 dla wyrazu wolnego i 0,0002 dla współczynnika kierunkowego prostej.
Uzyskane wyniki opracowano statystycznie przy zastosowaniu analizy wariancji
(ANOVA)
dla
poszczególnych
kombinacji
i
porównania
średnich
przy
pomocy
półprzedziałów ufności testem Tukeya na poziomie istotności p=0,05. Obliczono również
przedziały ufności i błędy standardowe dla otrzymanych wyników pomiarów. Do obliczeń
zastosowano program STATISTICA.
WYNIKI
Wpływ dodatku popiołu do gleby na pH w obecności linuronu. Porównano wartości pH
roztworu wodnego (jako kontrola) znad osadu zawierającego glebę i różną zawartość popiołu
węglowego z elektrowni Dolna Odra z roztworem wodnym linuronu. Stwierdzono istotny
wpływ linuronu na zwiększenie pH roztworu w porównaniu z kontrolą. Obecność linuronu w
próbach spowodowała wzrost pH z 6,5 do 11,5 po 48 godzinach. Tylko przy 90–100%
zawartości popiołu z Dolnej Odry różnice pomiędzy linuronem a kontrolą były nie istotne.
Również nie stwierdzono istotnych różnic w wartościach pH po 24 i 48 godzinach od
rozpoczęcia pomiarów. Dodanie popiołu mięsno-kostnego do gleby spowodowało znaczny
wzrost pH, z 6,5 do 13, natomiast nie stwierdzono istotnej różnicy po dodaniu linuronu
(Rys.1).
Wpływ dodatku popiołu do gleby na pH w obecności metamitronu Wpływ dodatku
popiołu do gleby na wartość pH w obecności wodnych pozostałości metamitronu
w porównaniu do roztworów bez herbicydu zależał od rodzaju popiołu. Znaczący wzrost pH
nastąpił już przy 10% zawartości popiołu węglowego z elektrowni Dolna Odra w obecności
metamitronu po 24 i 48 godzinach z pH 6,5 do 9,5 (Rys.2). Po 14 dniach pH zmalało do
wartości 8,9. Czas pomiaru też wpływał na pH, np. w próbach kontrolnych (bez herbicydu)
istotne różnice stwierdzono pomiędzy 24 a 48 godziną. Po 14 dniach w próbie z samą glebą
i metamitronem pH wzrosło do 6,9.
178
Wpływ dodatku popiołu...
14
13
12
pH
11
10
9
Kontrola DO
Linuron DO
Kontrola MK
Linuron MK
8
7
6
0
20
40
60
80
100
Zawartość popiołu w glebie [%]
Rys.1. Zależność pH od zawartości popiołu w glebie w obecności linuronu i w kontroli po 48
godzinach. DO – popiół węglowy z elektrowni Dolnej Odry, MK – popiół mięsno-kostny
Pic. 1. Relation of pH to ash content in attendance to linuron and control after 48 hours DO – coal ash
from Power Plant Dolna Odra, MK – meat-bone ash
12
K, DO 24 h
ME, DO 24 h
K, DO 48 h
ME, DO 48 h
K, DO 14 d
ME, DO 14 d
11
pH
10
9
8
7
6
0
20
40
60
80
100
Zawartość popiołu w glebie[%]
Rys.2. Wpływ zawartości popiołu węglowego z elektrowni Dolnej Odry na pH metamitronu (ME)
i kontroli (K) po 24, 48 godzinach i 14 dniach
Pic. 2. The effect of coal ash from Power Plant Dolna Odra on pH of metamitron (ME) and control (K)
after 24,48 hours and 14 days
Na rysunku 3 przedstawiono zmiany pH w zależności od rodzaju zastosowanego popiołu.
Dodatek popiołu mięsno-kostnego spowodował silny przyrost wartości pH już przy 10%
zawartości popiołu w glebie z pH 6,5 do wartości pH 10,5, aby przy 30% popiołu ustalić się
na poziomie pH 12,5. W tym przypadku nie stwierdzono istotnej różnicy pomiędzy
metamitronem a kontrolą.
179
Swarcewicz, Sobczak i in
Dodanie do gleby popiołu węglowego spowodowało mniejszy przyrost wartości pH
zwłaszcza w próbie kontrolnej gdzie dla zawartości od 10 do 70% popiołu zmiana wynosiła
od pH 6,5 do 7,0. Obecność metamitronu w próbie spowodowała gwałtowny wzrost pH już
przy 10% popiołu. Wzrost zawartości popiołu węglowego od 10 do 100% w obecności
metamitronu spowodował wzrost pH od 9 do 10.
14
13
12
pH
11
10
9
ME, DO
K, DO
ME, MK
K, MK
8
7
6
0
20
40
60
80
100
Zawartość popiołu w glebie [%[
Rys.3. Wpływ zawartości dwóch popiołów w glebie na pH metamitronu (ME) i kontroli (K) po 48
godzinach. DO – popiół węglowy z elektrowni Dolna Odra, MK – popiół mięsno-kostny
Pic. 3. The effect of 2 types of ashes on pH of metamitron (ME) and control (K) after 48 hours
DO – coal ash from Power Plant Dolna Odra, MK – meat-bone ash
Sorpcja metamitronu w glebie bez dodatku popiołu
Metamitronu w glebie [mg kg-1]
280
240
200
Gleba Ostoja, 206 nm
160
120
Srednia
Srednia±0,95 Przedz. ufn.
80
40
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
-3
Stężenie metamitronu w roztworze znad gleby [mg dcm ]
Rys. 4. Przedział ufności dla wyników adsorpcji metamitronu w glebie (Corg = 1,5%) bez dodatku
popiołu dla długości fali λ = 206 nm
Pic. 4. Confidence interval for results of adsorption of metamiron (Corg = 1,5%)without ash for the
length of wave λ = 206 nm
180
Wpływ dodatku popiołu...
Oznaczone stężenie równowagowe metamitronu w roztworze i ilość herbicydu zaadsorbowanego
obliczono na podstawie ubytku herbicydu w roztworze metodą równoległą (Metoda OECD 106/EU,
2000). Wyniki przedstawiono na rysunku 4, gdzie wraz ze wzrostem stężenia metamitronu
w roztworze wzrasta adsorpcja herbicydu w glebie, co jest zgodne z wcześniejszymi
badaniami (Franco i in.,1997; Swarcewicz i in., 2007). Otrzymana wartość współczynnika
sorpcji metamitronu w glebie z Ostoji Kd wynosiła 1,05 dm3·kg-1, co jest zgodne z danymi
literaturowymi (Coquet 2003, Swarcewicz i in., 2007). Rysunek 5 przedstawia izotermę adsorpcji
metamitronu otrzymaną przez pomiary dla dwóch długości fali. Pomiary w 206 nm okazały się
dokładniejsze dające lepsze dopasowanie, na co wskazują wartości R2 dla 206 nm 0,9880, a dla 310
Metamitron w glebie [cs , mg kg-1]
nm 0,9869.
240
200
160
206 nm
Cs = 10,1631 + 0,9847*C e
120
R2 = 0,9880
80
310 nm
Cs = 8,8080 + 1,0673*C e
40
R2 = 0,9869
0
0
40
80
120
160
200
240
Metamitron w roztworze znad osadu [ ce, mg dm -3]
Rys.5. Izoterma adsorpcji metamitronu w glebie bez dodatku popiołu (Corg = 1,5%) dla dwóch
długości fali λ = 206 nm i λ = 310 nm
Pic. 5. Isotherm of adsorption of metamiron without ash addition (Corg = 1,5%) for two length of
wave λ = 206 nm i λ = 310 nm
Desorpcja metamitronu z
gleby [%]
28
24
20
16
12
8
4
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Stężenie metamitronu w roztworze [mg dcm-3]
Rys. 6. Desorpcja metamitronu z gleby bez dodatku popiołu
Pic. 6. Desorption of metamitron from soil without addition of ash
W przypadku desorpcji metamitronu z gleby do roztworu wodnego stwierdzono, że ze
wzrostem stężenia herbicydu w glebie maleje jego zdolność desorpcji (Rys.6). W glebie
181
Swarcewicz, Sobczak i in
zawierającej 1,5% Corg desorpcja herbicydu wahała się od 25 do 3%.
DYSKUSJA
Dotychczasowe badania wskazują, że dodatek biosorbenta do gleby powoduje zmianę
procesów sorpcji i degradacji środka ochrony roślin w tym środowisku. Zjawisko to
wykorzystuje się w procesach bioremediacji lub fitoremediacji gleb jak również podczas
oczyszczania ścieków. Jak wiadomo, zwykłe procesy podczas oczyszczania ścieków nie są
w stanie zadowalającym usunąć pozostałości ś.o.r. ze ścieków, dlatego konieczne jest
zastosowanie dodatkowych metod. Jedna z nich to filtracja przez granulowany węgiel
aktywny,
ale
jest
to
kosztowna
metoda.
Dlatego
poszukuje
się
tańszych
sorbentów/biosorbentów. Aby wyjaśnić zjawiska, które występują podczas zalegania związku
chemicznego w glebie bądź w wodzie, należy rozpatrzyć zjawiska fizyczne zachodzące na
granicy faz ciecz-ciało stałe, zarówno między wodą a glebą, jak i wodą a zawieszonymi
w niej cząsteczkami stałymi organicznymi i nieorganicznymi. Pomiędzy glebą i wodą
nieustannie dochodzi do wymiany składników zawartych w tych dwóch fazach. Proces ten
jest bardzo złożony i ma duże znaczenie dla kształtowania się warunków bytowych
organizmów. O przebiegu, jak i o kształtowaniu równowagi w tych układach decydują takie
czynniki jak temperatura, odczyn (pH) wody, gleby a także chemizm i wielkość zawieszonych
w wodzie cząsteczek. Dla biodegradacji ś.o.r. w glebie ważne jest aby proces desorpcji do
roztworu wodnego był jak największy.
Krajowe placówki naukowe zajmują się opracowaniem metod analitycznych oznaczania
pozostałości ś.o.r. w środowisku (Biziuk 2001; Raczkowski i in., 2008). Wiele innych
krajowych ośrodków naukowych zajmuje się badaniami nad zwiększeniem skuteczności
działania oczyszczalni ścieków i badaniami ekotoksykologicznymi ścieków zawierających
zanieczyszczenia organiczne, czy też szacowaniem ryzyka środowiskowego. Z drugiej strony
instytuty badawcze zajmują się, m. in. monitoringiem pozostałości środków ochrony roślin w
roślinach, wodzie i glebie (Gnusowski i in. 2008; Sadowski i Kucharski 2006). Zwraca uwagę
fakt, że pozostałości 2,4-D, MCPA, linuronu, chlorotoluronu i atrazyny są wykrywane w
wodach powierzchniowych i gruntowych w Europie Zachodniej i w naszym kraju (Quintana
i in. 2001; Sadowski i Kucharski 2006). Współzawodnictwo w procesie sorpcji pomiędzy
atrazyną a innymi związkami organicznymi w glebach i innych sorbentach zostało wykazane
przez Xing i Pignatello (1996). Adsorpcję i desorpcję zanieczyszczeń organicznych w glebach
i osadach dennych ze szczególnym uwzględnieniem wpływu zawartości węgla organicznego
na te procesy stwierdzili między innymi w badaniach Weber i in. (1998), Swarcewicz i in.
(2007), Swarcewicz i Skórska (2006). Wyniki badania adsorpcji i desorpcji metamitronu
w glebie z Ostoji są zgodne z danymi literaturowymi i będą służyć jako materiał
182
Wpływ dodatku popiołu...
porównawczy z pomiarami sorpcji tego herbicydu w glebie zmieszanej z popiołem. Badania
sorpcji wyselekcjonowanych herbicydów prowadzono w mieszaninie gleba i popiół lotny
(Konstantinou i Albanis 2000; Singh 2009) wykazały, że ze wzrostem stężenia popiołu
wzrastała adsorpcja herbicydów. W naszych badaniach stwierdzono, że zmiany wartości pH
w roztworze wodnym znad gleby zmieszanej z popiołem zależą od rodzaju popiołu i jego
zawartości procentowej. Wartości pH popiołu otrzymanego ze spalenia mączki mięsnokostnej różniły się istotnie od popiołu węglowego z elektrowni Dolna Odra. Z drugiej strony
stwierdzono istotny wpływ linuronu i metamitronu na wzrost wartości pH po 24, 48
godzinach i 14 dniach trwania doświadczenia w stosunku do kontroli, ale tylko dla popiołu
z Dolnej Odry. Efekt ten zanikał przy dużej zawartości procentowej popiołu w glebie (90100%).
PODSUMOWANIE
Otrzymane wyniki wskazują, że dodanie popiołu do gleby zmienia istotnie wartości pH
roztworu wodnego. Efekt ten uzależniony jest od rodzaju popiołu i jego dawki, w mniejszym
stopniu od czasu trwania doświadczenia. Istotne jest również oddziaływanie linuronu
i metamitronu na wzrost pH w obecności popiołu węglowego z Dolnej Odry i brak takiego
efektu dla popiołu mięsno-kostnego.
Ze względu na to, że w literaturze brak jest danych na temat oddziaływania mieszanin
gleba-sorbent na sorpcję linuronu i metamitronu w układzie gleba–popiół–woda, badania
przyczynią się do poszerzenia wiedzy w tym zakresie. Badania zjawiska adsorpcji/desorpcji
są przydatne w celu uzyskanie informacji o przemieszczaniu pozostałości ś.o.r. i ich
rozmieszczeniu w strefach biosfery, tj. gleby, wodzie. Badania umożliwią oszacowanie
stopnia adsorpcji/desorpcji badanych ś.o.r. w mieszaninie gleba z dodatkowym sorbentem.
Poszukiwania efektywnych sorbentów mogą prowadzić do minimalizowania ilości
zanieczyszczeń środowiskowych powodowanych przez środki ochrony roślin.
LITERATURA
Konstantinou I.K., Albanis T.A. 2000. Adsorption−Desorption Studies of Selected Herbicides in
Soil−Fly Ash Mixtures. J. Agric. Food Chem., 48 (10), 4780–4790
Gnusowski i in. 2008. Pozostałości środków chemicznej ochrony roślin w płodach rolnych,
roślinnych produktach spożywczych i paszach pochodzących z produkcji ekologicznej w roku
2007. Progress in Plant Protection/Postępy w Ochronie Roślin, 48 (4), 1194–1198
Franco I., Vischetti G., Baca M.T., De Nobili M., Mondini C., Leita L. 1997. Adsorption of linuron
and metamitron on soil degradation and peats at two different drcomposition rates. J. Soil Contam.
6, 307–315
Quintana J., Marti I., Ventura F. 2001. Monitoring of pesticides in drinking and related waters in
NE Spain with a multiresidue SPE-GC-MS method including an estimation of the uncertainty of
the analytical results. J. Chromatography A 938, 3–13
Raczkowski M., Wójcik A., Drożdżyński D. 2008. Analiza pozostałości linuronu i karbendazamu w
wybranych materiałach roślinnych – porównanie technik HPLC-DAD i UPLC-DAD. Progress in
183
Swarcewicz, Sobczak i in
Plant Protection/Postępy w Ochronie Roślin, 48 (4), 1235–1240
Sadowski J., Kucharski M. 2006. Monitioring pozostałości herbicydów stosowanych w uprawie
zbóż w wodach na terenach rolniczych. Progress in Plant Protection/Postępy w Ochronie Roślin, 46
(1), 521–526
Singh N. 2009. Adsorption of herbicides on coal fly ash from aqueous solutions. J. Hazardous Mat.,
168 (1), 233–237
Swarcewicz M., Skórska E. 2006. Influence of an adjuvant on the distribution of herbicides in
a sediment/water system. Comm. Appl. Biol. Sci. 71, 147–1634
Swarcewicz M., Skórska E. 2007. Adsorption of atrazine by soils varying in organic carbon content in
the presence of the adjuvant. Bull. Environm. Contamin. Toxicol. 78 (3–4), 231–234
Swarcewicz M., Paździoch W., Wodnicka A. 2007. Sorpcja metamitronu w osadach dennych
o różnej zawartości węgla organicznego. W; Ekotoksykologia w ochronie środowiska glebowego
i wodnego. I Krajowa Konf. i Warsztaty Nauk. Mater. Konfer. 14–16.10.2007, IUNG – PIB,
Puławy, 156–157
Weber W.J., Huang W., Yu Hung 1998. Hysteresis in the sorption and desorption of hydrophobic
organic contaminants by soils and sediments. 2. Effect of soil organic master heterogeneity. J. Cont.
Hydrology 31, 149–165
Wzorek Z. 2008. Odzysk związków fosforu z termicznie przetworzonych odpadów i ich zastosowanie
jako substytutu naturalnych surowców fosforowych. Monografia 356, Politechnika Krakowska,
Seria Inżynieria i Technologia Chemiczna 103–114
Xing B., Pignatello J.J. 1996. Competitive sorption between atrazine and other organic compounds in
soils and model sorbents. Environm. Sci. Technol. 30 (8), 2432–2440
Biziuk M. 2001. Pest yc yd y. Wys tępowanie, oznaczanie i unieszkodliwianie. WNT,
Warszawa
Metoda OECD 106/EU, 2000. OECD Guildelines for Testing of Chemicals.
Adsorption/desorption using a batch equilibrium method OECD Test Guideline, vol. 106.
OECD Publications, Paris.
Nowacka A., Gnusowski B., Dąbrowski J., Walorczyk S. 2008. Pozostałości środków
ochrony roślin w płodach rolnych (rok 2007). Progress in Plant Protection/Postępy
w Ochronie Roślin, 48, 4, 120–1234
184
Ocena przydatności wybranych...
Magdalena SZENEJKO
OCENA PRZYDATNOŚCI WYBRANYCH EKOTYPÓW POA
PRATENSIS L. DO REKULTYWACJI TERENÓW
ZDEGRADOWANYCH
EFFECT OF SELECTED ECOTYPES OF POA PRATENSIS L. UTILITY
TO RECLAMATION OF DEGRADED LAND
Wydział Nauk Przyrodniczych, Uniwersytet Szczeciński [email protected]
Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska
STRESZCZENIE Badania, dotyczące oceny przydatności wybranych ekotypów Poa pratensis L. do
rekultywacji terenów zdegradowanych, prowadzono w 2008 r. Objęto nimi 12 ekotypów wiechliny łąkowej,
rosnących na nieużytkach w różnych rejonach Polski. Badane formy scharakteryzowano pod względem masy
tysiąca nasion, procesu kiełkowania ziarniaków oraz dynamiki początkowego wzrostu. Uzyskane wyniki
porównano z odmianą gazonową (‘Alicja’), którą potraktowano jako wzorzec. W badanym materiale znalazły się
ekotypy, dorównujące pod względem analizowanych cech do odmiany wzorcowej. Najkorzystniejsze wartości
analizowanych cech, ze względu na ich przydatność do zadarniania terenów trudnych, prezentowały ekotypy
z województwa zachodniopomorskiego, a zwłaszcza ZAP00 240. Badania potwierdziły stabilność cechy masy
tysiąca nasion, której wartość była istotnie skorelowana ze zdolnością kiełkowania ziarniaków. Najmniej
wyrównana cechą okazała się natomiast energia kiełkowania nasion, oceniana po 7 dniach od ich wysiania.
SUMMARY The investigations connected with estimation of usability ecotypes of Poa pratensis L. for
reclamation of degradeted areas were conducted in 2008. To analyses 12 ecotypes, growing on waste lands in
different regions of Poland. Weight of 1000 seeds, seed germination and dynamics of primary growth were
estimated. Obtained results were compared with cv. Alicja, treated as a control. In the investigated material the
genotypes as good as control were found. The best values for growing on waste lands were found in
Westpomeranian areas, specially ZAP 00 240. The most stabile trait was weight of 1000 seeds, strong correlated
with seed germination. The least stabile trait was energy of seed germination, estimated after 7 days from
sowing.
Słowa kluczowe: rekultywacja biologiczna, ekotypy, trawy, Poa pratensis L.
Keywords: biological land reclamation, ecotypes, grasses, Poa pratensis L.
WSTĘP
Tereny zdegradowane to obszary, których wartość użytkowa (rolnicza lub leśna) wyraźnie
zmalała w wyniku pogorszenia warunków przyrodniczych lub na skutek nieodpowiedzialnej
działalności gospodarczej człowieka. Proces przywracania ich wartości użytecznych, dotyczy
rekultywacji technicznej oraz biologicznej odnowy, związanej z wprowadzeniem roślinności
(Patrzałek 2000 a; Patrzałek 2000 b; Patrzałek 2003; Patrzałek 2007).
Do obsiewu gruntów zdegradowanych wykorzystuje się wiele gatunków traw,
charakteryzujących się szeroką amplitudą ekologiczną i dużą zdolnością regeneracyjną (Frey
2000; Prończuk i Prończuk 2000; Rogalski i in. 2001; Patrzałek 2007; Rostański, Woźniak
2007). Preferowane są tu gatunki o znacznej żywotności i zdolności do samoodnawiania się
na danym zbiorowisku (Golińska i Kozłowski 2000; Patrzałek 2000 b; Patrzałek 2003;
Patrzałek 2007). Dodatkowym czynnikiem decydującym o przydatności gatunków i odmian
traw do zadarniania takich trudnych terenów jest: zdolność do szybkiego i silnego
rozkrzewienia roślin po zasiewie oraz powolne tempo przyrostu biomasy nadziemnej
w okresie wegetacji (Harkot i Czarnecki 2000). Jak podają Prończuk i Prończuk (2000)
w Polsce do zasiewu terenów trudnych stosowane są głównie odmiany ogólnoużytkowe
185
Szenejko
z grupy pastewnych i gazonowych. Jednakże częściej wykorzystywane są odmiany
trawnikowe, które cechują się niższą produkcją biomasy (Harkot i Czarnecki 1997; Harkot
i Czarnecki 2000; Kitczak i in. 2000; Pawluśkiewicz 2000; Patrzałek 2000 a; Patrzałek 2000
b; Czyż i Kitczak 2009). Mieszanki traw gazonowych, obok gatunków wieloletnich, zawierają
również odmiany krótkotrwałe, charakteryzujące się dynamicznym wzrostem i rozwojem oraz
większymi wymaganiami pokarmowymi. Odgrywają one decydującą rolę w pierwszej fazie
procesu darniowego, stanowiąc swoistą ochronę dla wolno rozwijających się, lecz trwalszych
gatunków traw (Rogalski i in. 2001; Patrzałek 2007). Spośród gatunków traw krótkotrwałych
do rekultywacji terenów zdegradowanych wykorzystuje się głównie odmiany: kostrzewy
czerwonej, mietlicy pospolitej, życicy trwałej, życicy wielokwiatowej oraz wiechliny łąkowej.
Celem pracy było dokonanie wstępnej oceny masy, procesu kiełkowania nasion oraz
początkowego wzrostu wybranych ekotypów wiechliny łąkowej (Poa partensis L.),
w porównaniu
do
odmiany
wzorcowej
–
‘Alicji’
oraz
wytypowanie
form
o
najkorzystniejszych cechach pod względem ich przydatności do obsiewu terenów
zdegradowanych.
MATERIAŁY I METODY
Badania prowadzono w 2008 roku w Katedrze Ekologii i Ochrony Środowiska
Uniwersytetu Szczecińskiego. Objęto nimi 12 ekotypów wiechliny łąkowej, pochodzących z
różnych rejonów naszego kraju, w tym: 5 form z województwa dolnośląskiego (DOS),
2 obiekty z Podlasia (POD), 3 z województwa warmińsko-mazurskiego (WAM) oraz 2
ekotypy z terenów Pomorza Zachodniego (ZAP). Ocenę ich przydatności do rekultywacji
terenów zdegradowanych prowadzono w odniesieniu do wzorca – ‘Alicji’, odmiany
gazonowej najczęściej stosowanej do zadarniania gruntów o obniżonej wartości użytkowej.
Nasiona użyte do badań pochodziły z kolekcji Ogrodu Botanicznego IHAR w Bydgoszczy
a zostały zebrane podczas ekspedycji terenowych organizowanych w latach 2000 – 2002,
w sierpniu. Oceniane formy Poa pratensis rosły na nieużytkach, głównie na glebie mineralnej
(frakcja piasku lub żwiru), charakteryzującej się niewielką zawartością składników
pokarmowych.
Charakterystykę materiału nasiennego przeprowadzono na podstawie: masy tysiąca nasion
(MTN), energii (EK), zdolności (ZK) oraz czasu kiełkowania ziarniaków (E). Oceny MTN
dokonano zgodnie z zaleceniami ISTA, na podstawie masy 800 sztuk ziarniaków. Dla każdej
z form zastosowano po 3 powtórzenia. W sumie pod względem tej cechy przebadano 31200
nasion. Analizę procesu kiełkowania nasion Poa pratensis rozpoczęto w połowie lutego,
w warunkach laboratoryjnych. Nasiona wysiewano na bibule filtracyjnej, umieszczonej na
186
Ocena przydatności wybranych...
sterylnych szalkach Petriego (ø 9,0 cm), w liczbie 50 sztuk. Zastosowano 4 powtórzenia, co
pozwoliło ocenić proces kiełkowania 200 nasion w obrębie 1 formy. Ilość skiełkowanych
nasion notowano po 7, 14, 21 oraz 28 dniach od momentu ich wysiania. Wstępne liczenie
pozwoliło określić szybkość kiełkowania (energię kiełkowania po 7 dniach), zaś liczenie
końcowe, po 28 dniach od momentu wysiewu, umożliwiło określenie wskaźnika zdolności
kiełkowania. W oparciu o otrzymane wartości obliczono średni czas kiełkowania
pojedynczego ziarniaka (Dorywalski i in. 1964).
Ocenę początkowego wzrostu ekotypów wiechliny łąkowej dokonano w oparciu o: średnią
wysokość (WYS) 20 siewek (dla każdej formy), rosnących na szalkach Petriego, bez
wzbogacania podłoża w składniki pokarmowe oraz doświadczenie wazonowe. Pomiary
wysokości prowadzono co 2 tygodnie. Doświadczenie wazonowe rozpoczęto po 42 dniach,
przepikowując 6-tygodniowe siewki, skiełkowane wcześniej na szalkach Petriego do
wazonów odpływowych o powierzchni 200 cm2 i głębokości 14,0 cm. Dla każdej formy
zastosowano 2 powtórzenia, po 10 roślin w każdym wazonie. Łącznie do badań wykorzystano
26 wazonów wypełnionych mieszaniną ziemi uniwersalnej i trawnikowej w stosunku
wagowym 1:1. Przez cały okres trwania doświadczenia dbano o odpowiednią wilgotność
podłoży, tj. na poziomie 60–70%, a w pierwszym miesiącu badań (licząc od 42 dnia)
zastosowano nawożenie dolistne roślin NPK 30:10:10 (m/m) z mieszaniną mikroelementów.
Wyniki poddano analizie statystycznej, stosując programy: Microsoft Office Excel 2003
i STATISTICA 8.0. Dla badanych cech określono współczynniki: zmienności i korelacji oraz
wyliczono najmniejszą istotną różnicę (NIR0,05; test HSD Tukeya).
WYNIKI I DYSKUSJA
W Polsce, wiechlina łąkowa znana jest przede wszystkim jako trawa gazonowa oraz cenny
komponent mieszanek łąkowych i pastwiskowych. Jednakże, dzięki szerokiej amplitudzie
ekologicznej znalazła również zastosowanie przy zadarnianiu nieużytków poprzemysłowych
i poeksploatacyjnych, nasypów oraz wałów przeciwpowodziowych (Czyż i in. 2001; Rogalski
i in. 2001 a i b). Wiele autorów podkreśla skuteczność jej odmian trawnikowych (‘Alicji’,
‘Gol’,
‘Limousine’)
w
zagospodarowywaniu
składowisk
odpadów
paleniskowych
z elektrociepłowni (Golińska i Kozłowski 2000; Witczak i in. 2000; Pawluśkiewicz
i Gutkowska 2005; Czyż i Kitczak 2009; Klimont i Bulińska-Radomska 2009). Okazuje się
bowiem, jak donoszą Kozłowski i in. (2000), iż trawy o krzewieniu rozłogowoluźnokępkowym, do jakich należy Poa pratensis, wykazują większe zdolności w zadarnianiu
takich nieużytków, w porównaniu do gatunków o krzewieniu rozłogowym, czy też
kępkowym. Skuteczność odnowy biologicznej na tego typu gruntach zdegradowanych zależy,
187
Szenejko
min. od szybkich i równomiernych wschodów roślin oraz zdolności kiełkowania nasion
i stopnia przeżywalności siewek (Harkot i Czarnecki 1997; Patrzałek 2007).
CHARAKTERYSTYKA MATERIAŁU NASIENNEGO
Ocenę materiału nasiennego, wybranych ekotypów wiechliny łąkowej przeprowadzono
w oparciu o następujące cechy: masę tysiąca nasion oraz energię, zdolność i czas kiełkowania
ziarniaków (tab. 1).
Tab. 1. Ocena masy i procesu kiełkowania nasion badanych form Poa pratensis
Tab. 1. Evaluation of the weight and seed germination process for the analysed forms of Poa pratensis
Formy – Forms MTN (g)
CV (%)
EK (%)
CV (%)
ZK (%)
CV (%) E dni – days
‘Alicja’ o
0,3413
1,69
26,0
66
55
49
19,5
DOS 01 010 e
0,3287
3,57
0,7*
173
46
33
24,0
DOS 01 157 e
0,2980*
2,92
4,7*
65
55
42
22,1
DOS 01 229 e
0,4313*
1,63
7,3*
103
78*
2,6
21,6
DOS 01 428 e
0,3993*
1,90
15,3*
89
75*
8,2
20,6
DOS 01 449 e
POD 02 037 e
POD 02 231 e
WAM 00 012 e
WAM 00 095 e
0,2827*
0,1707*
0,1740*
0,2992*
0,2984*
2,16
7,80
2,07
2,10
3,75
13,3*
17,3*
21,3
5,0*
6,0*
57
63
14
85
145
68*
49
30
52
12
21
10
37
33
93
20,9
19,8
18,4
22,0
19,3
WAM 00 193 e
ZAP 00 240 e
ZAP 00 341 e
0,3213
0,3704
0,3146
3,56
1,28
3,82
16,0*
31,0
34,7*
162
78
49
41
74*
49
75
15
24
20,2
19,3
18,4
Średnia – Mean
0,3074
3,05
14,4
90,4
52,4
32,7
20,6
NIR0,05 dla MTN = 0,0606; HSD0,05 for thousand seeds weight
NIR0,05 dla EK = 12,60; HSD0,05 for germination energy
NIR0,05 dla ZK = 19,4; HSD0,05 for germination capacity
Objaśnienia symboli: MTN – masa tysiąca nasion; CV – współczynnik zmienności;
EK– energia kiełkowania; ZK – zdolność kiełkowania; E – czas kiełkowania ziarniaka;
o – odmiana wzorcowa; e – ekotyp (y); * – istotnie różne od wzorca.
Explanations of symbols: MTN – thousand seeds weight; CV – variation coefficient; EK – germination energy;
ZK – germination capacity; E – time of germination; o – cultivar pattern; e – ecotype (s); * – significant of
difference then pattern.
Największe różnice między badanymi ekotypami, potwierdzone statystycznie (test HSD
Tukeya) dotyczyły masy ich nasion. Aż 50% ocenianych form wiechliny łąkowej, głównie
z Podlasia (0,1723 g) oraz województwa warmińsko-mazurskiego (0,3063 g), wykształcało
nasiona istotnie lżejsze w stosunku do wzorca (‘Alicja’). Największą średnią wartość tej
cechy uzyskano dla nasion ekotypów dolnośląskich (0,3480 g), a zwłaszcza form: DOS
01 229 i DOS 01 428. Podobnie jak u innych autorów (Volterrani i in. 1999; Żyłka i Prończuk
2000; Goliński i Walerowska 2007; Szenejko 2007) MTN okazała się cechą stabilną, o czym
świadczą niskie wartości współczynnika CV. Dla większości badanych obiektów (11 form)
jego wartość nie przekraczała 4,0% i była niższa niż ta prezentowana w dostępnej literaturze.
W porównaniu do odmiany wzorcowej, tylko 2 ekotypy: ZAP00 240 i DOS01 229,
188
Ocena przydatności wybranych...
wyróżniały się większym wyrównaniem tej cechy (1,28% i 1,63%).
Ziarniaki ocenianych ekotypów wiechliny łąkowej kiełkowały z jednodniowym
opóźnieniem (ok. 21 dni) w stosunku do wzorca. Według danych literaturowych, średni czas
jaki potrzebują nasiona wiechliny łąkowej do skiełkowania na podłożach o małej żyzności,
mieści się w zakresie od 20 do 24 dni (Harkot i Czarnecki 1997; Harkot i in. 2006; Szenejko
2007). Podobnie jak w pracy Szenejko (2007), nie odnotowano istotnej zależności między
masą nasion a energią ich kiełkowania (r = -0,059). Największy procent skiełkowanych nasion,
po 7 dniach wykazywały ekotypy pochodzące z Pomorza Zachodniego (średnio ok. 33%).
Pozostałe formy prezentowały pod względem tej cechy istotnie niższe wartości.
Dokonując oceny procesu kiełkowania ziarniaków wiechliny łąkowej zauważono
natomiast korelację pomiędzy MTN a ZK (r = 0,577). I tak ekotypy o najcięższych
ziarniakach, tj. DOS01 229, DOS01 428 oraz ZAP00 240, charakteryzowały się największym
wyrównaniem i procentem skiełkowanych nasion po 28 dniach od ich wysiania. W stosunku
do pozostałych form, w tym również do wzorca uzyskiwały wyraźnie niższe wartości
współczynnika zmienności (tab. 1).
OCENA POCZĄTKOWEGO WZROSTU
Ocenę początkowego wzrostu siewek Poa pratensis rozpoczęto po 14 dniach od momentu
wysiania nasion. Przez pierwsze 4 tygodnie trwania badań oceniano dynamikę wzrostu
młodych roślin na szalkach Petriego, bez wzbogacania podłoża w składniki pokarmowe.
Wiązało się to ze słabym tempem wzrostu wszystkich badanych form wiechliny łąkowej.
Siewki ekotypów, po 42 dniach od momentu wysiania ziarniaków były średnio 0,5 cm niższe
w porównaniu do ‘Alicji’ (ok. 3,0 cm), jednakże nie była to różnica istotna statystycznie
(rys 1). Podobną wysokość siewek dla tej odmiany, bo 3,2 cm uzyskała Pawluśkiewicz
(2000), dokonując oceny początkowego wzrostu i rozwoju traw gazowych w warunkach
alkalizacji podłoża (popiół z elektrowni Siekierki).
Po upływie 2 tygodni od założenia doświadczenia wazonowego, tempo wzrostu
wszystkich badanych obiektów wiechliny łąkowej wyraźnie wzrosło. Najintensywniej
przyrastały rośliny ekotypów z województwa podlaskiego, których wysokość w ciągu 6
tygodni zwiększyła się średnio o 20,0 cm (rys 1). Zakres zmienności WYS roślin po 98
dniach przedstawiał się następująco: od 14,7 cm dla ekotypu DOS01 010 do 27,3 cm
wysokości dla DOS01 157 (tab. 2). Najwyższymi roślinami cechowały się ekotypy
z obszarów Dolnego Śląska oraz Podlasia. Jednakże pod względem wzrostu roślin najlepiej
ocenione zostały ekotypy z Pomorza Zachodniego, głównie ze względu na niewielką
wysokość i małą zmienność analizowanej cechy. Właściwości te wpływają zaś na obniżenie
189
Szenejko
produkcji biomasy roślin, co ma duże znaczenie przy wyborze nasion do zadarniania terenów
zdegradowanych (Prończuk i Prończuk 2000).
cm
30,0
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
14
28
42
56
70
84
98
dni - days
'A licja'
ZA P
WA M
DOS
PO D
Rys. 1. Dynamika wzrostu siewek i roślin badanych form Poa pratensis
Fig. 1. Growth dynamics for the analysed forms of Poa pratensis seedlings and plants
Tab. 2. Średnia wysokość roślin badanych form Poa pratensis; 98 dni po wysianiu nasion
Tab 2. Mean height plants for the analysed forms of Poa pratensis; after 98 days from seeds sowing
Wysokość
Zakres zmienności
Współczynnik zmienności
Formy – Forms
Height (cm)
Range of variability
Variation coefficient (%)
'Alicja' o
Ekotypy – Ecotypes
zachodniopomorskie
warmińsko-mazurskie
dolnośląskie
20,9
22,4
21,0
21,8
22,4*
–
14,7–27,3
21,0–22,7
19,0–24,9
14,7–27,3
25
20
17
28
17
podlaskie
23,9*
20,9–26,9
25
NIR 0,05 dla wysokości = 3,003; HSD0,05 for height
Objaśnienia symboli: * – istotnie różne od wzorca.
Explanations of symbols: * – significant of difference then pattern.
WNIOSKI
1. Najbardziej stabilną cechą, charakteryzującą materiał nasienny badanych ekotypów
wiechliny łąkowej okazała się masa tysiąca nasion, w odróżnieniu od energii ich
kiełkowania, cechy wyraźnie zmiennej.
2. W badanym materiale znalazły się ekotypy, które pod względem analizowanych cech
dorównywały odmianie wzorcowej.
3. Pod względem: szybkości, zdolności kiełkowania nasion oraz początkowego wzrostu
roślin, najlepiej ocenione zostały formy z województwa zachodniopomorskiego, w tym
ekotyp ZAP00 240, który przewyższał wzorzec.
4. Wykazano istotnie dodatnią zależność pomiędzy masą tysiąca nasion a zdolnością
kiełkowania ziarniaków po 28 dniach od momentu ich wysiania.
LITERATURA
Czyż H., Rogalski M., Gos A., Kitczak T. 2001. Biologiczna rekultywacja hałd popioło-żużli.W:
Człowiek i środowisko przyrodnicze Pomorza Zachodniego. (red. S. M. Rogalska, J. Domagała).
190
Ocena przydatności wybranych...
Oficyna, Szczecin, 69–75
Czyż H., Kitczak T. 2009. Dynamika zmian w szacie roślinnej trawników w zależności od charakteru
podłoża i typu mieszanki. Acta Agrophysica 13(2), 321–328
Frey L. 2000. Trawy niezwyciężone (wybrane zagadnienia z historii, taksonomii i biologii Poaceae).
Łąkarstwo w Polsce 3, 9–20
Golińska B., Kozłowski S. 2000. Próba określenia żywotności na popiołach z węgla spalanego w
elektrociepłowni. Łąkarstwo w Polsce 3, 21–29
Goliński P., Walerowska M. 2007. Zmienność wybranych cech biologicznych a potencjał nasienny
Poa pratensis (Poaceae). Fragm. Flor. Geobot. Polonica Suppl. 9, 147–154
Harkot W., Czarnecki Z. 1997. Wpływ sposobu przygotowania podłoża na szybkość wschodów
roślin polskich odmian traw gazonowych. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych 451,
263–269
Harkot W., Czarnecki Z. 2000. Intensywność odrastania polskich odmian traw gazonowych na
glebie mineralnej o zniszczonej mechanicznie wierzchniej warstwie. Łąkarstwo w Polsce 3, 59–64
Harkot W., Czarnecki Z., Powroźnik M. 2006. Wschody i instalacja wybranych traw gazonowych w
różnych terminach siewu. Zeszyty Naukowe Uniwersytetu Przyrodniczego we Wrocławiu.
Rolnictwo LXXXVIII 545, 111–120
Kitczak T., Gos A., Czyż H., Trzaskoś M. 2000. Wzrost i rozwój gatunków traw i motylkowatych na
masie popioło-żużlowej z dodatkiem biohumusu i nawozów azotowych. . Łąkarstwo w Polsce 3,
71–78
Klimont K., Bulińska-Radomska Z. 2009. Badanie rozwoju wybranych gatunków traw do
umacniania składowisk popiołów paleniskowych z elektrociepłowni. Problemy Inżynierii Rolniczej
2, 135–144
Kozłowski S., Goliński P., Golińska B. 2000. Pozapaszowa funkcja traw. Łąkarstwo w Polsce 3,
79–94
Patrzałek A. 2000 a. Gatunki i odmiany traw dla celów specjalnych i ich użytkowanie. Łąkarstwo w
Polsce 3, 105–118
Patrzałek A. 2000 b. Trawy w procesie rekultywacji terenów zdegradowanych i zdewastowanych.
Wieś Jutra 4(21), 33–35
Patrzałek A. 2003. Znaczenie gatunków i odmian traw w rozwoju procesu darniowego na terenach
rekultywowanych. Biuletyn Instytutu Hodowli i Aklimatyzacji Roślin 225, 359–363
Patrzałek A. 2007. Trawy do celów specjalnych. W: Księga Polskich Traw (red. L. Frey). Instytut
Botaniki im. W. Szafera, PAN, Kraków, 343–359
Pawluśkiewicz B. 2000. Kiełkowanie i początkowy rozwój traw gazonowych w warunkach zasolenia
i alkalizacji podłoża. Łąkarstwo w Polsce 3, 119–128
Pawluśkiewicz B., Gutkowska A. 2005. Występowanie zbiorowisk trawiastych na rekultywowanym
składowisku popiołów elektrownianych. Łąkarstwo w Polsce 8, 165–172
Prończuk S., Prończuk M. 2000. Nasiennictwo traw dla rekultywacji terenów trudnych. Łąkarstwo w
Polsce 3, 129–139
Rogalski M., Kardyńska S., Wieczorek A. 2001 a. Początkowy wzrost i rozwój Festulolium na
różnych podłożach zdegradowanych. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych 474,
269–276
Rogalski M., Kardyńska S., Wieczorek A., Poleszczuk G., Śmietana P. 2001 b. Przydatność
niektórych gatunków traw do rekultywacji składowisk popiołów z elektrowni. Zeszyty
Problemowe Postępów Nauk Rolniczych 477, 255–260
Rostański A., Woźniak G. 2007. Trawy (Poaceae) występujące spontanicznie na terenie nieużytków
poprzemysłowych. Fragm. Flor. Geobot. Polonica Suppl. 9, 31–42
Szenejko M. 2007. Masa i wielkość nasion a zdolność kiełkowania wybranych form Poa pratensis L.
Łąkarstwo w Polsce 10, 173–183
Volterrani M., Bardini G., Magnis S., Bonami E. 1999. Comparative study turfgrass cultivars of
Festuca arudinacea Schreb., Lolium perenne L. and Poa partensis L. in the coastal environment of
Tuscany. Proceedings of the 4th International Herbage SEED Conference, Perugia, 309–313
Żyłka D., Prończuk S. 2000. Współzależność pomiędzy masą tysiąca nasion a wybranymi cechami
morfologicznymi i biologicznymi form gazonowych Poa pratensis L. Łąkarstwo w Polsce 3,
193–198
191
Ocena jakości ekosystemów...
Przemysław ŚMIETANA
OCENA JAKOŚCI EKOSYSTEMÓW WODNYCH ZNAJDUJĄCYCH
SIĘ NA TERENIE WDZYDZKIEGO PARKU KRAJOBRAZOWEGO W
ŚWIETLE WYMAGAŃ SIEDLISKOWYCH RAKA SZLACHETNEGO
(ASTACUS ASTACUS) W ASPEKCIE SKUTECZNOŚCI
POTENCJALNEJ RESTYTUCJI TEGO GATUNKU
EVALUATION OF WATER ECOSYSTEMS IN WDZYDZKI
LANDSCAPE PARK IN TERMS OF THE HABITAT DEMANDS OF
NOBLE CRAYFISH (ASTACUS ASTACUS) IN ASPECT OF
SUCCESSFUL RESTOCKING OF THE SPECIES
Katedra Ekologii i Ochrony Środowiska. Wydział nauk Przyrodniczych. Uniwersytet Szczeciński,
[email protected]
STRESZCZENIE Tempo zanikania stanowisk raka szlachetnego na Pomorzu wymusza konieczność stosowania
ochrony czynnej. Restytucja gatunku możliwa jest w akwenach oferujących odpowiednie warunki
środowiskowe. W latach 2007–2009 na obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego dokonano oceny jakości
siedlisk w aspekcie restytucji raka szlachetnego. Spośród 100 zbadanych miejsc potencjalnej re-introdukcji
wytypowano 7 zbiorników i cieków spełniających wymagania trwałego występowania gatunku. Podstawowym
czynnikiem dyskwalifikującym przydatność siedlisk we Wdzydzkim Parku Krajobrazowym, była obecność
i ekspansja raka pręgowatego. Występowanie tego gatunku stwierdzono w 77 miejscach na obszarze parku i jego
otulinie.
SUMMARY Rate of disappearance of noble crayfish sites in Pomerania region is one of the reason of the
species active protection. Restocking of noble crayfish is possible in waters with adequate habitat conditions. In
period of 2007–2009 in Wdzydze Landscape Park an evaluation of habitats quality were conducted in aspect of
restocking. Amongst of 100 examined sites only 7 of them had suitable environmental conditions for permanent
noble crayfish occurrence. Presence and expansion of spiny cheek crayfish was a major factor to disqualify of 77
sites as places of successful restocking in the Park and its protective border zone.
Słowa kluczowe: Rak szlachetny, ocena siedlisk, restytucja, rak pręgowaty
Keywords: Noble crayfish, habitat evaluation, restocking, spiny-cheek crayfish
WSTĘP
Rak szlachetny (Astacus astacus L.) w ekosystemach wodnych Europy środkowej może
być w obecnej chwili traktowany jako wskaźnik wysokiej jakości siedlisk w których
występuje. Tempo zanikania gatunku na kontynencie i jego obecne rozsiedlenie wskazuje, że
doskonale spełnia kryteria wpisania gatunku do II załącznika Dyrektywy Siedliskowej.
Załącznik ten, w którym wymienionych jest 93 gatunków zwierząt występujących w Polsce,
(z wyjątkiem ptaków) zawiera spis 26 gatunków ssaków, 1 gatunek gada, 4 – płazów, 21
– ryb, 41 – bezkręgowców, w tym 19 gatunków chrząszczy, 11 – motyli, 3 – ważek, 8 –
mięczaków. Występowanie takiego gatunku stanowi wskazówkę konieczności tworzenia
specjalnych obszarów ochrony. Do takich gatunków winien należeć również rak szlachetny.
Dlatego, jednym z wyników prac europejskiej sieci tematycznej CRAYNET był wniosek
wpisania raka szlachetnego do II załącznika Dyrektywy Siedliskowej oprócz IV załącznika,
w którym jest obecnie wzmiankowany (Edsman, Śmietana 2004).
Zainteresowanie rakiem szlachetnym w Polsce stale wzrasta i ma to swoje szerokie
193
Śmietana
uzasadnienie zarówno w wartości bioindykacyjnej gatunku, wartości dla zachowania
bioróżnorodności, a także w aspekcie potencjalnych korzyści gospodarczych (2008 i 2009).
Z tego powodu dużego znaczenia nabierają wszelkie działania związane z poznaniem stanu
istniejących populacji i działań na rzecz ich zachowania. Wyniki badań wskazują, że w chwili
obecnej bez aktywnych zabiegów na rzecz ratowania gatunku straty powodowane jego
zanikiem należy rozważać wieloaspektowo.
Mimo, że ustępowanie gatunków jest zjawiskiem naturalnym w funkcjonowaniu biosfery
to jednak tempo tego zjawiska obserwowanego szczególnie wyraźnie w ostatnich 40–50
latach jest bardzo niepokojące. Podpisana przez 154 kraje Globalna Konwencja
o Biologicznej Różnorodności – 1992, a ratyfikowana przez Polskę 1997 wyraźnie mówi, że
bioróżnorodność musi być zachowana jako podstawa przeżycia ludzkości i ekonomicznego
postępu. W świetle powyższego przetrwanie, każdego gatunku jest sprawą kluczową gdyż
jego trwałe występowanie pozwala zakładać, że środowisko w którym on przeżył posiada
jakość nie zagrażającą biologicznemu bytowi człowieka.
Rak szlachetny, jest takim gatunkiem, którego utrata wiąże się z wyraźnym sygnałem
o zaistnieniu szeregu niekorzystnych, i w świetle obecnego stanu wiedzy, nieodwracalnych
zjawisk. Tracąc ten gatunek tracimy również możliwość bioindykacji, której nie zastąpi żaden
z obecnie stosowanych systemów kontroli jakości środowiska wodnego. Tempo zanikania
raka szlachetnego (Astacus astacus L.) w ostatnich dziesięcioleciach wskazuje na realną
możliwość utraty tego elementu wodnych biocenoz. Dane dotyczące zmian występowania
i liczebności raka szlachetnego w Polsce (Schulz, Śmietana 2001, Schulz i inni. 2002,
Śmietana i inni 2004) wyraźnie potwierdzają powyższe stwierdzenie.
Teren Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego został wytypowany jako kolejny potencjalny
obszar restytucji tego gatunku na Pomorzu. Doświadczenia wyniesione z działań
restytucyjnych np. tych przeprowadzonych na obszarze Zaborskiego Parku Krajobrazowego
wskazywały na możliwość odnalezienia tu miejsc charakteryzujących się odpowiednimi
warunkami przeprowadzenia skutecznej restytucji. Tak jak w przypadku Zaborskiego P.K.
forma ochrony przyrody jakim jest Park Krajobrazowy pozwala bowiem, na lepsze
monitorowanie różnych form antropopresji i bieżącą kontrolę zmian jakościowych środowisk
wód śródlądowych. Dodatkowo wysokie walory przyrodnicze jak duża lesistość, niski
eutrofizm obszarów leśnych czy wreszcie obecność stosunkowo licznych jezior kazała
zakładać występowanie tu siedlisk nadających się do potencjalnego zasiedlenia rakiem
szlachetnym.
Obszar Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego i terenów przyległych ten był podawany
194
Ocena jakości ekosystemów...
jako miejsce występowania i eksploatacji raka szlachetnego w przeszłości. Na przełomie lat
50 i 60 ubiegłego wieku, raka szlachetnego pozyskiwano z kilku jezior znajdujących się
w dawnych powiatach: kościerskim i chojnickim, leżących obecnie w granicach
Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego, jego otulinie lub bezpośrednim jej sąsiedztwie.
Z danych zebranych przez Leńkową (1962) wynika, że komercyjnie pozyskiwano ten gatunek
z Jeziora Sominko i Jeziora Kły. Ponadto wiadomo, że w latach 50 ubiegłego stulecia łączne
roczne połowy raka szlachetnego pochodzące z jezior: Sominko, Białe i Osuszyno (Szarlota)
wynosiły około 1000 kg (!). Z danych literaturowych wynika także, że najdłużej bo do lat 70
ubiegłego stulecia rak szlachetny występował w jeziorze Osuszyno (Szarlota) (Grzędzicki
1980).
Raki szlachetne występujące na wyżej opisanych stanowiskach stanowiły zaledwie
skromne pozostałości populacji tego gatunku na Pomorzu. Według Seligo (1902) na tym
obszarze rak szlachetny był gatunkiem raczej pospolitym i stanowił ważny składnik połowów
i dochodu rybaków. Za kopę (60 osobników) raka szlachetnego płacono od 1 do 2 talarów
(1 talar=3 marki niemieckie).
Historię zanikania raka szlachetnego w tej części Polski (Wdzydzki i Kaszubski Park
Krajobrazowy) można wykorzystać jako niemal podręcznikowy przykład zagrożenia dla
bioróżnorodności poprzez zjawisko introdukcji gatunków obcych. Z tego właśnie rejonu
pochodzą doniesienia o pierwszych pomorach raków związanych z rozprzestrzenianiem się
pochodzącej z kontynentu północnoamerykańskiego „ dżumy raczej” około 1900 roku. W tym
samym czasie łowiący tutaj rybacy po raz pierwszy zaobserwowali „pojawienie się”
amerykańskiego gatunku rośliny wodnej – moczarki kanadyjskiej (Elodea canadensis).
Szybki spadek odłowów raka szlachetnego na tym obszarze spowodował, że sprowadzono do
tutejszych wód raka pręgowatego (Orconectes limosus). I tak przykładowo zachowały się
informacje o introdukcji tego gatunku do wód (Jezioro Szpitalne) mających bezpośrednie
połączenie z rzeką Wdą już w 1911 roku. Informacja ta jak i obecne rozsiedlenie raka
pręgowatego pozwalają zakładać, że introdukcje takie były zjawiskiem znacznie częstszym.
Przyczyniły się one do inwazji gatunku, który obecnie jest postrzegany jako najpoważniejsze
zagrożenie dla występowania raka szlachetnego w krajowych wodach. O sukcesie inwazji
raka pręgowatego w wodach Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego świadczyć może opis jego
populacji w Jeziorze Wdzydze z końca lat 50 ubiegłego wieku (Kossakowski, 1961). Autor
ten wskazał na liczne występowanie tego gatunku w tym jeziorze i dowodził szybkiego tempa
wzrostu osobniczego. Te doskonałe parametry populacji skłaniały Autora nawet do sugestii,
aby raka pręgowatego popierać jako obiekt eksploatacji rybackiej opartej na zasadach
195
Śmietana
racjonalnej gospodarki zasobami z wprowadzeniem wymiaru ochronnego włącznie (!).
Następujące lata obecności tego gatunku w Jeziorze Wdzydze po raz kolejny wykazały jak
płonne były to nadzieje.
Na podstawie analizy danych historycznych oraz walorów środowiskowych Wdzydzkiego
Parku Krajobrazowego na początku niniejszych prac, założono, że na tym obszarze istnieje
możliwe stanowisko występowania tego gatunku lub siedlisk nadających się do ponownego
zasiedlenia tym gatunkiem.
Jako cel badań wyznaczono sobie między innymi, znalezienie takiego siedliska które
stwarzałoby możliwości bytowania raka szlachetnego po zabiegu restytucji i to najlepiej bez
jakiejkolwiek ingerencji mającej na celu „poprawę” jakości środowiska wodnego w świetle
znanych wymagań gatunku. Założeniem restytucji jest bowiem kolejna próba zachowania
gatunku przy wykorzystaniu sytuacji zastanej.
W przypadku wód Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego dane historyczne wskazują na
relatywnie silną antropopresję kreującą negatywnie warunki siedliskowe raka szlachetnego.
Dlatego w przypadku wód tego Parku w niniejszych badaniach uwzględniono również
siedliska, które mogłyby być poddane niewielkim działaniom uzdatniającym je do trwałego
występowania raka szlachetnego w siedliskach antropogennie zmienionych.
Bardzo wysoki odsetek sprywatyzowanych zasobów wodnych we Wdzydzkim Parku
Krajobrazowym stwarza warunki prowadzenia działań restytucyjnych w oparciu o współpracę
z właścicielami poszczególnych wód. Tym samym poprzez odpowiednio przeprowadzane
działania, można osiągnąć efekt aktywnego wsparcia działań restytucyjnych przez
społeczność lokalną. Takie działania oparte o przygotowaną informację skierowaną do
użytkowników rybackich wód zwiększają możliwość prowadzenia większej liczby restytucji
i potencjalnie zwiększenia ich skuteczności. Rak szlachetny może być wykorzystany tu jako
modelowy
gatunek
w
ilustracji
najważniejszych
zagrożeń
dla
bioróżnorodności.
Abstrakcyjność tego pojęcia (bioróżnorodność) można wyraźnie obniżyć uświadamiając
użytkownikom wód, że jej spadek wiąże się zawsze z wymiernymi stratami gospodarczymi
w bliższej lub dalszej perspektywie. Rak szlachetny okazuje się w praktyce flagowym
gatunkiem ilustrującym wyżej opisaną zależność.
Dlatego też wszystkie działania opisane w niniejszym opracowaniu dotyczące oceny
jakości ekosystemów wodnych
znajdujących
się na terenie Wdzydzkiego
Parku
Krajobrazowego w świetle wymagań siedliskowych raka szlachetnego (Astacus astacus)
w aspekcie skuteczności potencjalnej restytucji tego gatunku, były wykonywane w sposób
zakładający maksymalne wykorzystanie szeroko pojętej regionalnej specyfiki.
196
Ocena jakości ekosystemów...
MATERIAŁ I METODY
Realizację badań o rejestrację potencjalnie istniejących stanowisk raka pręgowatego w
akwenach Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego i obszarów przyległych. W tym celu
skontrolowano większość zbiorników i cieków na tym obszarze. Jako wiodącą metodę
poszukiwawczą zastosowano nurkowanie swobodne w okresie linki raków tego gatunku.
Metodami pomocniczymi była kontrola nocna strefy przybrzeżnej zbiorników wodnych oraz
stosowanie przynętowych pułapek do połowu raków typu szwedzkiego. Łącznie przebadano
pod tym kontem ponad 100 stanowisk wzdłuż linii brzegowej cieków i jezior znajdujących się
na terenie Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego oraz 5 relatywnie nowo powstałych
zbiorników położonych na terenie żwirowni koło miejscowości Rybaki i Stary Barkoczyn.
Przeprowadzenie tych badań miało również na celu wykrycie ewentualnych siedlisk
umożliwiających przeprowadzenie skutecznej restytucji.
Równolegle zaplanowano analizę jakości siedlisk w 7 akwenach (4 jeziorach oraz 3
ciekach) Parku Krajobrazowego wybranych na podstawie metodyk stosowanych przez
Śmietanę i innych (2004), dostępnych danych oraz konsultacji z pracownikami Wdzydzkiego
Parku Krajobrazowego.
W
zbiornikach
fizykochemicznych:
tych
wykonano
przewodnictwo
niezbędne
elektryczne,
analizy
pH,
O2,
podstawowych
N-NH4,
parametrów
N-NO3,
P,
Ca
w uzasadnionych przypadkach zawartość chlorofilu a oraz tlenu przy dnie na głębokości
termokliny. Pomiary temperatury, zawartości tlenu i przewodnictwa wykonano przy pomocy
miernika wieloparametrowego CX401. Zawartość biogenów kolorymetrycznie przy
wykorzystaniu metodyk opisanych przez Hermanowicza i innych (1976).
Oprócz powyższego dokonano oceny jakościowej siedlisk potencjalnego bytowania raka
szlachetnego dokonując oceny makrofitów litoralnej i przybrzeżnej strefy jezior oraz
jakościowej oceny makrobentosu poprzez analizę zaciągu dragi dennej w strefie litoralnej
zbiorników.
Badania
powyższe
przeprowadzone
według
wstępnie
przygotowanej
sekwencji
pozwalającej na rezygnację z dalszych badań szczegółowych w przypadku stwierdzenia
pierwszego parametru przyjmującego wartości dyskwalifikujące zbiornik jako miejsce
potencjalnie skutecznej restytucji.
Spośród zagrożeń dla skutecznej restytucji szlachetnego i końcowej ocenie przydatności
danego zbiornika lub cieku brano pod uwagę niebezpieczeństwo wsiedlenia raka pręgowatego
kierując się głównie poziomem presji rybackiej i wędkarskiej stwierdzanej podczas penetracji
poszczególnych siedlisk oraz wywiadów środowiskowych.
Podczas realizacji prac korzystano również z danych zgromadzonych w Katedrze Ekologii
197
Śmietana
i Ochrony Środowiska, Wydziału Nauk Przyrodniczych Uniwersytetu Szczecińskiego. Wyniki
wieloletnich badań autora opracowania pozwoliły bowiem na potencjalną możliwość
wykorzystania procesu unikatowego w skali kraju pozwalającego na zwiększenie
efektywności działań restytucyjnych przy minimalizacji wpływu tych działań na istniejące
populacje raka szlachetnego.
Na podstawie wyżej wspomnianych doświadczeń oraz danych literaturowych dotyczących
restytucji rodzimych gatunków raków w Europie, sformułowano wnioski końcowe dotyczące
wytypowania zbiorników przeznaczonych do dalszych działań restytucyjnych i stopnia ich
przydatności do tego celu. Dodatkowo postanowiono rozszerzyć „standardowe” działania
o niżej opisane działania celem maksymalnego wykorzystania możliwości istniejących na
obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego i terenów przyległych.
WYNIKI I DYSKUSJA
Wyniki eksploracji zbiorników wodnych na obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego
i terenów przyległych potwierdziły, wstępnie zakładaną, dominację raka pręgowatego.
Rozsiedlenie tego gatunku przedstawia mapa powiązana z bazą danych w systemie GIS
i mapa (Ryc.1). Gatunek ten stwierdzono w 77 miejscach. Raka pręgowatego złowiono na
wszystkich stanowiskach podawanych jako miejsca historycznego występowania raka
szlachetnego.
Badania
tegoroczne
potwierdziły
ponadto
występowanie
gatunku
amerykańskiego także w Jeziorze Kły (południowo zachodnia otulina Parku). Jezioro to
zostało tu wymienione z tego powodu, że było obiektem wcześniejszych badań (2008 i 2009)
i wówczas nie udało się stwierdzić występowania tego gatunku. Powtórzenie badań przy
zastosowaniu szczególnie zwielokrotnionych nakładów pracy w tym roku zaowocowało
finalnie złowieniem jednej samicy rak pręgowatego z jajami przytwierdzonymi do odwłoka.
Przypadek ten może być potwierdzeniem zjawiska ciągłej inwazji raka pręgowatego do
kolejnych akwenów na Pomorzu.
Również dane zebrane podczas penetracji wodnych siedlisk na obszarze Wdzydzkiego
Parku Krajobrazowego dają podstawy do wyżej opisanych założeń. Informacje o relatywnie
niedawnych introdukcjach tego gatunku przez właścicieli i dzierżawców czy użytkowników
rybackich i wędkarzy wód zebrano w wielu miejscach praktycznie całego Parku.
Największe zagęszczenie potencjalnie odpowiednich siedlisk dla raka szlachetnego
stwierdzono w północno wschodniej części Parku. Koncentracja jezior lobeliowych w tym
rejonie nakazywała szczególne nasilenie działań poszukiwawczych. Wyniki prac terenowych
potwierdziły występowanie doskonałych warunków dla raka szlachetnego w takich jeziorach
lobeliowych jak: Wielkie Oczko, Małe Oczko, Głeboczko, Drzewno oraz sąsiadujących o
198
Ocena jakości ekosystemów...
Rys. 1. Wyniki badań nad rozsiedleniem gatunków raków na obszarze Wdzydzkiego Parku
Krajobrazowego (WPK) i terenów przyległych
Fig. 1. The results of investigation for crayfish species settlement on Wdzydzki Landscape Park and
surrounding areas
nieco wyższej trofii jak Zakrzewie, Długie, Mieliste oraz Strupino. Niestety wszystkie te
akweny zostały wykluczone jako miejsca potencjalnej restytucji ze względu na potwierdzoną
obecność raka pręgowatego. Duże zagęszczenie stanowisk tego gatunku stwierdzono również
w południowo-zachodniej części Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego leżące w zlewniach
cieków Mlusino i Parzenica. Wszystkie jeziora tego obszaru zasiedlone są rakiem
pręgowatym. Do jezior tego obszaru należy wspomniane wyżej Jezioro Kły.
199
Śmietana
Kolejną grupę jezior zasługującą na odrębne omówienie są akweny mające bezpośrednie
i pośrednie połączenie z kompleksem jezior wdzydzkich z Jeziorem Wdzydze jako akwenem
centralnym. Do tej grupy należą z reguły duże jeziora łączące się bezpośrednio z Wdzydzami
poprzez wąskie cieśniny (Radolne, Gołuń, Jelenie) oraz poprzez system cieków i rzek takich
jak Wda i Trzebiocha. We wszystkich jeziorach tej grupy stwierdzono również występowanie
gatunku amerykańskiego raka. Obecność raków pręgowatych w tych akwenach jest
w zasadzie potwierdzeniem danych historycznych wskazujących na Wdę jako wodnej drogi
dyspersji tego ekspansyjnego gatunku.
Następna grupa akwenów których omówienie można traktować łącznie to jeziora
historycznego występowania raka szlachetnego w relatywnie niedalekiej przeszłości (lata 6070 ubiegłego stulecia) Spośród 4 znanych takich jezior jedynie Jezioro Białe leży w granicach
Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego. Pozostałe 3: Sominko, Osuszyno i Kły leżą w otulinie
lub w jej bezpośrednim sąsiedztwie. We wszystkich tych akwenach stwierdzono
występowanie bardzo licznych populacji raka pręgowatego wskazujące na doskonałą
adaptację tego gatunku do zastanych warunków środowiskowych. Odłowienie licznych samic
z jajami przytwierdzonymi do odwłoków w sposób pośredni lecz bezsporny wskazują na brak
raka szlachetnego w tych jeziorach.
Okolice tych jezior, a konkretnie mniejsze sąsiadujące jeziorka zostały dokładnie
przebadane pod kątem występowania raka szlachetnego. Z dotychczasowych doświadczeń
Autora wynika bowiem że często w takich małych izolowanych zbiornikach występują
„pozostałości” populacji która była eksploatowana w dużym sąsiadującym zbiorniku.
Jak wskazują wyniki badań Śmietany i innych (2004), że interpretacja historycznych
danych Leńkowej (1962) wymaga założenia o ówcześnie powszechniejszym występowaniu
raka szlachetnego na opisywanych przez tę Autorkę terenach. Współczesna analiza
występowania raka szlachetnego w okolicach Miastka wykazała bowiem, że istnieje
możliwość iż obok podawanych przez Leńkową historycznych stanowisk raka szlachetnego
do dnia dzisiejszego zachowały się inne nie zarejestrowane przez nią stanowiska tego
gatunku. Zbiorniki takie są zwykle dużo mniejsze i położone w większych kompleksach
leśnych tym samym lepiej buforowane przed antropopresją. Ze względu na ich wielkość
i położenie, rybackie pozyskiwanie tego gatunku było znacznie trudniejsze i mniej opłacalne.
Wyniki tych poszukiwań nie potwierdziły jedna powyższych założeń o możliwym
występowaniu raka szlachetnego na obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego.
Poszukiwania te jednak zaowocowały znalezieniem dwóch miejsc spełniających warunki
prowadzenia dalszych działań restytucyjnych. Były to Jezioro Mikołajko położone obok
200
Ocena jakości ekosystemów...
Jeziora Białego oraz Jezioro Płocice w sąsiedztwie Jeziora Sominko. Opis tych akwenów jak
miejsc potencjalnej restytucji raka szlachetnego zostały opisane w dalszej części tego
rozdziału opracowania.
Na szczególną uwagę w tej grupie jezior zasługuje Jezioro Sominko. Jest to obecnie
typowe jezioro ramienicowe charakteryzujące się najniższym stopniem trofii spośród
wszystkich jezior należących do tej grupy. Zarówno chemizm wód tego jeziora jak i jakość
siedliska potwierdzona występowaniem takich gatunków jak: sieja, sielawa, różanka i koza.
Występowanie tych dwu ostatnich gatunków w połączeniu z dominującymi ramienicami
w litoralu warunkuje w zasadzie możliwość ustanowienia tu obszaru specjalnej ochrony
siedliskowej Natura 2000. Jezioro to dodatkowo zasługuje na próbę odtworzenia tu populacji
raka szlachetnego. W związku z powyższym nawiązano kontakt z właścicielem jeziora, który
jest jednocześnie jego rybackim użytkownikiem.
Na bazie ogromnego zainteresowania właściciela powrotem raka szlachetnego, od
początku ubiegłego roku prowadzi się w tym zbiorniku intensywne odłowy celem eliminacji
raka pręgowatego w tego akwenu. Równocześnie próba raków pochodząca z Jeziora Sominko
została przebadana na obecność „dżumy raczej” w tej populacji raka szlachetnego.
Wyniki tych badań prowadzonych we współpracy z badaczami z Niemiec i Norwegii przy
zastosowaniu najnowocześniejszych metod wykazało brak nosicielstwa „dżumy raczej” przez
osobniki raka pręgowatego z Jeziora Sominko. Wyniki tych badań uwzględniono w planach
nad przyszłym odtworzeniem populacji raka szlachetnego na obszarze Wdzydzkiego Parku
Krajobrazowego.
W rezultacie potwierdzenia występowania raka pręgowatego we wszystkich wyżej
opisanych grupach jezior poszukiwania skoncentrowano na śródleśnych izolowanych zwykle
niewielkich zbiornikach i ciekach leżących na obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego
i jego otulinie.
Zasadniczo zbiorniki tej grupy jeśli wykazywały podwyższony stopień trofii np.: Płocice
Wielkie, Płocice Małe, Szmytkowo, Kleszczówko, Wałachy, Chądzie, Kociołek i Piaseczno
zasiedlone były przez raka pręgowatego. Innym typem jezior tej grupy były kwaśne jeziora
dystroficzne takie jak np.: Lipno, Lipionko, Zmarłe, Chude, Czarne, Motowęże, Syconki
Wielkie.
W jeziorach tego typu stwierdzono brak jakichkolwiek raków lub ich występowania nie
udało się stwierdzić. Zasadniczo zarówno chemizm wód, ich morfologia oraz dominujących
charakter dna oceniono jako zespół czynników niesprzyjających występowaniu raka
pręgowatego.
201
Śmietana
Spośród tej grupy jezior Jezioro Lipno położone w zachodniej części Wdzydzkiego Parku
Krajobrazowego wyróżnia się wielkością. Jezioro to złożone jest w zasadzie z dwóch
akwenów południowego i północnego rozdzielonych wąską groblą. Hydrobiologicznie
i hydrochemicznie oba zbiorniki są bardzo podobne. W obu pomimo dużych nakładów nie
udało się stwierdzić występowania raka pręgowatego. Prawdopodobieństwo występowania
tego gatunku jest duże jeśli rozpatrywać je w kategoriach położenia akwenu. Sąsiedztwo
miejscowości Piechowice, która położona jest nad jeziorem Gogolino z rakiem pręgowatym
każą zakładać bardzo duże prawdopodobieństwo introdukcji tego gatunku do Jeziora Lipno.
Z powodu silnego zabarwienia wody w tym zbiorniku poszukiwania były bardzo
utrudnione i nie przyniosły rezultatu w postaci pewności występowania lub nie występowania
raków w tym jeziorze. Analiza chemizmu wód każe jednak zakładać z dużym
prawdopodobieństwem, że w brak tu jakiegokolwiek gatunku raka. Wskazuje na to niska
zawartość wapnia na poziomie poniżej 2 mg/l i niski poziom pH = 4,81 leżą w zakresie
letalnym dla tego gatunku. Jezioro to pomimo odpowiedniego charakteru dna i morfologii
strefy przybrzeżnej charakteryzuje się warunkami uniemożliwiającymi trwałe występowanie
również raka szlachetnego.
Do grupy jezior których warunki hydrochemiczne i morfologiczne uznano za
niesprzyjające dla przeprowadzenia zabiegu restytucji pomimo stwierdzenia braku raka
pręgowatego należą: Jezioro Czarne koło Sominka, Jezioro Czarne koło Płocic, Jezioro
Chude, Jezioro Zmarłe, Jezioro Motowęże, Jezioro Lipionko, Jezioro Syconki Wielkie i Małe,
Jezioro bez nazwy koło Jeziora Krzywe.
Czynnikami dyskwalifikującymi te jezior były niska zawartość wapnia około 2 mg/l, niskie
pH w granicach 5 brak mineralnego podłoża na dni i równoczesna mała głębokość tych
zbiorników. Ostatnia z wymienionych cech morfologicznych zbiorników ma szczególne
znaczenie w ciepłych porach roku, gdy łatwo nagrzewająca się ciemno zabarwiona woda
powierzchniowa osiąga temperatury subletalne dla raka szlachetnego. Dodatkowo zbiorniki te
były często miejscem introdukcji raka pręgowatego. I tak jeziora Zmarłe, Syconki Wielkie
i Małe według zebranych przez Autora informacji były miejscem wsiedleń tego gatunku w
ciągu ostatnich 10 lat. Wszystkie wyżej wymienione dane uznano jako wystarczające do
wstępnej dyskwalifikacji tych akwenów jako miejsc potencjalnego wsiedlenia raka
szlachetnego.
Określenie wstępna dyskwalifikacja oznacza że potencjalnie zbiorniki te przy założeniu
większych nakładów można by wykorzystać do wyżej wzmiankowanego celu. Takimi
zabiegami musiałyby być dokładniejsze badania nad występowaniem raka pręgowatego oraz
202
Ocena jakości ekosystemów...
działania na rzecz „odpowiedniego” hydrochemizmu tych wód poprzez wapnowanie.
Zakładając, że zabieg ten ma sens jedynie w przypadku zbiorników o niewielkiej pojemności
i tych które nie są aktualnymi lub planowanymi obiektami ochrony środowiska zbiorników
dystroficznych do dalszych działa w celu restytucji raka szlachetnego zaproponowano jedne
zbiornik. Jest nim Jezioro Brzezionka koło osady Jastrzębie. Akwen ten jest użytkowany
rybacko i według informacji uzyskanych od dzierżawcy był już wapnowany w przeszłości
celem podniesienia produktywności rybackiej.
Innym aspektem badań wymagającym krótkiego omówienia była penetracja wód dwóch
żwirowni położonych w pobliżu obszaru Wdzydzkego Parku Krajobrazowego. W wyniku
tych prac przebadano 3 akweny pożwirowe w żwirowni Rybaki koło Kościerzyny i 2 akweny
w żwirowni Stary Barkoczyn. Akweny tego typu ze względu na pochodzenie oraz krótką
historię stwarzają potencjalnie doskonałe miejsce prowadzenia restytucji raka szlachetnego.
Niska trofia takich zbiorników, dominujący charakter podłoża i brak raka pręgowatego są tu
czynnikami o kluczowym znaczeniu.
W przypadku zbiorników położonych na obszarze wyżej wymienionych żwirowni
zaledwie jeden był „wolny” od obecności raka pręgowatego. Był to jeden z dwóch
przebadanych zbiorników w żwirowni Stary Barkoczyn. Pomimo wcześniejszych deklaracji
właściciela o braku raków w wodach tej żwirowni rak pręgowaty został tam wprowadzony
najprawdopodobniej przez korzystających z tego zbiornika wędkarzy.
Drugi akwen pomimo braku raka pręgowatego i dobrych parametrów hydrochemicznych
i biocenotycznych został oceniony jak mało przydatne miejsce potencjalnej restytucji raka
szlachetnego. Powodem takiej decyzji jest bezpośrednie sąsiedztwo zbiornika zaraczonego
rakiem pręgowatym. Trzymetrowej szerokości grobla nie stanowi bowiem wystarczająco
pewnej bariery dla ekspansji gatunku amerykańskiego raka.
W wyniku przeprowadzenia badań na obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego
i terenów przyległych dokonano wyboru 4 jezior i 3 cieków spełniających warunki bytowania
raka szlachetnego i warunkujące realne szanse powodzenia zabiegu restytucji tego gatunku.
Wymienione miejsca potencjalnej restytucji zostały wymienione poniżej w kolejności
uwzględniającej ich przydatność do tego celu, począwszy od akwenu najpełniej spełniającego
wymagania siedliskowe. Zbiorniki i cieki spełniające wymagania restytucji raka szlachetnego
na obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego i obszarów przyległych:
1. Jezioro Płocice koło osady Płocice
2. Ciek pomiędzy Jeziorem Płocice, a Wdą
3. Ciek dopływający do Jeziora Jelenino w Użytku Ekologicznym „Stëdziënice”
203
Śmietana
4. Ciek dopływający do Jeziora Wdzydze koło miejscowości Rów w Użytku Ekologicznym
„Rów – Szturok”
5. Jezioro Mikołajko koło Juszek
6. Jezioro bez nazwy koło Kalisza
7. Jezioro Brzezionka koło Jastrzębia
AD.1
Jezioro Płocice położone jest na północ od miejscowości o tej samej nazwie leżącej w
otulinie Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego, tuż przy jego północnej granicy. Linia
brzegowa tego jeziora zamyka obszar o powierzchni około 19 hektarów. Ze względu na fakt
zarastania zbiornika przez roślinność przybrzeżną (helofity) jak i wodną (nymfeidy
i elodeidy) lustro wody ma powierzchnię około 12,7 hektara. W południowej części jeziora
wypływa ciek o długości około 1700 m wpadający do rzeki Wdy. Od południa jezioro
przylega do gruntów wsi Płocice, pozostałe brzegi otoczone są lasem sosnowym.
Charakteryzuje się małym spadkiem dna wzdłuż całej linii brzegowej co powoduje że brzegi
są podmokłe i zarośnięte. Jezioro to jest stosunkowo płytkie z maksymalną głębokością 2,5
metra. Dominuje muliste podłoże. Jedynie w południowej i południowo wschodniej części
jeziora wzdłuż linii brzegowej występuje twarde mineralne podłoże (piasek).
Wyniki badań hydrochemicznych przedstawia tabela (tab. 1) Pomiary stratyfikacji
termicznej w czasie trwania sezonu wegetacyjnego wykazały że jest to zbiornik
polimiktyczny o masie wody mieszanej przez wiatr wielokrotnie w ciągu roku. Badania
zawartości tlenu w przydennej części zbiornika dodatkowo potwierdzają występowanie tego
zjawiska. Dominującymi helofitami strefy brzegowej południowej części jeziora są pałka
wąskolistna, pałka szerokolistna, trzcina pospolita. Wzdłuż pozostałych brzegów dominuje
flora złożona z turzyc. Dno tego płytkiego jeziora w około 80% pokrywa gęsta warstwa
ramienic z dominującymi gatunkami Chara vulgaris, Chara contraria i Chara fragilis.
Subdominantami jest tu wywłocznik okółkowy (Myriophyllum veriticilatum) , rdestnica
pływająca (Potamogeton natans).
Przegląd fauny bentosowej potwierdził występowanie w zasadzie wszystkich typowych
grup organizmów z tej formacji ekologicznej. Licznie reprezentowane były to ślimaki
zagrzebka sklepiona (Bithynia leachi) – 24–125 os/m2, zagrzebka pospolita (Bithynia
tentaculata) – 56 os/m2, zawójka pospolita (Valvata piscinalis) – 38 os/m2. W zbiorniku tym
nie stwierdzono obecności raka pręgowatego. Najbliższe stanowisko tego gatunku znaleziono
w sąsiadującym Jeziorze Kutkówko.
204
Ocena jakości ekosystemów...
201
pH
6,48
6,82
Tlen pow. [mg / dm ]
N-NH4 [mg / dm3]
N-NO3 [mg / dm3]
P całk. [mg / dm3]
Ca [mg / dm3]
9,45
0,011
0,032
0,021
45,1
Mg [mg / dm3]
Chlorofil [mg / dm3]
Tlen przy dnie [mg / dm3]
3
Jezioro Brzezionka
120
Jezioro bez nazwy
koło Kalisza
-
Jezioro Mikołajko
2,5
Ciek wpadający
do Jeziora Wdzydze
Ciek pomiędzy
Jeziorem Płocice i rzeką Wda
Głębokość górnej warstwy
termokliny [m]
Przewodnictwo elektryczne
Cecha
Ciek wpadający
do Jeziora Jelenino
Jezioro Płocice
Tab. 1. Wyniki oceny fizykochemicznej jezior Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego wybranych w
kategorii przydatności siedliskowej dla występowania raka szlachetnego
Tab. 1. The results of physicochemical estimation of Wdzydzki Landscape Park lakes in the aspect of
usability for nobel crayfish
-
-
2,5
2,1
1,8
106
10,8
15
35,3
159
6,60
6,41
5,98
5,48
10,24
0,002
2,241
0,035
56
7,28
6, 42
0,00
1,101
0,034
7, 42
0,001
1,461
0,058
51
9,11
0,345
0,189
0,044
7
8,41
0,210
0,013
0,011
6
8,52
0,080
0,045
0,034
6
12,2
5,2
42
12,2
0,42
0,12
0,12
13,1
6,55
10,24
3,2
-
-
20,3
3,28
4,21
3,12
W Jeziorze Płocice stwierdzono występowanie typowych dla tego typu jezior
przedstawicieli ichtiofauny. Z gatunków potencjalnie zagrażających powodzeniu restytucji
należy wymienić: węgorza, okonia i szczupaka. Pierwszy z wymienionych gatunków pomimo
systematycznego zarybiania nie utworzył to licznej populacji. Niewielka głębokość zbiornika
i prześwietlenie wód powoduje że najprawdopodobniej węgorze uciekają z Jeziora Płocice w
poszukiwaniu odpowiedniejszego siedliska. Liczebność pozostałych dwu gatunków
oszacowana na podstawie wyników odłowu nie stanowi zagrożenia dla potencjalnej populacji
raka szlachetnego w tym zbiorniku.
Na
podstawie
wszystkich
zebranych
informacji
można
sformułować
wniosek
o przydatności Jeziora Płocice do celów restytucji raka szlachetnego. Do zalet
przemawiających na korzyść powyższej decyzji należy zaliczyć: brak raka pręgowatego,
doskonały chemizm wody, zasilanie zbiornika przez wodę o doskonałej jakości –
przepływowość,
wystarczająca
produktywność
bentosu,
obecność
mikrosiedlisk
sprzyjających osiedleniu się raka (mineralne podłoże, obecność kryjówek). Czynnikami
niesprzyjającymi w przypadku tego jeziora jest niewielka głębokość, dominujący charakter
dna (mulisty) oraz bliskość stanowiska raka pręgowatego. Dwa pierwsze z wymienionych
205
Śmietana
czynników te powodują że potencjalna populacja raka szlachetnego w tym zbiorniku nie
będzie charakteryzowała się dużym zagęszczeniem, ale mimo wszystko pozwoli na trwałe
występowanie gatunku.
Zagrożenie możliwością introdukcji raka pręgowatego ocenia się jako umiarkowane.
Powodem takiej oceny jest fakt, że oba zbiorniki tj . Jezioro Płocice i Jezioro Kutkówko
użytkowane są przez tego samego użytkownika rybackiego. Wykazał on duże zainteresowanie
potencjalną restytucją i zadeklarował pełną współpracę na tym polu.
Przydatność Jeziora Płocice do celów restytucyjnych jaki i pośrednio cieku z niego
wypływającego przetestowano za pomocą testu sadzowego. W tym celu do cylindrycznego
sadza o pojemności ok. 100 l zbudowanego z siatki nylonowej o boku oczka 1 mm
wprowadzono trzy raki szlachetne znajdujące się w fazie międzylinkowej (intermolt). Do
sadza wprowadzono około 5 dm3 roślinności wodnej (chara spp.) z dna Jeziora Płocice. Sadz
zaszyto i umieszczono w wodach jeziora na głębokości ok. 1,5 m na okres 32 dni. Po tym
okresie, sadz wyłowiono i stwierdzono przeżycie wszystkich osobników w dobrej kondycji.
Dodatkowo po analizie pancerza potwierdzono fakt przejścia procesu linienia, który
zakończył się sukcesem. Pancerze były twarde i dobrze zmineralizowane. Wynik tego
eksperymentu oraz analiza jakości siedliska pozwala założyć istnienie warunków do
skutecznej restytucji raka szlachetnego.
AD 2.
Kolejnym siedliskiem pozytywnie zaopiniowanym jako potencjalne miejsce restytucji raka
szlachetnego i rokujące duże szanse powodzenia jest ciek pomiędzy Jeziorem Płocice a Wdą.
W cieku tym tej w przeciwieństwie Wdy i Trzebiochy nie stwierdzono występowania raka
pręgowatego. Nie przepływa ona przez żaden zbiornik co bardzo znacznie obniża
niebezpieczeństwo introdukcji tego gatunku. Analiza hydrochemicznych parametrów (tab. 1)
nie budzi zastrzeżeń w świetle wymagań rzecznych populacji raka szlachetnego (Bohl 1989).
Wśród składu bentosu zdecydowanie korzystna w świetle rokowań jest liczna obecność kiełża
zdrojowego Gammarus pulex, który jest dobrym bioindykatorem jakości środowiska
rzecznego jak i potencjalnie doskonałym pokarmem dla raków słodkowodnych. Liczebność i
biomasa bentosu stwierdzona w cieku nie powinna być czynnikiem limitującym potencjalną
populację raka szlachetnego.
Analiza jakości dna cieku wykazała przewagę piaszczystego podłoża miejscami ze sporą
liczbą kamieni stanowiących doskonałe kryjówki raków. Podobny wynik przyniosła kontrola
brzegowej strefy rzeczki. Występowanie licznych naturalnych kryjówek jest zjawiskiem
bardzo korzystnym. W cieku tym stwierdzono nieliczne występowanie pospolitych gatunków
206
Ocena jakości ekosystemów...
słodkowodnych ryb: płoć, okoń, szczupak, różanka. Brak dużych osobników ryb w tym cieku
determinuje niższą presję takich drapieżników jak wydra i norka amerykańska.
Czynnikiem nieprzewidywalnym jest możliwość wystąpienia zanieczyszczenia wód rzeki
na jej odcinku przebiegającej przez wieś Płocice. Ryzyko wystąpienia letalnego dla raka
zanieczyszczenia z tych źródeł jest naturalnie sprawą dyskusji, lecz biorąc pod uwagę walory
siedliskowe i położenie tej rzeki nie należy szacować go zbyt wysoko. Na podstawie
przeprowadzonej oceny hydrobiologicznej cieku można stwierdzić, że zjawisko takie jeśli
występuje ma niewielki wpływ na faunę wodną tego cieku.
W podsumowaniu należy stwierdzić że środowisko wodne tego cieku doskonale spełnia
wymagania siedliskowe raka szlachetnego i rokuje pozytywnie w aspekcie restytucji gatunku.
AD. 3
Ciek wypływające ze źródła położonego na obszarze Użytku Ekologicznego „Stëdziënice”
stanowi doskonałe miejsce potencjalnej restytucji raka szlachetnego. O takiej ocenie
zdecydowały doskonałe warunki siedliskowe spośród których należy wymienić chemizm
i termika wody, morfologia koryta oraz biocenoza bentosowa. Parametry hydrochemiczne
podane w tabeli (tab. 1) sprzyjają trwałemu występowaniu gatunku, dodatkowo termika wód
nie przekraczająca 18 stopni Celsjusza może stanowić doskonałą barierę ekologiczną dla
potencjalnej ekspansji raka pręgowatego. Tym właśnie zjawiskiem tłumaczy się stwierdzony
tu brak raka pręgowatego występującego licznie w Jeziorze Jelenie.
Dno i brzegi cieku doskonale odpowiadają wymaganiom raka szlachetnego. Pochodzenie
wody w cieku głownie ze źródła decyduje o niskim prawdopodobieństwie wystąpienia
niekorzystnych zmian w przyszłości. Tak samo położenie i przebieg biegu strumyka jest
sprzyjające w aspekcie zagrożeń dla jakości wody. W bentosie strumyka dominują mięczaki
(Lymnea peregra) doskonały składnik pokarmu raka szlachetnego, oraz chruściki z rodziny
Limnephilidae oraz Bereidae. Subdominantami są tu larwy jętek , widelnic oraz stosunkowo
liczna ośliczka (Asellus aquaticus). Liczebność makrobentosu jest wystarczająca aby spełniać
wymagania pokarmowe populacji raka szlachetnego.
W cieku poza przyujściowym odcinkiem nie stwierdzono występowania ryb co jest
czynnikiem korzystnym sprzyjającym restytucji przy wykorzystaniu raków z grupy wieku 0+.
Najlepsze warunki siedliskowe w tym 1800 metrowym cieku występują na odcinku od źródeł
do miejsca przebiegu mostu na trasie Wąglikowice – Wdzydze Kiszewskie.
AD. 4.
W tym przypadku mamy do czynienia z kompleksem dwóch cieków południowego od
długości 1600 metrów i północnego od długości 2690 metrów wypływającego z torfowiska
207
Śmietana
Użytku Ekologicznego „Kôpiny” a położonego w Użytku Ekologicznym „Rów-Szturok”.
Wymagania celów restytucyjnych spełnia lepiej ciek północny łączący się z południowym na
około 500 metrze przed wspólnym ujściem do Jeziora Wdzydze.
W obu ciekach nie stwierdzono obecności raka pręgowatego co w przypadku cieku
północnego można tłumaczyć obecnością przeszkód w migracji w górę cieku znajdujących się
blisko jego ujścia w dolnym biegu. Jakość hydrochemiczna środowiska na podstawie
zbadanych parametrów (tab. 1) wskazuje na stopień podwyższonej trofii, przynajmniej
w porównaniu do parametrów cieków opisanych w wyżej wymienionych punktach. Przy
stałym przepływie wody w cieku jakość wody nie powinna stanowić jakiegokolwiek
zagrożenia dla raka szlachetnego wynikającego z eutrofizmu.
Budowa i struktura brzegów oraz dna cieku charakteryzuje się dużym urozmaiceniem
wyrażającym się istnieniem tu licznych kryjówek dla raków. Fauna bentosowa jest tu obfita
i może stanowić dobrą bazę pokarmową dla raka szlachetnego. Skład dominujących
gatunków oraz wyniki badań hydrochemicznych prezentuje tabela 5.
AD. 5.
Jezioro Mikołajko to niewielki zbiornik o powierzchni zaledwie 0,225 hektara. Stanowi
pierwszy z grupy zbiorników wytypowanych do celów restytucyjnych położonych na
obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego. Grupa ta obejmuje trzy zbiorniki
z przejawiającą się dominacją cech dystrofii środowiska jeziornego. Położony w na łące
w obniżeniu terenu w otaczającym je lesie sosnowym.
Mikołajko charakteryzuje się parametrami hydrochemicznymi (tab. 1) wskazującymi na
łagodnie dystroficzny charakter tego zbiornika. Pomimo niewielkiej zawartości wapnia jezior
to charakteryzowało się relatywnie wysokim poziomem odczynu pH. W składzie bentosu nie
stwierdzono mięczaków lecz duża liczebność larw much muchówek (Chironomidae)
warunkuje występowanie wystarczającej bazy pokarmowej. W cały zbiorniku występuje
miękkie torfiaste podłoże, lecz wysokie burty brzegowe zbiornika oferują obfitość
potencjalnych kryjówek. Jezioro to jest relatywnie dobrze izolowane co stanowi pewne
zabezpieczenie przed niekontrolowaną introdukcją gatunków obcych.
Występowanie w tym jeziorku okonia wskazuje że nie ma tu zjawiska przyduchy zimowej.
Badanie hydrochemiczne wskazują na dobre mieszanie się wód w tym zbiorniku na poziomie
zapewniającym dobre natlenieni strefy przydennej w trakcie stagnacji letniej.
Jezioro Mikołajko nie może być uznane za idealne miejsce restytucji raka szlachetnego.
Ten fakt determinuje niska zawartość wapnia oraz dominujący charakter podłoża, jednak
analiza istniejących tu warunków pozawala na założenie że są one wystarczająco dobre aby
208
Ocena jakości ekosystemów...
możliwe było występowanie w tym zbiorniku trwałej populacji raka szlachetnego.
Stwierdzenie to bazuje na analiza danych literaturowych (Svardson 1974), (Holdich 2002)
mówiących , że podobnych warunkach hydrochemicznych pH w granicach 5,5–6,0 występuje
15,5% populacji szwedzkich raków szlachetnych spośród 1080 przebadanych.
AD. 6
Niewielkie 1,5 hektarowe jeziorko położone na północny wschód od miejscowości Kalisz
przy osadzie o tej samej nazwie stanowi kolejny zbiornik wytypowany w celu
przeprowadzenia eksperymentalnej restytucji raka szlachetnego. Jest to w zasadzie śródleśny
zbiornik o charakterze dystroficznym otoczony płem zbudowanym z mchów torfowców. Od
strony północno zachodniej brzeg zbiornika stanowi względnie stroma piaszczysta skarpa co
powoduje, że również dno jeziora w tym miejscu ma mineralny piaszczysty charakter.
Właściwości hydrochemiczne wody są zbliżone do tych w jeziorze Mikołajko.
W jeziorze tym nie stwierdzono obecności raka pręgowatego, który jest gatunkiem licznie
występującym w sąsiadującym (300 m) Jeziorku Szmytkowo. Przyczyn braku raka
pręgowatego należy upatrywać w chemizmie wód Jeziorka koło Kalisza. Wyniki obserwacji
Autora wskazują bowiem że rak pręgowaty nie jest w stanie przeżyć w tak kwaśnych wodach
jak rak szlachetny. Dlatego w przypadku sąsiadujących ze sobą zbiorników mamy do
czynienia z występowanie raka pręgowatego tylko w tych charakteryzujących się pH powyżej
wartości 6. Zjawisko to doskonale ilustruje sytuacja opisana dla Zaborskiego Parku
Krajobrazowego w przypadku Jeziora Czarnego koło Laski. Jakość czynników biotycznych
takich jak skład flory i bentosu oraz ichtiofauny nie zagraża trwałemu bytowaniu populacji
raka szlachetnego w tym akwenie.
Analiza jakości siedliska w jeziorku bez nazwy koło Kalisza wskazuje, że mimo
zagrożenia niekontrolowaną introdukcją rakiem pręgowatym istnieją duże szanse powodzenia
akcji wprowadzenia tu raka szlachetnego w celu ustanowienia trwałej populacji.
AD. 7
Jezioro Brzezionka koło Jastrzębia jest ostatnim z potencjalnych miejsc proponowanej
restytucji raka szlachetnego wytypowanym na podstawie badań prowadzonych w 2008 roku
na terenie Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego. Jest to niewielki niespełna 4 hektarowy
zbiornik o charakterze dystroficznym wykazującym cech podwyższonej produktywności.
Na makrobentos składają się organizmy z następujących grup systematycznych:
Ochotkowatych Chironomidae, Rodzaj: Chironomus i Dicrotendipes oraz chruściki
Trichoptera Rodzina Limnephilidae i Leptoceridae. Stwierdzono tu dominację organizmów z
tej pierwszej grupy o dość obfitej biomasie. Dno jest tu prawie wyłącznie torfiaste i muliste
209
Śmietana
w północnej części jeziora występuje burta brzegowa która może stanowić potencjalne
miejsce występowania raków.
Czynnikiem decydującym o uwzględnieniu tego jeziora jako miejsca potencjalnej
restytucji był brak raka pręgowatego oraz możliwość przeprowadzenia „modyfikacji”
środowiskowych. W chwili obecnej w zbiorniku tym występują warunki dla występowania
raka szlachetnego szacowane jako te na granicy tolerancji gatunkowej. Niekorzystnymi
parametrami warunkującymi powyższą ocenę jest niski poziom wapnia przy dużym
zakwaszeniu środowiska.
Dodatkowy czynnikiem niesprzyjającym jest intensywna gospodarka rybacka oparta
o systematyczne zarybianie węgorzem. Duże zagęszczenie tego gatunku w tak małym
zbiorniku powoduje że stanowi on duże zagrożenie dla trwałości populacji raka szlachetnego.
Dlatego siedlisko tego jeziora można warunkowo uwzględnić jako miejsce potencjalnej
restytucji a jej przeprowadzenie uzależnić od konieczności przeprowadzenia wcześniejszych
działań „ulepszających” siedlisko zbiornika. Do takich zabiegów należy zaliczyć przerwanie
systematycznego zarybiania węgorzem i intensywniejszy odłów występujących tu osobników
tego gatunku. Drugim zabiegiem tutaj zalecanym byłoby wapnowanie wód zbiornika w celu
nieznacznego podniesienia ich odczynu pH. W wyniku konsultacji z dzierżawcą tego jeziora
ustalono, że zabieg wapnowania miał już miejsce w tym zbiorniku. Na tej podstawie można
zakładać że podniesienie pH mniej więcej o 0,5 stopnia spowodowałoby zaistnienie tu
odpowiednich warunków do bytowania raka szlachetnego bez zagrożenia drastycznych zmian
w biocenozie. Dzierżawca zdeklarował się również do ewentualnej współpracy w celu
rozwiązania „problemu węgorzowego”.
Na obszarze Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego stwierdzono również inne zbiorniki
dystroficzne w których po zabiegach wapnowania zaistniałyby warunki do restytucji raka
szlachetnego. Położone są one w południowej części Parku i stanowią o typowym charakterze
zbiorników tego rejonu Parku. Na niektórych z niech planowane są nawet prace mające na
celu wprowadzenie ochrony rezerwatowej (Jezioro Motowęże). Z powyższych powodów
zabieg wapnowania należałoby uznać za zbyt dużą ingerencję w środowisko naturalne.
Dodatkowo miałyby one charakter eksperymentalny. W świetle powyższego propozycja
restytucji raka szlachetnego do Jeziora Brzezionka wydaje się wyważoną propozycją
minimalizującą ewentualne zagrożenia spowodowane biomanipulacją i dające szanse
korzystnego „bilansu przyrodniczego” warunkowanego ratowaniem ginącego gatunku.
WNIOSKI
Oceniając potencjalne możliwości restytucji raka szlachetnego (Astacus astacus L.) na
210
Ocena jakości ekosystemów...
terenie Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego należy wziąć pod uwagę i wykorzystać
specyfikę tego regionu w celu uzyskania efektu zwiększenia efektywności tych działań.
Jakość siedlisk oraz rozsiedlenie raka pręgowatego na terenie WPK oraz obszarach
przyległych wskazuje, że siedem akwenów (4 jeziora i 3 cieki) można wykorzystać jako
miejsce wsiedlenia raka szlachetnego przy minimalizacji możliwości niepowodzenia.
Na terenie WPK oraz obszarach przyległych stwierdzono występowanie dużego
zainteresowania problematyką „powrotu raka szlachetnego” wśród społeczności lokalnej.
Zainteresowanie to można wykorzystać zarówno w dalszych pracach nad restytucją gatunku
jak i z rozpowszechnianiem informacji o charakterze stricte ekologicznym.
W przypadku planowania dalszych działań restytucyjnych jak i w celu zapewnienia
trwałości uzyskanych do tej pory efektów należy koniecznie przeprowadzić akcję
informacyjną koncentrującą się na podniesieniu świadomości społecznej w kwestii zagrożeń
dla bioróżnorodności poprzez introdukcję obcych gatunków. Przykład raka szlachetnego
stanowi doskonały przykład, jak brak wiedzy dotyczący praktycznego funkcjonowania
zagadnień bioróżnorodności odbija się negatywnie na jakości życia każdego z nas i wiąże się
także ze stratami materialnymi. Działania tego typu należy uznać za celowe zwłaszcza że
materiały zebrane trakcie realizacji ww. prac wykazywały, że introdukcje obcych gatunków
zwłaszcza raków i ryb są zjawiskiem relatywnie częstym w tym regionie kraju.
LITERATURA
Bohl E. 1989. O¨ kologische Untersuchungen an ausgewa¨hlten Gewa¨ssern zur Entwicklung von
Zielvorstellungen des Gewa¨sserschutzes. Untersuchungen an Flusskrebsbesta¨nden. Bayerische
Landesanstalt fu¨ r Wasserforschung:Wielenbach
Edsman L., Śmietana P. 2004. Exploitation, Conservation and Legislation. Bulletin Français de la
Pêche et de la Pisciculture 372–373(1–2)
Leńkowa A. 1962. Badania nad przyczynami zaniku, sposobami ochrony i restytucją raka
szlachetnego Astacus astacus (L.) w związku z rozprzestrzenianiem się raka amerykańskiego
Cambarus affinis Say., Ochrona Przyrody, PAN, Rocznik 28, l–37
Seligo A. 1902. Die Fischgewasser der Provinz Westpreussen. Commision Verlag von L.Saunier’s
Buch und Kunsthandlung in Danzing
Schulz R., Śmietana P. 2001. Occurrence of native and introduced crayfish in Northeastern Germany
and Northwestern Poland, Bulletin Francais de la Peche et de la Pisciculture, 361, 629–641
Schulz H., Śmietana P., Schulz R. 2002. Crayfish occurrence in relation to land-use properties:
implementation of a Geographic Information System. Bulletin Francais de la Peche et de la
Pisciculture, 367, 861–875
Schulz H., Śmietana P., Schulz R. w. 2004. Assessment of DNA variations of the noble crayfish
(Astacus astacus) in Germany and Poland using Inter-Simple Sequence Repeats. Bull. Fran. Peche
et Pisc., Knowledge and management of aquatic ecosystems. No. 376–387, 289–301
Schulz H., Śmietana P., Schulz R. 2006. Estimating the human impact on populations of the
endangered noble crayfish (Astacus astacus L.) in north-western Poland. Aquatic Conservation:
Marine and Freshwater Ecosystems, 16, 223–233
Śmietana P. 2003. Tempo wzrostu raka pręgowatego Orconectes limosus Raf. w warunkach
współwystępowania z rakiem szlachetnym Astacus astacus L., Zjazd Polskiego Towarzystwa
Zoologicznego, Toruń 2003, Streszczenia, 236
Śmietana P., Krzywosz T., Strużyński W. 2004. Review of the national restocking programme
211
Śmietana
„Active Protection of Native Crayfish in Poland" 1999–2001. Bulletin Francais de la Peche et de
la Pisciculture, 372–373, 289–301
Śmietana P. i inni 2006. Noble crayfish (Astacus astacus L.). W. C. Souty-Grosset, D. Holdich, P.
Noel, J.D. Reynolds (red). Atlas of crayfish in Europe. Museum national d’Histoire naturelle, Pairs,
pp187
Śmietana P. 2008.Ocena możliwości realizacji restytucji raka szlachetnego do wód śródleśnych na
podstawie doświadczeń reintrodukcji tego gatunku w Zaborskim Parku Krajobrazowym. Studia i
Materiały Centrum Edukacji Przyrodniczo-Leśnej R. 10. Zeszyt 2 (18)
Śmietana P. 2008. Determination of the rate of growth of spiny-cheek crayfish, in lake
Woświn on the basis of exuviae using polymodal length-frequency distribution analysis. Advances in
Agricultural Sciences. 2008
Śmietana P. 2009. Ratując raka szlachetnego zachowujemy bioróżnorodność. Wydawnictwo
monograficzne. Zarząd Wdzydzkiego Parku Krajobrazowego i RDOŚ w Gdańsku. Wydawnictwo
STANDRUK. Chojnice
212
Właściwości sorpcyjne warstwy...
Tomasz TOMASZEWICZ 1), Justyna CHUDECKA 1), Mariola WRÓBEL 2)
WŁAŚCIWOŚCI SORPCYJNE WARSTWY PRÓCHNICZNEJ GLEB
POBOCZY DRÓG PRZEBIEGAJĄCYCH PRZEZ KOMPLEKSY LEŚNE
RÓWNINY GOLENIOWSKIEJ
THE SORPTION PROPERTIES OF HUMUS LAYER OF ROADSIDE
SOILS OF FOREST ROADS IN GOLENIOWSKA PLAIN
1)
Katedra Rekultywacji i Chemii Środowiska, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w
Szczecinie, [email protected]
2)
Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w
Szczecinie
STRESZCZENIE Oceniono stan kompleksu sorpcyjnego gleb poboczy dróg śródleśnych w okresie
wiosennym. W wyniku stosowania środków odladzających, w glebach położonych w odległości do 2 m od
jezdni nastąpił istotny wzrost udziału sodu wymiennego, a spadek wymiennych form wapnia i magnezu
w kompleksie sorpcyjnym. W glebach bardziej oddalonych od jezdni, czynnikiem kształtującym ich właściwości
jest zakwaszający wpływ roślinności borowej. Szata roślinna, w tym występowanie halofitów potwierdza
strefowe zróżnicowanie stanu gleb.
SUMMARY The authors estimated the state of sorption complex of soils from roadsides of forest roads in
spring period. In effect of snow clearing, the participation of exchangeable sodium significantly increased but
exchangeable forms of calcium and magnesium decreased in sorption complex of soils localized in the distance
to 2 m from roads. The properties of soils from more distance from roads (above 2 m) were stronger shaped by
coniferous forest. Those soils were acidified. The appearance of plants, in this halophytes confirmed the zonal of
soil state differentiation.
Słowa kluczowe: gleby przydrożne, kompleks sorpcyjny, kationy wymienne
Keywords: roadside soils, sorption complex, exchangeable cations
WSTĘP
Właściwości gleb przydrożnych kształtują się pod wpływem dwóch czynników.
Pierwszym jest sezonowy wzrost zasolenia powodowany przez środki do odladzania dróg,
najczęściej mieszaniny piasku z NaCl i CaCl2, rzadziej MgCl2. Znaczna zawartość Na+ w
kompleksie sorpcyjnym pozwala na częste klasyfikowanie gleb poboczy dróg do sołońców
antropogenicznych
(Czarnowska
1999,
Łukasiewicz
1995).
Drugim
czynnikiem
wpływającym na gleby poboczy jest roślinność, przez zbiorowiska której przebiegają drogi
(Balcerkiewicz i Brzeg 1993, Paszek i Załuski 2000). Rośliny porastające gleby przydrożne
pełnią rolę indykatorów lokalnych warunków glebowo-siedliskowych, wskazując na zasięg
oddziaływania stosowanych środków odladzających oraz szaty roślinnej (Jackowiak 1984,
Czarnecka 1997, Kitczak 1999, Hill i in. 2002).
Celem pracy była ocena kształtowania się wybranych właściwości warstwy próchnicznej
gleb (0–10 cm) zlokalizowanych na poboczach dróg przebiegających przez zbiorowiska
borowe Równiny Goleniowskiej (Kondracki 2002).
MATERIAŁ I METODY
Badano właściwości gleb poboczy dróg asfaltowych wojewódzkich i powiatowych,
przebiegających przez kompleksy sosnowych drzewostanów gospodarczych Równiny
213
Tomaszewicz, Chudecka i in.
Goleniowskiej, na siedliskach boru świeżego Leucobryo-Pinetum i boru mieszanego PinoQuercetum (Szafer i Zarzycki 1977, Matuszkiewicz 2001). Obserwacje wykonano
w czterech punktach badawczych rozmieszczonych w pobliżu miejscowości:
1. Modrzewie (53o34’26”N, 014o47’09”E);
2. Łozienica (53o33’03”N, 014o36’32”E);
3. Kliniska (53o27’44”N, 014o47’36”E);
4. Strumiany (53o27’08”N, 014o52’12”E).
W każdym z obiektów badawczych wydzielono cztery strefy pobocza: skraj pobocza,
o szerokości 20–30 cm przy krawędzi jezdni; pobocze właściwe, o szerokości 1–2 m;
przydrożny rów, o szerokości 1,0–1,5 m i głębokości 0,5–0,8 m; skarpa, zwykle o wysokości
1–3 m i nachyleniu 30o.
W powyższych strefach w marcu 2005 roku pobrano, składające się z 15–20 próbek
indywidualnych, zbiorcze próbki glebowe z wierzchniej warstwy próchnicznej 0–10 cm.
W próbkach oznaczono: uziarnienie metodą areometryczną, zasolenie konduktometrycznie w
przeliczeniu na zawartość NaCl w g · kg-1 gleby, pHKCl potencjometrycznie, zawartość Corg.
metodą Tiurina, kwasowość hydrolityczną (Hh) metodą Kappena i zawartość kationów
wymiennych: Na+, K+, Ca2+, Mg2+ metodą Pallmanna. Obliczono: zawartość próchnicy według
wzoru Corg. · 1,724, sumę kationów zasadowych (Sw), pojemność sorpcyjną gleby (Tw) oraz
procentowy udział Na+, K+, Ca2+, Mg2+ i Hh w pojemności kompleksu sorpcyjnego.
Obliczono współczynniki korelacji prostoliniowej między lokalizacją gleby (strefą
pobocza), a wartością ocenianej właściwości, wykorzystując program Microsoft Excel.
Jednoczynnikową analizę wariancji obliczono przy użyciu programu Statistica 8, dla
procentowego udziału: Na+, K+, Ca2+, Mg2+ i Hh w pojemności kompleksu sorpcyjnego
stosując transformację Blissa.
WYNIKI I DYSKUSJA
Jak przedstawiono w tab. 1, poziom próchniczny gleb poboczy miał uziarnienie piasku
luźnego średnioziarnistego na skraju pobocza i piasku luźnego drobnoziarnistego
w pozostałych strefach wg podziału Polskiego Towarzystwa Gleboznawczego (PTG 2008). Są
to gleby zasolone, ale nawet na skraju pobocza nie klasyfikowały się jako słone
(SYSTEMATYKA GLEB POLSKI 1989). W miarę oddalania się od drogi zasolenie malało,
spadała wartość pH i zawartość próchnicy (tab. 1). Pomiędzy odległością od drogi,
a zasoleniem stwierdzono istotną korelację, zaś wysoce istotną – między odległością od drogi
a wartością pH. Przestrzenne rozmieszczenie wskaźnikowych gatunków roślin określanych
jako halofity odzwierciedlało przedstawioną powyżej zależność (Wróbel i in. 2006).
214
Właściwości sorpcyjne warstwy...
Tab. 1. Zawartość próchnicy, zasolenie, pH i uziarnienie poziomu próchnicznego gleb
Tab. 1. The humus content, salinity, pH and grain composition of humus horizon
pH
Strefa
Zasolenie
Zawartość próchnicy
Grupa
pobocza
(g NaCl · kg-1 gleby)
Humus content
granulometryczna
Roadside
Salinity
KCl
H2O Granulometric group
(%)
zone
(g NaCl · kg-1 of soil)
1
0,20
5,11
6,99
7,40
plśr
2
0,18
3,65
6,29
7,11
pldr
3
0,13
3,78
4,94
6,20
pldr
4
0,10
3,10
4,83
5,98
pldr
plśr – piasek luźny średnioziarnisty (medium sand)
pldr – piasek luźny drobnoziarnisty (fine sand)
Środki do odladzania jezdni spowodowały wzrost zawartości sodu wymiennego (Na+)
porównywalnej do zawartości wapnia wymiennego (tab. 2). Oddziaływanie tych środków
skutkowało istotnie niższą kwasowością hydrolityczną (Hh) w glebach skraju pobocza
i pobocza właściwego, w porównaniu do gleb położonych w rowie i na skarpie (tab. 2).
Stwierdzono wysoce istotną, dodatnią korelację pomiędzy wartością Hh a strefą, w której
położona jest gleba (tab. 3).
Tab. 2. Kwasowość hydrolityczna (Hh), zawartość kationów wymiennych: Na +, K+, Ca2+, Mg2+, suma
zasad (Sw) i pojemność kompleksu sorpcyjnego (Tw)
Tab. 2. The hydrolytic acidity (Hh), content of exchangeable cations: Na+, K+, Ca2+, Mg2+, sum of
bases (Sw) and cation exchange capacity (Tw)
Hh
Na+
K+
Ca2+
Mg2+
Sw
Tw
Strefa pobocza
-1
-1
Roadside zone
cmol(+) · kg gleby
cmol(+) · kg of soil
1
0,49 a
0,65
0,099
0,71
0,083
1,54
2,03 a
2
0,90 a
0,42
0,087
0,69
0,085
1,28
2,18 a
3
3,92 b
0,32
0,083
0,46
0,092
0,95
4,87 b
4
3,90 b
0,34
0,068
0,35
0,082
0,84
4,74 b
Średnia dla stref
2,30
0,43
0,085
0,71
0,086
1,15
3,46
Medium value zones
NIR
1,03
r.n.
r.n.
r.n.
r.n.
r.n.
0,82
r.n. – różnica nieistotna (α=0,05);
r.n. – not significant difference (α=0,05);
a, b – grupy jednorodne
a, b – homogeneous groups
Udział sodu wymiennego w pojemności kompleksu sorpcyjnego w glebach strefy
pierwszej i drugiej (tab. 4), odpowiada stanowi stwierdzanemu w glebach zasolonych
(Kaszubkiewicz i in. 2003). Udział wapnia, magnezu i potasu w kompleksie sorpcyjnym
badanych gleb porównano do stanu „idealnej gleby” – 65% Ca2+, 10% Mg2+ i 5% K+
(Kopittke i Menzis 2007). Z danych przedstawionych w tab. 4, wynika iż w glebach skraju
pobocza i pobocza właściwego jedynie zawartość potasu była zbliżona do wartości
optymalnych. Udział pozostałych kationów był stanowczo zbyt niski. W glebach strefy
trzeciej i czwartej udział kwasowości hydrolitycznej w pojemności kompleksu sorpcyjnego
był zbliżony do wartości stwierdzonych przez Klimowicza i in. (2004) w glebach siedlisk
borów i borów mieszanych, oraz przez Szymańską i in. (2006) w glebach rolniczych silnie
215
Tomaszewicz, Chudecka i in.
zdegradowanych chemicznie.
Tab. 3. Współczynniki korelacji między kwasowością hydrolityczną (Hh), zawartością: Na +, K+, Ca2+,
Mg2+, sumą zasad (Sw) i pojemnością kompleksu sorpcyjnego (Tw) a odległością od krawędzi
jezdni
Tab. 3. The correlation coefficients between hydrolytic acidity (Hh), content of: Na +, K+, Ca2+, Mg2+,
sum of bases (Sw), cation exchange capacity (Tw) and distance from road
Właściwości gleb
Hh
Na+
K+
Ca2+
Mg2+
Sw
Tw
Soil properties
Korelacja
0,888**
-0,424
-0,420
-0,568*
0,034
-0,633** 0,868**
Correlation
* – zależność istotna (α =0,01)
** – zależność wysoce istotna (α =0,01)
** – significant dependence (α =0,05)
** – high significant dependence (α =0,01)
Wpływ roślinności kompleksów leśnych Równiny Goleniowskiej na badane gleby,
potwierdza zarówno spadek zawartości wymiennych form sodu i wapnia oraz sumy kationów
zasadowych (Sw), istotnie ujemna korelacja pomiędzy odległością poboru próbki glebowej od
jezdni a zawartością w niej Ca2+ i wartością Sw (tab. 2 i 3), jak też przenikanie gatunków
roślin związanych z ubogimi i kwaśnymi siedliskami borowymi oraz murawami
napiaskowymi na przylegające do nich przydrożne skarpy.
Tab. 4. Udział Na+, K+, Ca2+, Mg2+ i kwasowości hydrolitycznej (Hh) w Tw oraz stosunek
Ca2++ Mg2+ do Na++ K+
Tab. 4.The participation of Na+, K+, Ca2+, Mg2+ and hydrolytic acidity (Hh) in Tw and the proportion
Ca2++ Mg2+ to Na++ K+
Na+
K+
Ca2+
Mg2+
Hh
Strefa pobocza
Ca2++Mg2+/Na++K+
w Tw (%)
in Tw (%)
Roadside zone
1
30,0 a
5,01 a
35,3 a
4,16 a
25,5 a
1,30
2
19,5 ab 4,23 ab 33,1 a
4,02 a
39,2 a
1,58
3
6,7 b
1,75 bc 9,6 b
1,92 b
80,1 b
1,37
4
7,3 b
1,46 c
7,2 b
1,72 b
82,3 b
1,22
Średnia dla stref
15,9
3,1
21,3
2,96
56,8
1,37
Medium value zones
r.n. – różnica nieistotna (α=0,05);
r.n. – not significant difference (α=0,05);
a, b – grupy jednorodne
a, b – homogeneous groups
Tab. 5. Współczynniki korelacji między procentowym udziałem: Na +, K+, Ca2+, Mg2+, Hh w Tw,
proporcją sumy kationów wapnia i magnezu do sumy sodu i potasu a strefą pobocza drogi
Tab. 5. The correlation coefficients between the percentage participation of: Na+, K+, Ca2+, Mg2+, Hh in
Tw, proportion of sums calcium + magnesium cations/sodium + potassium cations and zones of
roadside
Właściwości gleb
Na+
K+
Ca2+
Mg2+
Hh
Ca2++Mg2+ /Na++K+
Soil properties
Korelacja
-0,828** -0,791** -0,778** -0,808** 0,769**
0,070
Correlation
** – zależność wysoce istotna (α =0,01)
** – high significant dependence (α =0,01)
Zaobserwowano tutaj bogate populacje: Artemisia campestris, Hieracium pilosella, Rumex
acetosella, Serum acre, Corynephorus canescens, Acinos arvensis, Agrostis capillaris oraz
siewki Pinus sylvestris i krzewinki Calluna vulgaris. Podobne przenikanie gatunków
acydofilnych na przydroża dróg leśnych przedstawili, dla Borów Skwierzyńskich,
216
Właściwości sorpcyjne warstwy...
Balcerkiewicz i Brzeg (1993), zaś dla Górznieńsko-Lidzbarskiego Parku Krajobrazowego
opisała Paszek (2001).
WNIOSKI
1. Na właściwości kompleksu sorpcyjnego gleb skraju pobocza i pobocza właściwego,
położonych w odległości do 2 m od drogi, dominujący wpływ miały środki odladzające.
Występował wysoki udział sodu wymiennego, a niski wapnia i magnezu.
2. Właściwości gleb położonych w przydrożnym rowie i na skarpie, o niskiej zawartości
kationów zasadowych i wysokiej kwasowości hydrolitycznej, kształtowała roślinność
borowa.
LITERATURA
Balcerkiewicz S., Brzeg A. 1993. Wrzosowiska przydrożne w kompleksie leśnym Borów
Skwierzyńskich. Bad. Fizjogr. Pol. Zach., Ser. B., 42, 105–127
Czarnecka B. 1997. Strategie adaptacyjne roślin a skład gatunkowy fitocenoz. Wiad. Bot. 41(3/4),
33–42
Czarnowska K. 1999. Metale ciężkie w glebach zieleńców Warszawy. Rocz. Glebozn. 50, (1/2),
31–39
Hill M.O., Roy D.B., Thompson K. 2002. Hemeroby, urbanity and ruderality: bioindicators of
disturbance and human impact. Journal of Applied Ecology 39, 708–720
Jackowiak B. 1984. Chorologiczne i synekologiczne aspekty ekspansji Puccinellia distans (L.) PARL.
w Polsce. Bad. Fizjogr. Pol. Zach., B.35, 67–91
Kaszubkiewicz J., Ochman D., Kasina M., Kisiel J., Nowacka S., Szewczyk A. 2003. Zasolenie
gleb w otoczeniu zbiornika osadów poflotacyjnych „Żelazny Most”. Rocz. Glebozn. 54 (4), 91–102
Kitczak T. 1999. Rośliny motylkowate w runi poboczy dróg. Fol. Univ. Agric. Stetin.197 Agricultura
(75), 173–178
Klimowicz Z, Dębicki R, Pyl A. 2004. Wybrane właściwości gleb bielicoziemnych na terenie Parku
Krajobrazowego „Podlaski Przełom Bugu” Anna. UMCS, Lublin – Polonia. 59, 11 Sectio B,
181–191
Kondracki J. 2002: Geografia regionalna Polski. PWN, Warszawa, s. 441
Kopittke P.M., Menzis N.W. 2007. A review of the basic cation saturation ratio and the „ideal” soil.
Soil. Sci. Am. J. 71, 259–265
Łukasiewicz A. 1995. Dobór drzew i krzewów dla zieleni miejskiej środkowo-zachodniej Polski.
Wyd. Nauk. Uniwersytetu im. A. Mickiewicza w Poznaniu. Seria Biologia
Matuszkiewicz W. 2001. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. Ser.Vademecum
Geobotanicum 3. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa
Paszek I. 2001. Analiza rozmieszczenia roślinności w układach droga-las w Górznieńsko-Lidzbarskim
Parku Krajobrazowym. Materiały sesji i sympozjów 52 Zjazdu PTB “Botanika w dobie biologii
molekularnej” Poznań 2001, p.110
Paszek I., Załuski T. 2000. Forest roads in the synanthropisation process.
W: B. Jackowiak i W. Żukowski (red.) „Mechanisms of anthropogenic changes the plant cover”.
Publications of the Department of Plant Taxonomy of the Adam Mickiewicz University in Poznań,
No 10, 249–257
PTG 2008. www.ptg.sggw.pl/images/Uziarnienie_PTG_2008.pdf.pdf
Szafer W., Zarzycki K. 1977. Szata roślinna Polski. T. I i II, PWN, Warszawa.
Wróbel M., Tomaszewicz T., Chudecka J. 2006. Floristic diversity and spatial distribution of
roadside halophytes along forest and field roads in Szczecin lowland (west Poland). Polish Journal
of Ecology, 54, 2, 303–309
Zarzycki K., Trzcińska-Tacik H., Różański W., Szeląg Z., Wołek J., Korzeniak U. 2003.
Ekologiczne Liczby Wskaźnikowe Roślin Naczyniowych Polski. W: Szafer Institute of Botany,
Polish Academy of Sciences, Kraków, pp.7–183
217
Warunki produkcji leśnej...
Tadeusz WĘGOREK
WARUNKI PRODUKCJI LEŚNEJ NA SKARPACH ZWAŁOWISKA
ZEWNĘTRZNEGO PO KOPALNI SIARKI W PIASECZNIE W
ASPEKCIE POZYSKANIA DREWNA OPAŁOWEGO
THE CONDITIONS OF FOREST PRODUCTION ON SCARPS OF THE
EXTERNAL WASTE BANK AFTER SULPHUR MINE IN PIASECZNO
IN THE ASPECT OF FIREWOOD LOGGING
Katedra Melioracji i Budownictwa Rolniczego, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie
[email protected]
STRESZCZENIE Badania wykonano na części zwałowiska zewnętrznego po kopalni siarki w Piasecznie koło
Tarnobrzega – usypanej z piasków czwartorzędowych, o składzie granulometrycznym piasków luźnych. Skarpy
miały wysokość około 35 m i nachylenia średnie około 60% (lokalnie do 80%), były porozcinane żłobinami oraz
wąwozami. Zalesiono je w latach 1967–1969, głównie robinią akacjową. Drzewostany nie były nawożone
(zastosowano tylko jednorazowo NPK przed zalesianiem) i nie wykonywano w nich cięć. W całym okresie
wzrostu drzewostanów zasobność tworzących się gleb w azot, fosfor i potas (wg oceny zasobności gleb leśnych)
była niedostateczna. Badano zasobność 40-letnich jednogatunkowych drzewostanów robiniowych rosnących na
górnych partiach skarp o ekspozycjach N, SE i S. Stwierdzono miąższość drzewostanów bez gałęzi
odpowiednio: 246; 203; 150 m³ · ha-¹.
SUMMARY The researches on a part of the external waste bank after the sulphur mine in Piaseczno near
Tarnobrzeg – heaped up from Quaternary sands, about granulometric composition of loose sands-were carried
out. The scarps were about 35 m high, had 60% mean inclination (locally up to 80%) and were cut by rills and
gullies. They were afforested in 1967–1969, mainly by false acacia. The tree stands were not fertilized (only
once before afforestation NPK fertilizers were used) and the tree fellings were not done. In all time of tree stand
growth, the abundance of developing soils in nitrogen, phosphorus and potassium was insufficient (according to
assesment of silvan soils abundance). The abundance of 40-years' old false acacia tree stand growing on upper
parts of scarps (N, SE and S exposures) was studied. The stand volume without branches amounted respectively:
246; 203; 150 m³ · ha-1.
Słowa kluczowe: zwałowisko zewnętrzne, produkcja drewna
Keywords: external waste bank, timber production
WSTĘP
Górnictwo odkrywkowe powoduje daleko idące zmiany środowiska. Następuje dewastacja
gleb, przekształcenie morfologii terenu i stosunków wodnych, wyłączanie gruntów
z produkcji rolniczej lub leśnej [Harabin i in. 1999; Mocek i in. 1998; Rząsa i in. 2000; Siuta
2000; Strzyszcz 1981; Ziemnicki 1972]. Trwałe zmiany powodują między innymi zwałowiska
zewnętrzne, jednocześnie wymagają one (szczególnie w obszarze skarp) kosztownych
zabiegów
rekultywacyjnych
nie
zawsze
prowadzących
do
przywrócenia
funkcji
gospodarczych terenu. Jednym ze sposobów rekultywacji zwałowisk zewnętrznych jest
rekultywacja leśna [Bender i Gilewska 1995; Harabin i Strzyszcz 1979; Krzaklewski 1990;
Ziemnicki i in. 1979] – w przypadku rekultywacji skarp, jest to najczęściej jedyny możliwy
sposób zapewniający zabezpieczenie przed erozją i ewentualne uproduktywnienie.
Celem pracy jest ocena produkcyjności drzewostanów robiniowych założonych na
skarpach zwałowiska zewnętrznego po kopalni siarki w Piasecznie koło Tarnobrzega.
219
Węgorek
WARUNKI BADAŃ
Tereny poeksploatacyjne kopalni siarki w Piasecznie (50º35' N i 21º47' E) położone są na
lewobrzeżnej terasie zalewowej Wisły, koło Tarnobrzega, w Kotlinie Sandomierskiej,
w mezoregionie Niziny Nadwiślańskiej. Pod względem warunków klimatycznych obszar, na
którym znajduje się zwałowisko leży w radomskiej dzielnicy rolniczo-klimatycznej. Dzielnica
ta charakteryzuje się (w porównaniu z sąsiednimi) łagodnym klimatem. Średnia roczna
temperatura powietrza wynosi +8,5°C, średnia temperatura stycznia –3,2°C, lipca +18°C.
Liczba dni zimowych wynosi mniej niż 50. Przymrozki występują w okresie 115–117 dni.
Okres wegetacyjny trwa ok. 210 dni. Średni opad roczny (za okres 1931–1960) wynosi ok.
600 mm. Rozkład opadów jest korzystny dla roślinności, ponieważ około 60–70% przypada
na okres wegetacji.
Według Tramplera i współautorów [1990] obszar badań leży w strefie ekoklimatycznej
środkowopolskiej, w makroregionie Wyżyny Małopolskiej. Jest to strefa bardzo rozległa,
o stosunkowo dużym zróżnicowaniu elementów klimatycznych. W obszarze badań
charakterystyki meteorologiczne podawane przez Tramplera i współautorów są zbieżne
z wyżej przytoczonymi, z tym, że okres wegetacyjny fenologiczny określony na podstawie
rozwoju roślin drzewiastych trwa około 130 dni, wczesna wiosna zaczyna się około 25
kwietnia, a początek wczesnej jesieni następuje około 1 września. Z punktu widzenia
warunków przyrodniczych produkcji leśnej, w mezoregionie Niziny Nadwiślańskiej
największe powierzchnie zajmują siedliska BMw i BMśw o wysokiej potencjalnej
produkcyjności (7,06 m3 grubizny, 4,19 ton biomasy z 1 ha rocznie). Stosunkowo często
występują drzewostany dębowe i olszowe. Potencjalna roślinność naturalna – to lasy łęgowe
jesionowo-dębowe, wiązowo-jesionowe i wierzbowo-topolowe [Trampler i in. 1990].
Eksploatację kopalni prowadzono w latach 1961–1971. Nadkład kopalni siarki zbudowany
był z czwarto- i trzeciorzędowych piasków oraz trzeciorzędowych iłów krakowieckich
[Pawłowski i in. 1965]. W trakcie udostępniania złoża siarki nie prowadzono selektywnej
gospodarki nadkładem. W wyniku tego, niektóre partie zwałowiska zbudowane zostały
wyłącznie z luźnych utworów piaszczystych, niektóre z iłów, a częściowo materiały te zostały
wymieszane. Zwałowisko osiągało wysokość do 45 m. Zbocza nie były formowane, miały
nachylenia 80% i były przeobrażane intensywnymi procesami denudacji [RepelewskaPękalowa 1973] (fot 1).
Ze względu na zakres pracy (badania prowadzono na skarpach w części zwałowiska
usypanej z piasków czwartorzędowych), dalej scharakteryzowano właściwości gruntów
piaskowych i podano zakres prac rekultywacyjnych na skarpach zwałowiska. Piaski miały
barwę jasnożółtą, ciemnożółtą, żółtoszarą i żółtorudą. Zawartość części szkieletowych w
220
Warunki produkcji leśnej...
Fot. 1. Skarpa zwałowiska zewnętrznego po kopalni siarki w Piasecznie przed rekultywacją – 1966 r.
(ze zbiorów Katedry Melioracji i Budownictwa Rolniczego)
Photo. 1. The scarp of the external waste bank after sulphur mine in Piaseczno before reclamation –
1966 (from collection of Department of Land Reclamation and Agricultural Buildings)
materiale piaszczystym wynosiła 5–31%. Gęstość objętościowa materiału piaszczystego
wynosiła 1,62 Mg·m-3, gęstość fazy stałej 2,65 Mg·m-3, porowatość ogólna około
39%,współczynnik przepuszczalności wodnej osiągał 1,89·10-4 m·s-1, odczyn obojętny lub
zasadowy – pH (w H2O) 6,8–8,4, zawartość przyswajalnych form fosforu i potasu (metodą
Egnera-Riehma) dziesiętne mg·kg-1, siarki ogółem 0,1–34 g·kg-1, ilość wody łatwo dostępnej
dla roślin (określona na podstawie wyznaczonych krzywych sorpcji wody) wynosiła 1,5–
3,0% przy potencjalnej retencji użytecznej 3–5 [Ziemnicki i in. 1980].
W 1967 r. rozpoczęto prace rekultywacyjne. Skarp zwałowiska nie profilowano.
Zabezpieczenia przed osypywaniem i spłukiwaniem gruntu, polegały na założeniu kiszek
i płotków faszynowych (fot. 2). Ręcznie lub sprzężajem konnym uformowano poziome tarasy
o szerokości półek około 0,3 m, zastosowano nawożenie mineralne 200 kg mocznika, 200 kg
soli potasowej 40% i 320 kg superfosfatu na ha, zasiano mieszankę roślin motylkowatych
tylko na międzyrzędziach (skarpy tarasów). Zieloną masę pozyskaną skoszoną na
międzyrzędziach wykładano na nie obsiane pasy (półki tarasów), na których wprowadzono
sadzonki – głównie robinię akacjową w monokulturze (fot 3) lub w zmieszaniu
jednostkowym z olszą. Zalesianie skarp wykonano w latach 1967 i 1968. Zasadnicza więźba
nasadzeń wynosiła 1,2 m (odległość między tarasami) x 0,6 m. Do zalesiania użyto sadzonek
I klasy jakości (z reguły dwuletnie nieszkółkowane) [Ziemnicki i in. 1980]. Po kilku latach
221
Węgorek
olsza wyparta została (zagłuszona) przez robinię. W drzewostanach na skarpach nie
wykonywano czyszczeń i trzebieży – kształtowały się na zasadzie konkurencji międzyi wewnątrzgatunkowej.
Fot. 2. Skarpa zwałowiska zabezpieczona przed erozją – 1967 r. (ze zbiorów KMiBR)
Photo. 2. The scarp of the waste bank protected against erosion – 1967 (from collection of DLRAB)
Fot. 3. Kilkuletnie drzewka robinii akacjowej na skarpie o wystawie południowej – 1972 r. (ze
zbiorów KMiBR)
Photo. 3. The saplings of false acacia on the scarp with S exposure – 1972 (from collection of
DLRAB)
222
Warunki produkcji leśnej...
MATERIAŁY I METODY
Badania dendrometryczne wykonano w 2009 r. w 42-letnich drzewostanach robiniowych
na powierzchniach na piaskach luźnych, o wielkości po 400 m2, położonych w górnych
partiach skarp o wystawach oraz nachyleniach: powierzchnia 1 – wystawa północna, 80%;
powierzchnia 2 – wystawa południowo-wschodnia, 70%; powierzchnia 3 – wystawa
południowa, 70% (dalej powierzchnie nazywane są odpowiednio: 1N, 2SE, 3S).
Zmierzono wysokości oraz pierścienie wszystkich drzew (średnice pnia na wysokości 1,3
m) odrębnie drzew w górnym piętrze drzewostanu (drzewostan panujący) i w piętrze dolnym
(drzewostan opanowany) – piętra drzewostanu wyróżniono wg klas biologicznych Krafta.
Wybrano drzewa próbne, o średnich parametrach pierśnicy i wysokości obliczonych dla
drzewostanów. Po ścięciu drzew próbnych dokonano pomiaru sekcyjnego miąższości pni
(sekcje o długości 1,0 m). Obliczono miąższość pni w przeliczeniu na 1 ha.
Analizowano zmiany socjalne w drzewostanach na podstawie pokrycia powierzchni przez
warstwy drzew, podszytu, runa i mchów w latach 1974, 1987, 2000 [Węgorek 2003] oraz
w 2009.
Warunki glebowe wzrostu drzewostanów oceniono na podstawie wybranych właściwości
materiału ziemnego w warstwie 0–50 cm określonych w latach 1985, 1995 [Węgorek 2003]
oraz 2005 [Kraszkiewicz 2007]: pH w 1 mol · dm-3 KCL – potencjometrycznie; zawartość
węgla organicznego – metodą Tiurina; azotu ogółem – metodą Kjeldahla; węglanu wapnia –
metodą Sheiblera; siarki ogółem – metodą nefelometryczną. Obliczono stosunek C;N.
Zawartość składników w warstwie 0–50 cm obliczono jako średnią ważoną zawartości
określonych w warstwach 0–50, 5–10, 10–20, 20–30, 40–50 cm.
WYNIKI I DYSKUSJA
Wartość pH gleb ogólnie wykazywały znaczne zróżnicowanie w profilach do głębokości
50 cm oraz tendencje wzrostowe w czasie. W 1985 r. pH poszczególnych warstw gleby do
głębokości 0,5 m na powierzchniach 1N, 2SE i 3S wynosiło odpowiednio: 4,7–7,5; 5,7–7,0;
4,0–5,4; a w 2005 r.: 5,3–7,0; 6,7–7,0; 5,0–6,7. Tak więc w 1985 r. odczyn poszczególnych
warstw gleb był w zakresie od silnie kwaśnego do zasadowego, a w okresie do 2005 r.
nastąpiło zawężenie rozpiętości pH i odczyn był od średnio kwaśnego do obojętnego.
Wybrane właściwości chemiczne gleb podano w tabeli 1. Największą zawartość węgla
organicznego w warstwie gleby 0–50 cm (z zastrzeżeniem, że odnosi się to do oznaczeń
wykonywanych co 10 lat) odnotowano w 1995 r. na skarpie północnej (prawie 4 g·kg-1).
W glebie na skarpie południowej zawartości węgla organicznego były wyższe w kolejnych
terminach oznaczeń – od nieco ponad 1 (1985 r.) do prawie 3 g · kg-1 w 2005 r. O ile w 1985 r.
zawartości węgla zmniejszały się w szeregu 1N>2SE>3S, to w 2005 r. kierunek zmniejszania
223
Węgorek
się wartości tej cechy był odwrotny. W wypadku azotu ogółem, nie obserwowano zależności
pomiędzy ekspozycją zbocza a zawartością tego pierwiastka. Można natomiast zauważyć, że
na stanowisku 3S, zawartość azotu ogółem nieznacznie wzrastała. Na pozostałych
powierzchniach parametr ten ulegał znacznym wahaniom (w zakresie 0,24–0,68 g · kg -1).
Stosunek zawartości węgla organicznego do azotu ogółem z wyjątkiem jednego przypadku
(powierzchnia 1N w 1985 r.) był poniżej 10. Na powierzchni 3S wykazywał tendencję
wzrostową (3–7) – tabela 1.
Tab. 1. Właściwości chemiczne gleb (0–50 cm) na powierzchniach badawczych
Tab. 1. Some chemical properties of soil (0–50 cm) of research areas
2005
Sog.; S total
1985
2005
1995
1985
Mg
2005
1995
1985
K
2005
1995
P
1985
1995
2005
C:N
1985
2005
1995
Nog.; N total
1985
2005
1995
Corg.; Organ. C
1985
Nr
No.
[g ∙ kg-1]
[mg ∙ kg-1]
[g ∙ kg-1]
1N 3,25 3,94 2,09 0,27 0,68 0,36 12 6 6 6,5 10,8 4,0 30,0 26,1 21,2 20,2 26,6 45,5 0,2 0,05
2SE 1,64 2,44 2,21 0,25 0,48 0,24 6 5 9 5,1 24,0 4,2 47,2 38,8 24,0 20,5 23,7 36,0 0,4 0,04
3S 1,05 1,21 2,90 0,36 0,39 0,41 3 4 7 6,8 9,6 5,0 12,7 25,8 24,1 12,0 22,1 25,2 1,7 0,04
Zawartość fosforu ulegała znacznym wahaniom – najmniejsze zawartości odnotowano w
2005 r. (4,0 mg · kg-1), a największe w 1995 r. (24,0 mg · kg-1). Najbardziej wyrównane
i jednocześnie najmniejsze (4,0–5,0 mg · kg-1) zawartości fosforu wystąpiły w 2005 r.
Zawartości potasu wykazywały tendencję malejącą na powierzchniach 1N i 2SE, przy czym
zawartości tego pierwiastka (w warstwie gleby 0–50 cm) w 2005 r. była stosunkowo
wyrównana na wszystkich powierzchniach (21,2–24,1 mg · kg-1). W wypadku magnezu, na
wszystkich stanowiskach w okresie 1985–2005 zarejestrowano około dwukrotny wzrost
zawartości. Najmniejszą zawartość magnezu miały zawsze gleby na powierzchni 3S,
a największą wykazały gleby na powierzchni 1N w 2005 r. (tab.1). Zawartość siarki ogółem
w okresie 1985–2005 zmniejszyła pięciokrotnie na powierzchni 1N i aż 42-krotnie na
powierzchni 3S, osiągając w 2005 r. bardzo wyrównany poziom (tab.1). Zawartości węglanu
wapnia nie zamieszczono w tabeli ponieważ piaski czwartorzędowe na zwałowisku
w Piasecznie z reguły nie zawierały tego składnika. Minimalne zawartości węglanu wapnia
stwierdzono w 1985 r. jedynie na powierzchni 2SE. W 2000 r. nie stwierdzono obecności
węglanu wapnia (w zakresie dokładności metody oznaczeń).
Zawartość azotu w gruntach zwałowisk jest czynnikiem determinującym zasiedlanie ich
przez roślinność [Strzyszcz i in. 1981], spełnia podstawową rolę w produkcji biomasy,
a w konsekwencji decyduje o przebiegu procesów glebotwórczych [Gilewska, Wójcik 1984;
Gołębiowska, Bender 1983; Mąkosa 1991]. Badnia Greinerta [1995] wykazały, że główną
przyczyną nieudanej rekultywacji leśnej gruntów pokopalnianych w Łęknicy był niedobór
przyswajalnego dla roślin azotu. Według Mazura i Ciećko [1998] ogólna zawartość azotu
w wierzchniej warstwie gleb mineralnych waha się od 0,2 do 4,0 g · kg-1, a w przypadku gleb
224
Warunki produkcji leśnej...
lekkich z reguły nie przekracza 1,0 g · kg-1. Badania porównawcze gleb leśnych i uprawnych
Smal i Ligęzy [2001] wykazują, że zawartość azotu ogółem w glebach leśnych jest większa
niż w uprawnych i w piaszczystych leśnych mieściła się w granicach 0,01–1,57 g · kg-1.
Zawartość azotu w glebach mineralnych zależy głównie od ilości w nich substancji
organicznej [Puchalski, Prusinkiewicz 1990].
Według Janiszewskiego i Kowalkowskiego [1974], przeciętna zawartość azotu ogólnego
w piaszczystych glebach leśnych powinna wynosić 0,5–1,0 g · kg-1. Przyjmując, że azot
mineralny w glebach leśnych stanowi 3–5% azotu ogółem, za dobrze zaopatrzone należy
uznać gleby o zawartości azotu mineralnego w ilości 50 mg · kg-1. Przy zawartości 25–50 mg
· kg-1 zaopatrzenie gleby jest na poziomie średnim, a przy zawartości N mineralnego poniżej
25 mg · kg-1 zaopatrzenie jest niedostateczne [Kowalkowski 1976]. Według CzępińskiejKamińskiej i współautorów [1999], w glebach leśnych następują sezonowe zmiany zawartości
azotu mineralnego, których dynamika zależy od zróżnicowania i dojrzałości zespołów
roślinnych. Biorąc pod uwagę średnią zawartości azotu ogółem w warstwie 0–50 cm gleb na
skarpach piaszczystych zwałowiska po kopalni siarki w Piasecznie, przy założeniu że azot
mineralny stanowi średnio 4% azotu ogółem, zaopatrzenie w ten składnik z punktu widzenia
produkcji leśnej jest niedostateczne. Analizując zmiany zawartości węgla organicznego, azotu
ogółem oraz wartości C:N w czasie, należy stwierdzić, że dostawy substancji organicznej
w badanych ekosystemach są zużywane „na bieżąco” na potrzeby drzewostanów. Zawartość
fosforu przyswajalnego w warstwie 0–50 cm badanych gleb, w zestawieniu z kryteriami
oceny zasobności gleb leśnych w fosfor według Kraussa (za: Baule, Fricker [1973]) wskazuje,
że cechuje je bardzo niska zasobność: zawartość poniżej 13 mg P · kg-1 wskazuje, że gleby
bardzo potrzebują nawożenia fosforem (jedynie w 1995 r. zawartość fosforu była nieco
wyższa).
Zasobność gleb w potas, w całym okresie badań była bardzo niska. Według Kraussa (za:
Baule i Fricker [1973]) gleby leśne bardzo potrzebują nawożenia potasem przy zawartości
poniżej 58 mg K · kg-1. Tymczasem, w 2005 r. zawartość potasu zmalała do nieco ponad 20
mg · kg-1 (tab. 1) i w żadnym z profili nie przekraczała granicy zasobności dla gleb bardzo
potrzebujących nawożenia (tab. 1). Gleby leśne nie potrzebują nawożenia potasem przy
zawartości tego składnika (wg Kraussa) ponad 100 mg · kg-1.
Według Themlitza (za: Baule, Fricker [1973]), gleby leśne o zawartości magnezu
przyswajalnego powyżej 25 mg · kg-1 uznaje się za zaopatrzone w ten składnik w stopniu
wystarczającym. W warunkach badań, zasobność na poziomie wystarczającym dla zbiorowisk
leśnych stwierdzono dopiero w 1995 r. Nastąpiło to dzięki systematycznemu wzrostowi
225
Węgorek
zawartości magnezu.
W całym okresie badań gleby cechowała taka zawartość siarki jak w glebach nie będących
pod wpływem silnej antropopresji. Według Terelaka i współautorów [1988] gleby takie
zawierają siarkę w ilości z reguły poniżej 2 g · kg-1. Na zawartość siarki i jej rozmieszczenie
w profilu glebowym ma wpływ skład granulometryczny i zawartość węglanu wapnia
[Skłodowski 1968]. Dlatego zmniejszenie się zawartości siarki ogółem do bardzo małych
ilości (tab. 1) można tłumaczyć lekkim składem granulometrycznym tych gruntów oraz
brakiem węglanu wapnia.
Analiza ewolucji drzewostanów na podstawie wielkości określających stosunki ilościowe
poszczególnych warstw roślinności (tab. 2) wykazuje, że warstwa drzew ukształtowała się
najpóźniej na skarpie o wystawie południowej (3S). Na tym stanowisku robinia w wieku 20
lat nie osiągała wysokości ponad 6 m. W wieku 42 lat wszystkie drzewostany cechuje duże
zwarcie (pokrycie) warstwy drzew – 80%. Jednocześnie dobrze rozwinięte są podszyty (na
skarpie północnej 60% pokrycia) oraz runo – 30% na skarpie północnej i 100% na
południowej (fot. 4). Świadczy to o bardzo dobrych predyspozycjach drzewostanów do
pełnienia funkcji ochronnej skarp. Znaczenie robinii akacjowej w ochronie przed erozją i
w rekultywacji gruntów podkreślone jest przez wielu autorów [Bender i in. 1995; Bielińska i
in. 2004; Furdyna i Mac 1966; Harabin i Klein 1973; Kraszkiewicz i Węgorek 2006;
Radomska 1965; Strączyńska i Strączyński 2004]. Duże zwarcie drzewostanów robiniowych
to efekt znacznej liczby drzew (zagęszczenie drzew) we wszystkich drzewostanach objętych
badaniami – tabela 3.
Tabela 2. Pokrycie powierzchni przez warstwy roślinności
Table 2. Covert of the area with plants
Wiek drzewostanu (lata); Stand age (years)
Warstwa roślinności
Nr
7
20
33
42
Lagers of plants
No.
Pokrycie; Coverty [%]
1N
90
80
80
Drzewa; Trees
2SE
70
80
80
3S
70
80
1N
60
30
70
60
Podszyt; Brushwood
2SE
30
40
20
20
3S
20
90
20
20
1N
60
80
30
30
Runo; Undergrowth
2SE
90
70
60
70
3S
70
90
100
100
1N
1
+
+
+
Mchy; Mosses
2SE
+
1
+
3S
+
+
Podstawowe parametry drzewostanów – pierśnica i wysokość – były uzależnione od
stanowiska. Na suchej dosłonecznionej skarpie (3S) przeciętne pierśnice i wysokości drzew
226
Warunki produkcji leśnej...
Tab. 3. Charakterystyka drzewostanów, wymiary drzew i miąższość pni drzew
Tab. 3. The characteristic of the timber stand, tested trees and tree-stem volume
Liczba drzew na 1 ha Wysokość Przeciętna
Pierśnica przeciętna
Miąższość pni
Number of trees
Average height
Average breastheight diameter Tree-stem volume
at 1 ha
[m]
[cm]
[m3 ∙ ha-1]
*
I
894
17,0
21,0
223
1N II**
538
13,0
10,0
23
∑
1432
246
I*
725
16,5
19,5
157
2SE II**
1450
11,0
9,5
46
∑
2175
203
I*
918
16,0
17,5
128
3S II**
982
10,0
9,0
22
∑
1900
150
*
– górne piętro drzewostanu; upper crown cover; **dolne piętro drzewostanu; lower crown cover
Nr
No.
były najmniejsze, natomiast na skarpie cienistej (1N) parametry te były największe (tab. 3).
Zróżnicowanie tych cech wyraźnie przełożyło się na zasobność drzewostanów mierzoną
miąższością pni drzew w przeliczeniu na 1 ha. Największą zasobność osiągnęły drzewostany
na stanowisku 1N (246 m3 · ha-1), a najmniejszą na 3S (150 m3 · ha-1). Przeciętny roczny
Fot. 4. Robinia akacjowa na skarpie o wystawie południowej – 2006
Photo. 4. The false acacia on the scarp with S exposure – 2006
przyrost miąższości pni robinii akacjowej w warunkach badań wynosił: 1N – 5,9 m3; 2SE –
4,8 m3; 3S – 3,6 m3. Produkcyjność badanych drzewostanów robiniowych jest bardzo
skromna w porównaniu z podawanymi w literaturze wielkościami produkcji masy drzewnej
na plantacjach „energetycznych” wierzby i topoli. Np. według Szczukowskiego
i współautorów [2005] plon suchej masy wierzby krzewiastej w 4-letnim cyklu produkcyjnym
227
Węgorek
na glebie kompleksu pszennego wynosił średnio ponad 79 ton z 1 ha. Należy jednak
zaznaczyć, że warunki produkcji w obu przypadkach są nieporównywalne oraz podkreślić, że
główną funkcją drzewostanów na skarpach nieużytków pokopalnianych jest ochrona przed
erozją, natomiast produkcja drewna jest w tym wypadku korzyścią dodatkową.
WNIOSKI
Warunki produkcji leśnej na górnych partiach piaszczystych skarp zwałowiska
zewnętrznego po kopalni siarki w Piasecznie są skrajnie niekorzystne z punktu widzenia
dostępności oraz jakości gleb.
Przeciętny roczny (w okresie 42 lat) przyrost miąższości pni robinii akacjowej średnio na
wszystkich stanowiskach wynosił 4,8 m3, co należy uznać za wielkość stosunkowo wysoką
w zestawieniu z podawaną przez Tramplera [1990] produkcyjnością 7,06 m3 grubizny na
siedliskach BMw i BMśw .
Robinię akacjową należy polecać do zabezpieczania i uproduktywnienia stromych skarp
nieużytków
(w
tym
pokopalnianych)
jako
gatunek
docelowy
w
rekultywacji
i zagospodarowaniu leśnym lub zadrzewieniowym.
LITERATURA
Baule H., Fricker C. 1973. Nawożenie drzew leśnych. PWRiL, Warszawa
Bender J., Gilewska M. 1995. Rekultywacja leśna poprzemysłowych nieużytków. Mat. Konf. „Las –
Drewno – Ekologia `95”, Wielkop. Fund. Nauk. im. T. Perkitnego, Poznań, 7–15
Bender J., Gilewska M., Wójcik A. 1985. Przydatność robinii akacjowej do zadrzewień gruntów
pogórniczych. Arch. Ochr. Środow. 3–4, 113–133
Bielińska J.E., Węgorek T., Ligęza S., Futa B. 2004. Aktywność enzymatyczna piaskowych
industrioziemów zalesionych robinią akacjową (Robinia pseudoacacia L.) zależnie od wystawy
stoku zwałowiska. Rocz. Gleb. LV, 2, 69–75
Czępińska-Kamińska D., Rutkowski A., Zakrzewski S. 1999. Sezonowe zmiany zawartości N-NH4+
i N-NO3¯ w glebach leśnych. Rocz. Gleb. 50, 4, 47–50
Furdyna L., Mac J. 1966. Przydatność grochodrzewu (Robinia pseudoacacia L.) do utrwalania skarp.
Sylwan 9, 85–91
Gilewska M., Wójcik A. 1984. Aktywność enzymatyczna gruntów pogórniczych pod pionierskimi
nasadzeniami leśnymi. Arch. Ochr. Środow. 3–4, 141–156
Gołębiowska J., Bender J. 1983. Czynniki warunkujące powstawanie poziomu próchnicznego w
procesie rekultywacji zwałowisk. Arch. Ochr. Środow. 1–2, 65–75
Greinert H. 1995. Wpływ podwyższonego poziomu nawożenia NPK na efektywność leśnej
rekultywacji zwałowisk po kopalni węgla brunatnego. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 418, 637–642
Harabin Z., Józefaciuk A., Józefaciuk Cz., Mioduszewski W., Ostrowski W., Siuta J., Tałałaj Z.,
Żukowski B. 1999. Ochrona i rekultywacja gruntów w gminie. Wyd. PTIE, Warszawa
Harabin Z., Klein T. 1973. Wzrost i rozwój drzew na zwale żużlowym. Sylwan 1, 63–69
Harabin Z., Strzyszcz Z. 1979. Dynamika przyrostu wysokości wybranych odmian topoli w latach
1976 – 1977 w warunkach centralnego zwałowiska odpadów górnictwa węgla kamiennego
„Smolnica”. Arch. Ochr. Środ. 2, 79–94
Janiszewski B., Kowalkowski A. 1974. Wstępne wytyczne nawożenia lasu. Wyd. IBL, Warszawa
Kowalkowski A. 1976. Nawożenie mineralne drzewostanów. Wyd. SGGW-AR, Warszawa
Kraszkiewicz A. 2007. Ocena możliwości energetycznego wykorzystania drewna robinii akacjowej.
Prac. dokt., AR Lublin
Kraszkiewicz A., Węgorek T. 2006. Struktura drzewostanów robiniowych na skarpach piaszczystych
zagrożonych erozją. Rocz. AR Pozn. CCCLXXV Rol. 65, 69–74
228
Warunki produkcji leśnej...
Krzaklewski W. 1988. Leśna rekultywacja i biologiczne zagospodarowanie nieużytków
poprzemysłowych. Wyd. AR Kraków
Krzaklewski W. 1990. Analiza działalności rekultywacyjnej na terenach pogórniczych w głównych
gałęziach przemysłu wydobywczego w Polsce. Wyd. SGGW-AR
Mazur T., Ciećko Z. 1998. Zawartość mineralnych form azotu w glebach bardzo lekkich. Bibl.
Fragm. Agronom. 5, 249–255
Mąkosa K. 1991. Charakterystyka ekologiczna form aktualnego stanu żyzności siedlisk leśnych
w aspekcie meliorowania regradacyjnego siedlisk zdegradowanych. Sylwan 135, 9, 39–51
Mocek A., Rząsa S., Owczarzak W. 1998. Ocena wpływu odkrywki węgla brunatnego Władysławów
na degradację produktywności gleb wsi Rusocice. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 460, 639–651
Puchalski T., Prusinkiewicz Z. 1990. Ekologiczne podstawy siedliskoznawstwa leśnego. PWRiL,
Warszawa
Radomska M. 1965. Rekultywacja rolnicza i leśna terenów pogórniczych kopalni węgla brunatnego
i udział w niej rolnictwa. Post. Nauk Rol. 1, (91), 63–71
Repelewska-Pękalowa J. 1973. Współczesne procesy morfogenetyczne na zwałach kopalnianych (na
przykładzie odkrywkowej kopalni siarki w Piasecznie). Ann. UMCS, sec.B, vol. 28, 6, 107–126
Rząsa S., Mocek A., Owczarzak W. 2000. Podatność gleb na kopalnianą degradację odwodnieniową
w aspekcie merytorycznym i formalnym. Rocz. AR Pozn. 317, 225–239
Siuta J. 2000. Ochrona powierzchni ziemi – stan i niezbędne działania. Mat. konf. „Ochrona
i rekultywacja gruntów”. Baranów Sandomierski, 158–183
Skłodowski P. 1968. Rozmieszczenie siarki w profilach glebowych niektórych typów gleb Polski.
Rocz. Gleb. 19, 1, 99–119
Smal H., Ligęza S. 2001. Badania porównawcze właściwości gleb leśnych i uprawnych
wytworzonych z piasków i lessów. Acta Agroph. 56, 283–295
Strączyńska S., Strączyński S. 2004. Charakterystyka warunków siedliskowych nasadzeń robinii
akacjowej (Robinia pseudacacia L.) na składowisku odpadów paleniskowych. Zesz. Probl. Post.
Nauk Rol. 501,417–423
Strzyszcz Z. 1981. Wpływ działalności przemysłowej na zmiany środowiska glebowego. Arch. Ochr.
Środ. 1, 149–159
Strzyszcz Z., Krzaklewski W., Harabin Z. 1981. Wpływ nawożenia mineralnego na samorzutne
zarastanie zwałowiska odpadów węgla kamiennego „Smolnica” w toku jego leśnej rekultywacji.
Arch. Ochr. Środow. 1, 161–173
Szczukowski S., Tworkowski S., Stolarski M., Grzelczak M. 2005. Produktywność roślin wierzby
(Salix spp.) i charakterystyka pozyskanej biomasy jako paliwa. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 507,
495–503
Terelak H., Motowica-Terelak T., Pasternacki J., Wilkos S. 1988. Zawartość form siarki w glebach
mineralnych Polski. Pam. Puł., Sup. 91.
Trampler T., Kliczkowska A., Dmyterko E., Sierpińska A. 1990. Regionalizacja przyrodniczo-leśna
na podstawach ekologiczno-fizjograficznych. PWRiL, Warszawa
Węgorek T. 2003. Zmiany niektórych właściwości materiału ziemnego i rozwój fitocenoz na
zwałowisku zewnętrznym kopalni siarki w wyniku leśnej rekultywacji docelowej. Rozpr. Nauk. AR
Lubl. 275
Ziemnicki S. 1972. Wpływ kopalń odkrywkowych w okolicy Tarnobrzegu na przyrodę. Fol. Soc.
Scient. Lubl., B,14, 3–12
Ziemnicki S. (red.), Fijałkowski D., Repelewska-Pękalowa J., Węgorek T. 1980. Rekultywacja
zwału kopalni odkrywkowej (na przykładzie Piaseczna). PWN, Warszawa
Ziemnicki S., Węgorek T., Kucyper J. 1979. Wzrost roślinności drzewiastej na zwałowisku
zewnętrznym odkrywkowej kopalni siarki w Piasecznie. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 222, 125–145
229
Warunki produkcji leśnej...
Teresa WOJCIESZCZUK
Marcin KUBUS 2)
1)
, Ryszard MALINOWSKI
1)
, Marta WOJCIESZCZUK
1)
WŁAŚCIWOŚCI CHEMICZNE I MOŻLIWOŚCI ZASTOSOWANIA W
TERENACH ZIELENI MINERALNYCH NAWIERZCHNI
DROGOWYCH FIRMY TEGRA
CHEMICAL PROPERTIES AND USE OF NATURAL MINERAL
SURFACES AND TEGRA MIXTURES IN GREEN AREAS
1)
Zakład Gleboznawstwa, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie,
[email protected]
2)
Katedra Dendrologii i Kształtowania Terenów Zieleni,
Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
STRESZCZENIE Mineralne nawierzchnie drogowe firmy Tegra: BERGOLIT G, PLAZADUR 0/8,
PLAZADUR 0/5 wytwarzane są z naturalnych skał, natomiast kruszywo BERGOLIT G z materiału mieszanego
– naturalnych skał i tłucznia ceglanego. Nawierzchnie stanowi mieszanina części szkieletowych które stanowią
powyżej 50% i frakcji ziemistych głównie o uziarnieniu piasków gliniastych lekkich i mocnych. Ocena składu
chemicznego frakcji mniejszych od 1mm w badanych nawierzchniach Tegra wykazała, że charakteryzują się one
zawartością materii nie przekraczającej 3%, niewielkim zasoleniem, odczynem zasadowym, przy czym w trzech
nawierzchniach drogowych, BERGOLIT G; PLAZADUR 0/8 i PLAZADUR 0/5 stwierdzono węglan wapnia.
Ilościowo makropierwiastki ogólne można uszeregować następująco: Ca>Mg>K>P>Na, tylko w przypadku
BERGOLIT Z stwierdzono nieco więcej potasu niż magnezu. Oznaczenia zawartości metali ciężkich ogółem,
wskazują, że są to materiały niezanieczyszczone, które nie stanowią zagrożenia dla środowiska i jest to produkt
ekologiczny do nieograniczonego stosowania. Dzięki odpowiedniej technologii zachowują one wytrzymałość na
czynniki zewnętrzne (ścieranie, warunki atmosferyczne, mrozoodporność), są trwałe i posiadają zdolność
przepuszczania wody.
SUMMARY Mineral road surfaces produced by Tegra: BERGOLIT G, PLAZADUR 0/8, PLAZADUR 0/5 are
made of natural rock whereas aggregate BERGOLIT G, of mixed material – rock and crushed brick. The
surfaces are a mixture of skeleton parts, above 50% and fine earth of light and heavy loamy sand. Analysis of
chemical composition of the fraction smaller than 1mm in tegra surfaces showed that they are characterised by
organic content not exceeding 3%, slight salinity, alkaline reaction, and calcium carbonate in 3 surfaces,
BERGOLIT G; PLAZADUR 0/8 and PLAZADUR 0/5. Total macroelements may be ranked as follows:
Ca>Mg>K>P>Na, only in BERGOLIT Z slightly more potassium than magnesium was found. Total amounts of
heavy metals show that these materials are not contaminated and do not pose any threat to environment and the
products are ecological for unlimited use. Due to appropriate technology the examined mineral road surfaces are
resistant to abrasion, extreme atmospheric conditions, retain permeability and durability.
Słowa kluczowe: mineralne nawierzchnie drogowe, tegra, właściwości chemiczne, zastosowanie w terenach
zieleni
Keywords: mineral road surfaces, tegra, chemical properties, use in green areas.
WSTĘP
W Polsce przy urządzaniu terenów zieleni coraz częściej wykorzystywane są mineralne
materiały tłuczniowe, budulcem są kruszywa wytwarzane ze złóż kamienia naturalnego lub
mieszanki naturalnych kruszyw kamiennych i mączki ceglanej uzyskiwanej ze świeżo
wypalonych cegieł (Kosmala i Suski 1994, Grzelak 1995, Gadomska i Gadomski 2005).
Firma tegra jest jednym z producentów tego typu nawierzchni, której poszczególne
komponenty (BERGOLIT G i Z, PLAZADUR 0/8 i 0/5) cechują się bardzo dobrymi
właściwościami użytkowymi, co wykazały badania Wojcieszczuk i in. (2009a i b).
Celem niniejszej pracy było określenie podstawowych właściwości chemicznych
z uwzględnieniem zanieczyszczenia metalami ciężkimi nawierzchni firmy Tegra, gdyż
231
Wojcieszczuk, Malinowski i in.
według producenta jest to materiał ekologiczny. Właściwości chemiczne determinują
możliwości zastosowania nawierzchni w terenach zieleni. W artykule przedstawiono również
technologie wykonania nawierzchni oraz zalecenia praktyczne dotyczące ich wyboru dla
terenów zieleni i rekreacyjnych.
MATERIAŁY I METODY BADAŃ
Badaniami objęto próbki czterech nawierzchni drogowych Tegra: BERGOLIT G
(Baustoffe GmbH – BERGOLIT G 0/16, nach DIN 18035 Teil 5); BERGOLIT Z (Baustoffe
GmbH – BERGOLIT Z m 0/16, nach DIN 18035 Teil 5); PLAZADUR 0/8 (Baustoffe GmbH –
Wegedeckschicht 0/8, PLAZADUR gelbbeige N); PLAZADUR 0/5 (Baustoffe GmbH –
Wegedeckschicht 0/5, PLAZADUR gelbbeige N) opisanych i dostarczonych w workach
foliowych przez zleceniodawcę w maju 2009 roku. Do badań pobrano próbki w trzech
powtórzeniach, łącznie przeanalizowano 12 próbek. Uzyskane wyniki z trzech powtórzeń
uśredniono i przedstawiono w tabelach.
W częściach ziemistych nawierzchni drogowych tegra oznaczono:
• zawartość materii organicznej – poprzez żarzenie w temperaturze 550° C przy użyciu
mikrofalowego pieca muflowego (Milestone mls 1200 pyro.);
• odczyn (pH w H20 i w KCl) – metodą potencjometryczną;
• zawartość węglanu wapnia – metodą Scheiblera;
• ogólne stężenie soli NaCl – konduktometrycznie;
• zawartość węgla organicznego oraz azotu i siarki ogólnej – przy użyciu analizatora
elementarnego CNS Coestech;
• ogólną zawartość makroskładników (P, K, Na, Ca i Mg) oraz pierwiastków śladowych (Fe,
Mn, Pb, Ni, Co, Cu, Zn i Cd) analizowano po zmineralizowaniu próbek w mieszaninie
stężonych kwasów HNO3+HClO4. Zawartość potasu określono metodą fotometrii
płomieniowej, a magnezu i metali ciężkich metodą absorpcji spektrometrii atomowej
(FAAS) stosując spektrofotometr Salaar 929 firmy Unicam. Natomiast fosfor oznaczono
kolorymetrycznie;
• skład granulometryczny – metodą Boycoussa-Cassagrande’a w modyfikacji Prószyńskiego.
WYNIKI I DYSKUSJA
Badania nawierzchni drogowych firmy Tegra przeprowadzone w Zachodniopomorskim
Uniwersytecie Technologicznym w Szczecinie wskazują, że są one wytworzone z naturalnych
skał, bądź mieszaniny tłucznia ceramicznego i naturalnych skał. Nawierzchnie drogowe
PLAZADUR 0/8 i PLAZADUR 0/5 stosowane jako warstwy powierzchniowe zbudowane są
z trzech skał:
232
Warunki produkcji leśnej...
• skała magmowa głębinowa – wietrzejący granit i sjenit zbudowany z takich minerałów jak:
różowy ortoklaz, bezbarwny kwarc i niewielki udział minerałów ciemnych np. biotyt.
Kształt ziaren wytworzonych ze skały jest kulisty, kanciasty – wielościany, fragmenty skały
łatwo rozcierają się w moździerzu;
• skała metamorficzna – gnejs o charakterystycznej budowie warstwowej, występują dwa
rodzaje; jasnoszary kwarcowy i czarno-szary zbudowany głównie z minerałów ciemnych,
poszczególne ziarna mają kształt płasko-wydłużony i wrzecionowaty, kanciaste, są twarde;
• skała osadowa scementowana – pyłowiec, barwy żółtej, fragmenty skały płasko-wydłużone
i wrzecionowate oraz kuliste, ziarna kanciaste, fragmenty skały łatwo rozcierają się
w moździerzu.
We frakcjach o ø od 20–1 mm stwierdzono wzrost ilości zwietrzałego granitu wraz ze
zmniejszeniem średnic frakcji. Obie nawierzchnie zbudowane są głównie z frakcji o ø 20 –
1 mm, które stanowią 62,7% w całej masy w przypadku PLAZADUR 0/8 i 58,3% w
nawierzchni PLAZADUR 0/5. Pozostałą masę nawierzchni stanowią frakcje mniejsze od
1 mm o uziarnieniu piasku gliniastego lekkiego. Nawierzchnia PLAZADUR 0/8 posiada
większy udział frakcji grubszych, o średnicy od 20 do 8 mm niż nawierzchnia PLAZADUR
0/5 (Wojcieszczuk i in. 2009).
Analizowane kruszywa w stanie mokrym posiadają barwę brązową 10YR 4/6, a w stanie
suchym mocno żółtą 10YR 6/4. Zabarwienie pochodzi od frakcji pyłowych i spławialnych,
które powstały po zwietrzeniu granitu i pyłowca i pokrywają większe ziarna skał.
Wyniki z przeprowadzonych badań w Katedrze Gleboznawstwa oraz badania niemieckie
potwierdzają dobre parametry dotyczące właściwości fizycznych opisywanych kruszyw i ich
wytrzymałość mechaniczną na ścieranie i ścinanie oraz czynniki klimatyczne (Wojcieszczuk
i in. 2009 a, b). Właściwości chemiczne omawianych nawierzchni drogowych firmy tegra
oznaczono we frakcjach mniejszych od 1 mm (części ziemiste).
Bliźniacze nawierzchnie PLAZADUR 0/8 i PLAZADUR 0/5 charakteryzują się
zawartością materii organicznej od 1,94 do 2,03%, węgla organicznego 0,94 do 0,66%, azotu
ogólnego od 0,013 do 0,014%, odczynem zasadowym (pHKCl od 7,4 do 7,8), zawartością
CaCO3 od 2,72 do 2,91%, zasoleniem na poziomie od 0,18 do 0,27 g∙dm-3 NaCl.
W badanym materiale stwierdzono znaczne ilości kationów o charakterze zasadowym Ca
od 15 797 do 17 618, Mg od 9 545 do 13 650, K od 5 617 do 5 744 i Na od 126,9 do 141,0
mg∙kg-1, natomiast zawartość P kształtowała się od 733 do 781 mg∙kg-1, nie stwierdzono siarki
ogólnej. Koncentracja metali ciężkich Fe, Mn, Pb, Ni, Co, Cu, Zn, Cd rozpuszczalnych
w stężonych kwasach HNO3+HClO4 nie stanowi zagrożenia dla środowiska przyrodniczego
233
Wojcieszczuk, Malinowski i in.
(Dziennik Ustaw 2002, PIOŚ i IUNG 1995).
Nawierzchnie drogowe BERGOLIT G i BERGOLIT Z stanowią warstwę dynamiczną,
która znajduje się pod cienką warstwą nawierzchni klepiskowej. Odgrywają one istotny
wpływ na właściwości konstrukcyjno-fizyczne, jak przepuszczalność wody, zdolność jej
magazynowania, nośność, odporność na ścieranie oraz czynniki atmosferyczne.
Dostarczone do badań nawierzchnie BERGOLIT charakteryzują się odmiennym
uziarnieniem i składem petrograficznym niż PLAZADUR 0/8 i PLAZADUR 0/5. Frakcje
szkieletowe >1 mm w nawierzchni BERGOLIT G stanowią 71,3%, a w BERGOLIT Z 79,7%,
pozostały procent stanowią części ziemiste odpowiednio o uziarnieniu piasku gliniastego
lekkiego i piasku gliniastego mocnego. Przy czym obie nawierzchnie posiadają znaczny
udział frakcji dużych o średnicach 20–10 mm (Wojcieszczuk i in. 2009 a, b).
Nawierzchnia drogowa BERGOLIT G jest w stanie mokrym posiada barwę oliwkowoczarną 5Y 3/1, w stanie suchym szarą 5Y 6/1. Zabarwienie pochodzi od frakcji pyłowej
i drobniejszej, którymi pokryte są większe ziarna żwiru. Kruszywo składa się z naturalnych
skał, głównie z niezwietrzałej, twardej, skały magmowej głębinowej – gabro, ziarna kształtu
płasko-wydłużonego i wrzecionowatego, kanciastej, we frakcjach mniejszych spotyka się też
ziarna dyskowate i kuliste, kanciaste. Ponadto w kruszywie występuje skała metamorficzna –
kwarcytu, kształtu kulistego słabo obtoczone oraz pojedyncze odłamki wietrzejącej skały
magmowej głębinowej – granitu z dużym udziałem czerwonego i różowego ortoklazu,
kształtu kulistego, kanciaste (wielościany). Rozkład frakcji i właściwości fizyczne kruszywa
szczegółowo charakteryzują Wojcieszczuk i in. (2009 a b).
Analiza składu chemicznego frakcji mniejszej od 1 mm (tab. 1) wskazuje, że materiał ten
charakteryzuje się odczynem zasadowym, zasoleniem – 0,16 g∙dm-3 NaCl, zawartością
węglanu wapnia – 0,93%, materii organicznej – 0,98%, węgla organicznego – 0,285% i azotu
ogólnego – 0,011%. Oznaczone ilości makropierwiastków rozpuszczalnych w stężonych
kwasach HNO3+HClO4, przedstawiają się następująco: P – 616; K – 2509; Na – 236,3;
Ca – 9135; Mg – 7389 mg∙kg-1 (tab. 1). Nie odnotowano natomiast siarki ogólnej. Stwierdzone
w analizowanej nawierzchni zawartości metali ciężkich Fe, Mn, Pb, Ni, Co, Cu, Zn i Cd
rozpuszczalnych w stężonych kwasach HNO3+HClO4 (tab. 2) nie przekraczają wartości
dopuszczalnych stężeń w glebie lub ziemi wymienionych w Rozporządzeniu Ministra
Środowiska z dnia 9 września 2002 roku (poz. 1359), Dziennik Ustaw Nr 165 i są
charakterystyczne dla gleb niezanieczyszczonych (PIOŚ i IUNG 1995).
Kruszywo BERGOLIT Z zabarwione jest od pyłu ceglanego, jego ogólna barwa w stanie
mokrym jest czerwono-brązowa 2,5YR 4/8, w stanie suchym mocno pomarańczowa 2,5YR
234
Warunki produkcji leśnej...
6/4. Składa się ono z tłucznia ceglanego, kształtu płasko-wydłużonego, wrzecionowatego
i dyskowatego, kanciastego oraz materiału skalnego kształtu kulistego słabo obtoczonego, o
powierzchni chropowatej. W domieszce występuje głównie skała magmowa głębinowa –
granit, kształtu kulistego, kanciasty (przypomina wielościany). Odłamki ceglane są mniejszej
twardości niż skały naturalne (w moździerzu łatwo kruszą się i rozcierają). Szczegółowo
rozkład uziarnienia i właściwości fizyczne opisano w pracy Wojcieszczuk i in. (2009).
Tab. 1. Podstawowe właściwości chemiczne badanych nawierzchni Tegra
Tab. 1. Basic chemical properties of examined natural mineral surfaces and Tegra mixtures
pH
H2O
KCl
BERGOLIT G
7,7–7,8 7,5–7,7
BERGOLIT Z
7,4–7,6 7,3–7,4
PLAZADUR 0/8
7,6–7,8 7,7–7,8
PLAZADUR 0/5
7,8 7,4–7,7
CaC
O3
N
Straty
przy
S C org. żarzeniu NaCl
Loss - on g∙dm-3
-ignition
%
Pierwiastki rozpuszczalne w stężonych
kwasach HNO3+HClO4
Elements soluble in concentrated
HNO3+HClO4
mg∙kg-1
P
K
Na
Ca
Mg
0,93 0,0106 0,0 0,2846
0,98
0,16
616
2509
236,3
9135
7389
0,00 0,0094 0,0 0,1167
2,74
0,12
183
2088
182,4
2035
1368
2,72 0,0127 0,0 0,9414
2,03
0,18
781
5744
126,9
17618
13650
2,91 0,0135 0,0 0,6654
1,94
0,27
733
5617
141,0
15797
9545
Oznaczenia podstawowych właściwości chemicznych w badanych próbkach wskazują, że
materiał kruszywa składający się z frakcji mniejszych od 1 mm charakteryzuje się odczynem
zasadowym, brakiem węglanu wapnia i siarki ogólnej, zasoleniem 0,12 g∙dm-3 NaCl,
zawartością materii organicznej (straty przy żarzeniu) 2,74%, węgla organicznego 0,117%
oraz azotu ogólnego 0,009% (tab. 1). Zawartość makropierwiastków rozpuszczalnych w
stężonych kwasach HNO3+HClO4, wynosiła: P – 183; K – 2088; Na – 182,4; Ca – 2035;
Mg – 1368 mg∙kg-1. Natomiast zawartości metali ciężkich rozpuszczalnych w stężonych
kwasach HNO3+HClO4 (tab. 2) kształtowały się następująco: Fe – 14087; Mn – 99,2;Pb–8,71;
Ni – 1,59; Co – 2,76; Cu – 3,21; Zn – 15,91 mg∙kg -1 i nie stwierdzono kadmu (poza zakresem
oznaczalności). Przedstawione wartości dowodzę, że badane kruszywo, mimo znacznego
udziału czerwonego tłuczenia ceglanego, jest materiałem o niewielkiej zawartości metali
ciężkich (Dziennik Ustaw 2002, PIOŚ i IUNG 1995), mniejszej niż w innych badanych
kruszywach naturalnych.
Przedstawione wyniki badań wskazują że nawierzchnie drogowe firmy tegra wytworzone z
naturalnych skał i mieszanek (naturalne skały i tłuczeń ceglany) swoim składem chemicznym
odpowiadają niektórym glebom mineralnym i są to materiały niezanieczyszczone, które nie
stanowią zagrożenia dla środowiska przyrodniczego (Dziennik Ustaw 2002, PIOŚ i IUNG
1995). Odnotowane natomiast stężenia metali ciężkich są typowe dla gleb mineralnych
235
Wojcieszczuk, Malinowski i in.
użytkowanych rolniczo (Kabata-Pendias i in. 1993, Kabata-Pendias i Pendias 1999).
Według przetłumaczonego na język polski przez Borycka A. tłumacza przysięgłego,
Świadectwa Badań nr: 506.048 „Plazdur” i nr 506.201 „Bergolit Z” wydanego przez
niemieckie Laboratorium Kontrolne Budownictwa Drogowego, Podziemnego oraz Boisk
i Terenów Sportowych w Pappelweg 4,29664 Walsrode, 2006 wynika, że nawierzchnie te
zgodnie z Federalnym Rozporządzeniem w sprawie ochrony gruntów i dekontaminacji
(BbodSchV) nie przekraczają norm wartości dopuszczalnych i spełniają we wszystkich
sprawdzanych parametrach wymagania normy niemieckiej DIN 18 035-5. Nawierzchnie
drogowe „Plazadur” i „Bergolit Z” dopuszczone zostały do stosowania bez ograniczeń
w obszarach zabudowy mieszkaniowej, w parkach, na terenach rekreacyjnych, placach zabaw
dla dzieci oraz gruntach przemysłowych.
W technologii wykonywania dróg (źródło: Wojcieszczuk i in. 2009 a,b) warstwę
wierzchnią stanowi tegra-PLAZADUR 0/5 i 0/8 (grubość warstwy 3–4 cm), natomiast tegraBERGOLIT G i T (grubość warstwy 4–6 cm) stosowane są jako warstwy dynamiczne. Na
gruncie rodzimym stabilizowanym pod budowę dla omawianych nawierzchni według zaleceń
producenta stanowią: warstwa filtrująca (grubość 6 cm) i warstwa nośna, np. z tłucznia 2/32
mm (grubość 10–15 cm) – rys. 1. Spadki poprzeczne alejki powinny wynosić około 3%.
Warstwy PLAZADUR i BERGOLIT należy przy nakładaniu polać wodą do wysycenia i po
wysuszeniu przewalcować, bez wibrowania, co spowoduje samoklinowanie się poszczególnych
frakcji. Osiadanie po walcowaniu wynosi od 0,5 do 1 cm.
Rys. 1. Przekrój nawierzchni tegra (wg zaleceń producenta)
Fig. 1. Tegra surface intersection (in compliance with producer's guidelines)
Zastosowanie kolejnych warstw kruszyw o odpowiednich parametrach fizykomechanicznych pozwala na uzyskanie nawierzchni o wysokiej odporności na ścieranie i dużej
236
Warunki produkcji leśnej...
przepuszczalności wodnej, nie wymagającej instalacji systemów odwadniających. Obserwacje
zachowania się nawierzchni Tegra wykonanej późną jesienią 2008 roku na reprezentacyjnym
placu-zieleńcu Jasne Błonia w Szczecinie (powierzchnia ok. 20 000 m2) przeprowadzone w
maju i czerwcu 2009r w pełni potwierdziły jej opisane właściwości (Wojcieszczuk i in. 2009
a,b).
Tab. 2. Zawartość metali ciężkich w badanych nawierzchniach Tegra
Tab. 2. Heavy metal content of examined natural mineral surfaces and Tegra mixtures
Metale ciężkie rozpuszczalne w stężonych kwasach HNO3+HClO4
Heavy metals soluble in concentrated HNO3+HClO4
mg∙kg-1
Fe
Mn
Pb
Ni
Co
Cu
Zn
Cd
BERGOLIT G
22293
306
15,2
2,90
4,60
13,3
57,4
0,00
BERGOLIT Z
14087
99,2
8,71
1,59
2,76
3,21
15,9
0,00
PLAZADUR 0/8
21952
394
51,8
5,21
6,56
23,5
79,2
0,067
PLAZADUR 0/5
22523
328
35,8
7,30
8,14
21,8
78,2
0,015
WNIOSKI
Przeprowadzone badania cech morfologicznych i właściwości fizyko-chemicznych
nawierzchni drogowych Tegra: BERGOLIT G (Baustoffe GmbH – BERGOLIT G 0/16, nach
DIN 18035 Teil 5); BERGOLIT Z (Baustoffe GmbH – BERGOLIT Z m 0/16, nach DIN 18035
Teil 5); PLAZADUR 0/8 (Baustoffe GmbH – Wegedeckschicht 0/8, PLAZADUR gelbbeige N);
PLAZADUR 0/5 (Baustoffe GmbH – Wegedeckschicht 0/5, PLAZADUR gelbbeige N)
wykazały, że:
1. Nawierzchnie drogowe BERGOLIT G, PLAZADUR 0/8, PLAZADUR 0/5 wytwarzane są
z naturalnych skał: gabro (występuje głównie w BERGOLIT G), granitu, pyłowca, gnejsu
i kwarcytu. Natomiast kruszywo BERGOLIT G z materiału mieszanego – naturalne skały
i tłuczeń ceglany. Skład petrograficzny, kształt ziaren (wydłużony i wrzecionowaty, ale też
we frakcjach mniejszych dyskowaty i kulisty, kanciasty lub słabo obtoczony).
2. Frakcje mniejsze od 1mm wszystkich analizowanych nawierzchni zawierają niewielką
domieszkę materii organicznej poniżej 3% i węgla organicznego poniżej 1%.
Charakteryzują się one odczynem zasadowym, przy czym węglan wapnia stwierdzono
tylko w nawierzchniach naturalnych BERGOLIT G, PLAZADUR 0/8, PLAZADUR 0/5.
3. Frakcje mniejsze od 1mm są zasobne w makropierwiastki ogólne jak wapń, magnez
i potas, w mniejszych ilościach występuje sód, fosfor i azot, natomiast siarki nie
stwierdzono. Analizowane frakcje nie były zanieczyszczone metali ciężkimi Fe, Mn, Pb,
Ni, Co, Cu, Zn, Cd, a ich stężenia nie stanowią zagrożenia dla środowiska przyrodniczego.
237
Wojcieszczuk, Malinowski i in.
4. Mineralne (tłuczniowe) nawierzchnie drogowe Tegra są produktem w pełni ekologicznym
o wszechstronnym zastosowaniu w różnych terenach zieleni i obiektów sportowych oraz
na obszarach ochrony wód.
Zalecenia praktyczne dotyczące wyboru nawierzchni mineralnych stosowanych na ciągach
komunikacyjnych (ścieżki rowerowe, trasy spacerowe piesze i o małym natężeniu ruchu
kołowego) znajdujących się w obrębie terenów zieleni rekreacyjnej
W celu zapewnienia maksymalnej funkcjonalności, trwałości oraz walorów estetycznych
przy jednoczesnym wykluczeniu szkodliwości nawierzchni mineralnych na glebę oraz szatę
roślinną zaleca się przestrzeganie poniższych kryteriów:
1. Ponieważ brak jest norm europejskich regulujących wymagania mechaniczno-biologiczne
systemowych nawierzchni mineralnych celowe jest stosowanie się do zaleceń Instytutu
Badawczego ds. Rozwoju i Kształtowania Krajobrazu. FLL z siedzibą w Bonn/Niemcy.
Instrukcja z 2007 roku: Planowanie, Budowa oraz utrzymanie Nawierzchni Mineralnych
(wyd. kwiecień 2007 rok). Jak do tej pory jest to jedyne kompleksowe opracowanie w tej
materii uznawane przez jednostki naukowe i komunalne na terenie Europy. Producent
nawierzchni
mineralnych
z niezależnych
powinien
laboratoriów
w przedmiotowej
instrukcji.
udokumentować
badawczych
(Laboratorium
spełnienie
Kontrolne
stosownymi
certyfikatami
kryteriów
określonych
Budownictwa
Drogowego,
Podziemnego oraz Boisk i Terenów Sportowych).
2. Cały materiał w celu zapewnienia jednorodności mechanicznej i kolorystycznej powinien
składać się ze specjalnie spreparowanych naturalnych skał (skład petrograficzny, rozkład
frakcji, kształt, odporność na czynniki mechaniczne i klimatyczne).
3. W
żadnym
wypadku
nawierzchnie
mineralne
nie
mogą
zawierać
domieszek
recyklingowych (kruszony beton, asfalt, domieszki piasku lub żwiru pochodzące
z recyklingu). Od producenta należy żądać stosownej pisemnej deklaracji o niestosowaniu
materiału recyklingowego.
4. W celu wykluczenia szkodliwego wpływu na otaczające środowisko naturalne (gleba,
otaczająca flora, mikrofauna) nawierzchnie mineralne powinny spełniać wymagania
określone w Rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 roku (poz.
1359) Dziennik Ustaw nr 165 ). Od producenta należy wymagać stosownej deklaracji
w powyższym temacie potwierdzonej stosownymi badaniami wykonanymi w niezależnych
laboratoriach (badania laboratoryjne powinny obejmować określenie odczynu pH,
zawartość CaCO3, zasolenie NaCl materii organicznej, węgla organicznego i azotu
ogólnego, oznaczenie ilości mikropierwiastków rozpuszczalnych w stężonych kwasach
HNO3+HClO4, badanie na zawartość siarki ogólnej, kluczowym jest badanie nawierzchni
238
Warunki produkcji leśnej...
mineralnych pod kątem metali ciężkich rozpuszczalnych w stężonych kwasach
HNO3+HClO4. Zawartość metali ciężkich tj.: Fe, Mn, Pb, Ni, Co, Cu, Zn i Cd nie mogą
w żadnym wypadku przekraczać dopuszczalnych stężeń w glebie lub ziemi wymienionych
w Rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 9.09.2002 (poz. 1359) Dziennik Ustaw
nr 165 i muszą być charakterystyczne dla gleb niezanieczyszczonych).
5. W celu zapewnienia wysokich wymagań związanych z funkcją drogowo-komunikacyjną
(wytrzymałość, trwałość) nawierzchnie mineralne powinny spełniać wymagania określone
w normach, jak np. w niemieckiej DIN 18 035-5, a dotyczące: wodoprzepuszczalności,
wytrzymałości na ścinanie, zdolności pochłaniania wody, maksymalnej pojemności
kapilarnej, porowatości ogólnej, objętości powietrza. Minimalne kryteria jakie powinny
spełniać wyniki przedmiotowych badań wynoszą odpowiednio dla:
• warstwy nośnej:
wodoprzepuszczalność – k=1,5*10-4 cm/s
wytrzymałość na ścinanie Ts=74 KN/m²
zdolność pochłaniania H2O 9,2 l/m² (przy gęstości gruntu 0,95 Ppr grubość warstwy 4 cm)
max. pojemność kapilarna wodna (PK)=23%
porowatość ogólna 33,4 poj.%
objętość powietrza dla pF 1,8 (duże pory) = 11,9 poj.%.
• warstwy filtrującej/dynamicznej:
wodoprzepuszczalność k=11,0*10-3 cm/s
wytrzymałość na ściskanie Ts=78 N/m²
odporność na ścieranie 9,5%
mrozoodporność 1,4%
LITERATURA
Gadomska E., Gadomski K. 2005. Urządzanie i pielęgnacja terenów zieleni, cz. I, wyd. 1, Hortpress
Sp. z o.o., Warszawa: 96–97
Grzelak E. 1995 Kruszywa mineralne, poradnik. COIB, Warszawa.
Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T. 1993. Ocena
stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa
IUNG, P (53), Puławy, 20s.
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa.
Kosmala M., Suski Z. 1994. Materiały budowlane w architekturze krajobrazu. Wydaw. SGGW,
Warszawa
Wojcieszczuk T., Niedźwiecki E., Malinowski R., Meller E., Sammel A., Kubus M. 2009a.
Charakterystyka właściwości morfologicznych i fizyko-chemicznych nawierzchni mineralnych
Tegra oraz ocena ich zastosowania w terenach zieleni i obiektach sportowych. Ekspertyza
wykonana na zlecenie Tegra Polska przez Katedrę Gleboznawstwa i Katedrę Dendrologii
i Kształtowania Terenów Zieleni Zachodniopomorskiego Uniwersytetu Technologicznego
w Szczecinie
Wojcieszczuk T., Malinowski R., Kubus M. 2009b. Charakterystyka i zastosowanie w terenach
zieleni naturalnych nawierzchni mineralnych i mieszanek tegra. W: Zieleń Miast i Wsi współczesna
i zabytkowa, techniki i technologie dla terenów zieleni, pod red. M.E. Drozdek, I. Wojewoda, A.
Purcel, Sulechów-Kalsk, Wydaw. PWSZ w Sulechowie, 65–77
PIOŚ i IUNG 1995. Podstawy oceny chemicznego zanieczyszczenia gleb – metale ciężkie, siarka
i WWA. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa, 41s.
239
Wojcieszczuk, Malinowski i in.
Rozporządzenie Ministra Środowiska 2002. W sprawie standardów jakości gleb i standardów
jakości ziemi. Dz.U. nr 165, poz. 1359, 10560–10564
Świadectwo Badań nr: 506.048 „Plazadur”. Niemieckie Laboratorium Kontrolne Budownictwa
Drogowego, Podziemnego oraz Boisk i Terenów Sportowych w Pappelweg 4, 29664 Walsrode,
2006 (tłumaczenie oryginału: Anna Borycka – tłumacz przysięgły języka niemieckiego nr TP
1694/06
Świadectwo Badań nr 506.201 „Bergolit Z”. Niemieckie Laboratorium Kontrolne Budownictwa
Drogowego, Podziemnego oraz Boisk i Terenów Sportowych w Pappelweg 4, 29664 Walsrode,
2006 (tłumaczenie oryginału: Anna Borycka – tłumacz przysięgły języka niemieckiego nr TP
1694/06
240
Ocena przydatności kompostów...
Jacek WRÓBEL, Anna STOLARSKA, Anna WASILEWSKA, Robert KOWALEWSKI
REAKCJA FIZJOLOGICZNA SIEWEK ŻYTA OZIMEGO
NA OBECNOŚC W PODŁOŻU CHLORKU SODU
THE PHYSIOLOGICAL REACTION OF WINTER RYE SEEDLINGS
TO THE PRESENCE OF SODIUM CHLORIDE IN THE MEDIUM
1
Zakład Fizjologii Roślin, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
[email protected]
STRESZCZENIE Globalnym problemem rolnictwa na całym świecie staje się zasolenie gleb. Nadmierna
koncentracja soli chlorkowych powoduje u roślin między innymi stres osmotyczny, zaburzenia w strukturze
komórek i w ich składzie chemicznym. Celem pracy było zbadanie reakcji fizjologicznej czterech linii żyta
ozimego na zasolenie podłoża NaCl, na podstawie pomiarów ich wskaźników fizjologicznych, biochemicznych
i biometrycznych. Materiał doświadczalny stanowiły cztery linie żyta ozimego: S120, S76; OT1-3 i 541. Siewki
żyta w fazie 2–3 liści umieszczano w pełnych pożywkach Hoaglanda oraz z dodatkiem NaCl w ilości 0,102
mol·dm-3. Po 7 dniach od zasolenia pożywki przeprowadzono pomiary świeżej masy, zawartości chlorofilu
a, chlorofilu b i chlorofilu całkowitego oraz karotenoidów oraz zawartości proliny. W przeprowadzonym
eksperymencie stwierdzono znaczące różnice w wartościach analizowanych cech między liniami żyta oraz
dawkami chlorku sodu. NaCl w stężeniu 0,102 mol·dm-3 spowodował redukcją świeżej masy siewek
żyta, najmniejszą u linii 541, a największą u OT1-3. Pod wpływem stresu solnego trzy linie żyta, tj. S 120, S 76
i OT1-3 wykazywały także istotny spadek barwników asymilacyjnych w porównaniu z roślinami kontrolnymi.
Jedynie linia 541 zareagowała niewielkim wzrostem zawartości tych barwników. Wykazano również wyraźny
wzrost zawartości proliny u wszystkich linii żyta w obecności NaCl w pożywce. NaCl w stężeniu
0,102 mol·dm-3 wykazał fitotoksyczny wpływ na badane linie żyta ozimego, istotnie redukując ich świeżą masę
i zawartość barwników asymilacyjnych. Wyjątek może stanowić linia 541, u której wysoka zawartość proliny
mogła niwelować toksyczność nadmiernej ilości NaCl, zachowując ilość barwników na niezmienionym
poziomie. W warunkach zasolenia linia hodowlana 541 charakteryzowała się największą zawartością substancji
ochronnych, tj. wolnej proliny oraz barwników. Uzyskane wartości wskaźników fizjologicznych pozwalają
sądzić, że linia 541 jest najbardziej tolerancyjna na zasolenie podłoża dawką 0,102 mol·dm -3 , a linie: S 120
i S 76 są najmniej tolerancyjne.
SUMMARY The salinity of soils becomes a global problem all over the world An excessive concentration of
chloride salts results, among other things, in osmotic stress in plants and disorders in the structure of cells and in
their chemical composition. The aim of the study was to examine the physiological reaction of four lines of
winter rye to the salinization of the medium with NaCl on the basis of the measurements of their physiological,
biochemical and biometric indicators. The following four lines of winter rye constituted the experimental
material: S120, S76; OT1-3 and 541. Rye seedlings in the phase of 2–3 leaves were placed in complete Hoagland
solutions and with the addition of 0.102 mol·dm-3 of NaCl. After 7 days from salinization of the medium,
measurements of dry matter, the content of chlorophyll a, chlorophyll b and complete chlorophyll and the
content of carotenoids and proline were carried out. The experiment showed significant differences in the values
of the analysed features between the lines of rye and the doses of sodium chloride. NaCl in the concentration of
0.102 mol·dm-3 caused a reduction in dry matter of rye, the smallest in line 541, and the largest in line OT1-3.
Under the influence of salinity stress, three lines i.e. S 120, S 76 and OT1-3 also showed a significant decrease in
assimilation dyes as compared to control plants. Only line 541 reacted with a slight increase in the content of
these dyes. A distinct increase in the content of proline in all the lines of rye in the presence of NaCl in the
medium was also shown. NaCl in the concentration of 0.102 mol·dm -3 showed a phytotoxic influence on the
examined lines of winter rye, significantly reducing dry matter and the content of assimilation dyes. An
exception may be line 541, in which a high content of proline reduces toxicity of an excessive amount of NaCl
keeping the amount of dyes at the unchanged level. Under salinity conditions line 541 was characterised by the
highest content of protective substances, i.e. free-proline and dyes. The obtained values of physiological indices
make it possible to conclude that line 541 is the most tolerant to salinization of the medium with a dose of 0.102
mol·dm-3 and lines S 120 and S 76 are the least tolerant.
Słowa kluczowe: pożywka, NaCl, żyto ozime, sucha masa, prolina, barwniki asymilacyjne
Keywords: culture, NaCl, rye, dry weight, proline, assimilation pigments
WSTĘP
Globalnym problemem rolnictwa na całym świecie staje się zasolenie gleb, powodowane
zarówno naturalnymi procesami, jak i czynnikami antropogenicznymi. Przyjmuje się, że ok.
241
Wróbel, Stolarska i in.
30% terenów rolnych i ok.27% nawadnianych gruntów ornych dotkniętych jest tym
problemem (Ghassemi i in. 1995, Tester i in. 2003). Zwiększa się zatem areał gruntów
uprawnych całkowicie lub częściowo nieprodukcyjnych. Nadmierna koncentracja soli
w glebie, zwłaszcza soli chlorkowych, powoduje u roślin między innymi stres osmotyczny
i zaburzenia w gospodarce mineralnej roślin. Zaburzeniu ulega także struktura komórek i ich
skład chemiczny. Wielu badaczy podkreśla konieczność kontynuowania badań nad
określeniem wrażliwości różnych gatunków roślin na zasolenie podłoża oraz ich
mechanizmów odpornościowych. Konieczne jest również szukanie odpowiedzi, które rośliny
i w jakim stopniu są odporne na nadmiar soli w podłożu. Czy jest to ich cechą odmianową
oraz w jakich granicach zasolenia możliwa jest aklimatyzacja roślin, które nie są halofitami.
Ocenę złożoności tego mechanizmu, przeprowadza się najczęściej na podstawie analizy cech
fenotypowych, biochemicznych i fizjologicznych roślin, a ostatnio także z wykorzystaniem
technik inżynierii genetycznej.
W Polsce bardzo ważną gospodarczo rośliną jest żyto ozime, którego areał uprawy jest
większy niż innych roślin zbożowych. Istnieje, zatem zagrożenie, że roślina ta będzie w
przyszłości w coraz większym stopniu narażona na stres solny. Chociaż żyto, obok m.in.
owsa, kukurydzy, ziemniaków, lucerny, pomidorów, słonecznika i ogórków zaliczane jest do
glikofitów – średnio odpornych na zasolenie, to różnice między odmianami mogą być
wyraźne.
Dlatego też, celem niniejszej pracy było zbadanie reakcji fizjologicznej czterech linii żyta
ozimego na zasolenie podłoża NaCl, na podstawie pomiarów ich wskaźników
fizjologicznych, biochemicznych i biometrycznych.
MATERIAŁ I METODY
Materiał doświadczalny stanowiły cztery linie żyta ozimego, tj. S120, S76; OT1-3 i 541
otrzymane z Katedry Genetyki i Hodowli Roślin Akademii Rolniczej w Szczecinie.
Dwuletnie doświadczenie hydroponiczne przeprowadzono w układzie dwuczynnikowym,
w trzech seriach i w 6 powtórzeniach, gdzie I czynnik stanowiły 4 linie żyta ozimego – S120,
S76; OT1-3 i 541, natomiast II czynnik: stężenie NaCl w pożywce (próba kontrolna –
pożywka Hoaglanda bez zawartości NaCl i z dodatkiem 0,102 mol NaCl·dm-3). Nasiona
najpierw wysiano do gleby w kuwetach i umieszczono w fitotronie z kontrolowaną atmosferą
i fotoperiodem. Wilgotność względna powietrza wynosiła 80%, temperatura 20oC, a natężenie
promieniowania fotosyntetycznie czynnego Phar ok. 700 µmol·m-2 s-1. Średnia zdolność
kiełkowania była zróżnicowana i wynosiła odpowiednio: S120-80%, S76-100%, OT1-3-82%
i i 541- 50%. Następnie siewki żyta w fazie 2–3 liści, umieszczano je w pełnych pożywkach
Hoaglanda oraz z dodatkiem NaCl w ilości 0,102 mol·dm-3. Po 7 dniach od zasolenia pożywki
242
Ocena przydatności kompostów...
przeprowadzono
pomiary
świeżej
masy
metodą
wagową,
zawartości
barwników
asymilacyjnych (chlorofilu a, chlorofilu b i chlorofilu całkowitego oraz karotenoidów
(µg·g-1.ś.m.) metodą Arnona (1956) w modyfikacji Lichtenthalera i Wellburna (1983) oraz
zawartości proliny (µg·g-1.ś.m.) metodą Bates`a i in. (1973).
Uzyskane wyniki opracowano statystycznie wykonując dwuczynnikową analizę wariancji.
W celu określenia istotności różnic między średnimi i dla interakcji wyznaczono
półprzedziały ufności Tukeya przy poziomie istotności  = 0,05 (NIR
). Obliczono także
0,05
współczynniki korelacji liniowej Pearsona między wszystkimi analizowanymi parametrami.
W przypadku istotnych korelacji przedstawiono je w tabeli 2. w formie równań regresji
prostoliniowej i współczynników korelacji (r). Do tego celu wykorzystano program
statystyczny STATISTICA 7.1.
WYNIKI I DYSKUSJA
Wrażliwość roślin na zasolenie wynika z ich przystosowania do życia w określonych
warunkach siedliskowych. Halofity znoszą silne zasolenie np. .Salicornia czy Nitraria,
w odróżnieniu od glikofitów wrażliwych w niejednakowym stopniu na tego rodzaju stres
(Starck 1983). Bioindykacyjne badania fizjologiczne i biochemiczne zmierzają do znalezienia
czułych i specyficznych wskaźników metabolicznych, których zmiany będą przydatne do
oceny zróżnicowania tolerancji roślin na stresowe czynniki abiotyczne. Dokonywane są
pomiary cech fizjologicznych, między innymi zawartości barwników asymilacyjnych, które
określają aktywność fotosyntetyczną roślin, a tym samym ich produktywność (Lei i in 2006).
W eksperymencie stwierdzono znaczące różnice w wartościach analizowanych cech
między liniami żyta oraz dawkami chlorku sodu (tab.1). Linia S 120 w porównaniu
z pozostałymi charakteryzowała się największą zawartością chlorofilu a, b i całkowitego,
natomiast zdecydowanie najmniejszą ilością proliny, ponad 7-krotnie mniejszą w porównaniu
z linią 541. Z kolei dodatek do pożywki NaCl spowodował spadek wszystkich badanych
wskaźników, z wyjątkiem proliny, której zanotowano istotny wzrost (tab.1). Ponadto
wykazano zróżnicowaną reakcję poszczególnych linii żyta na obecność w pożywce chlorku
sodu (rys. 1–6). Fitotoksyczny wpływ NaCl w stężeniu 0,102 mol·dm-3 wyrażał się redukcją
świeżej masy siewek żyta, od 19% u linii 541 do 47% u OT1-3 (rys.1). Pod wpływem stresu
solnego trzy linie żyta, tj. S 120, S 76 i OT1-3 wykazywały także istotny spadek barwników
asymilacyjnych w porównaniu z roślinami kontrolnymi (rys.2–5); chlorofilu „a”,
odpowiednio o 42, 51 i 22%; chlorofilu „b” o 35, 49 i 34% oraz karotenoidów, o ok. 39, 38
i 20%. Jedynie linia 541 zareagowała niewielkim wzrostem zawartości barwników, o ok. 8
i 1% w przypadku chlorofilu „a” i „b” oraz o ok. 0,5% w przypadku karotenoidów.
243
Wróbel, Stolarska i in.
Tab. 1. Średnia zawartość świeżej masy, barwników asymilacyjnych oraz proliny w trzech liniach żyta
Tab 1. Mean content of fresh matter, assimilation pigments and proline in three rye lines
Czynniki Factors
S 120
S 76
OT1-3
541
NIR 0,05 dla I
LSD0.05 for I
Linie żyta
Lines rye (I)
Dawka, Dose
NaCl (II)
[mol·dm-3]
0,00
0,102
Prolina
Barwniki asymilacyjne [µg·g-1ś.m]
Świeża
[µg·
assimilation pigments [µg.g-1 FW]
-1
masa;
·g ś.m]
Chlorofil a+b
fresh
proline Chlorofil a chlorofil b
Karotenoidy
chlorophyll
weight [g] [µg·g chlorophyll a chlorophyll b
carotenoids
a+b
1
FW]
0,197
3,54
958
381
1340
380
0,269
12,5
787
337
1142
341
0,157
17,4
673
279
969
288
0,127
25,7
867
337
1204
385,
0,0853
8,63
247,4
89,1
296,8
113,2
0,221
0,154
11,4
18,2
959
684
394
273
1370
957
399
298
NIR 0,05 dla II
0,0445
4,52
129,6
46,7
155,5
59,3
LSD0.05 for II
NIR 0,05 (IxII)
r.n
r.i.
r.i.
r.i.
r.i.
r.n.
LSD0.05 for IxII
r.n (sd)– różnice nieistotne (significant differences), r.i (ns). – różnice istotne (not significant differences)
Prawie 50% redukcję suchej masy siewek ogórka oraz drastyczny spadek zawartości
barwników asymilacyjnych, w obecności 50 mmol NaCl·dm-3 odnotowała w swoich
badaniach Hawrylak (2007). Dubey (1997) też opisuje obniżenie zawartości różnych form
chlorofilu u różnych gatunków roślin w czasie oddziaływania stresu solnego. Ponadto Khan
(2004) stwierdził spadek aktywności dysmutazy nadtlenkowej (SOD) i peroksydazy
w sadzonkach pszenicy w różnych przedziałach czasowych pod wpływem zasolenia.
Wyjaśnia on, że w tych warunkach dochodziło do rozpadu delikatnej struktury chloroplastu i
rozpadu samego chlorofilu oraz do zmiany w ilości i składzie karotenoidów. Zmiany w
składzie mineralnym podłoża, spowodowanego wprowadzeniem nadmiernej ilości jonów Na+
i Cl- oprócz tego, że wpływają na spadek zawartości chlorofilu, to dodatkowo prowadzą do
niestabilności białkowych kompleksów barwnikowych (Dubey 1997).
W przeprowadzonych badaniach, do oceny reakcji różnych linii żyta ozimego na stres
solny zastosowano również pomiar wolnej proliny. Bowiem już od kilku lat, w centrum
zainteresowania znajduje się ten aminokwas. Zmiany jego poziomu następują pod wpływem
wielu czynników stresowych (Karolewski 1996). W badaniach własnych wykazano różne
ilości tego aminokwasu w poszczególnych genotypach żyta w zależności od poziomu
zasolenia pożywki (rys. 6). W obecności NaCl, linie S76 i S120 zawierały około 30% więcej
proliny niż w warunkach kontrolnych, natomiast linie 541 i OT1-3 znacznie więcej,
odpowiednio o 50 i 109%. Jest to potwierdzeniem wyników innych autorów, którzy
obserwowali wzmożoną syntezę wolnej proliny w różnych częściach roślin wraz ze
wzrastającymi poziomami zasolenia (Demir 2000). Ten wzrost był bardziej wyraźny przy
244
Ocena przydatności kompostów...
wyższych poziomach zasolenia. Zdaniem Zhu (2001) akumulacja proliny bardzo często wiąże
się ze wzrostem odporności na zasolenie. Aminokwas ten jest bowiem jednym z wielu, łatwo
rozpuszczalnych w wodzie osmoprotektantów, który przyczynia się do utrzymania równowagi
osmotycznej w roślinie. Z kolei Alia i in. (1993) oraz Demir i Ozsturk (2004) uważają, że
akumulacja proliny ma adaptacyjne znaczenie, ponieważ obniża ona tworzenie wolnych
rodników, a w ten sposób redukuje pogorszenie jakości błony lipidowej związanej
z peroksydacją tłuszczy w warunkach stresu solnego. Adaptacyjna rola proliny jest związana
raczej z przeżywalnością, aniżeli z utrzymaniem wzrostu. Przypisuje się prolinie rolę
składnika magazynującego lub czynnika ochronnego dla enzymu cytoplazmatycznego
i struktury komórkowej (Pandey, Ganaphaty 1985). Niektórzy autorzy sugerują, że
akumulacja proliny nie inicjuje procesu aklimatyzacji na zasolenie, ale jest to wyłącznie
wynik reakcji na stres związany z zasoleniem (Hasegawa i in. 1986). Znaczna część
z opisywanych w nich wyników i wniosków jest podstawą do dyskusji nad rolą proliny jako
wskaźnika biochemicznego w reakcji na stres.
Wzrost zawartości proliny i w konsekwencji spadek świeżej masy żyta wywołane
zasoleniem, wykazane w przeprowadzonym eksperymencie, zostało potwierdzone ujemną
korelacją obu tych cech i istotnym współczynnikiem korelacji (r) – tab. 2. Nie stwierdzono
takiej korelacji w warunkach kontrolnych. Istotne, dodatnie korelacje wykazano także między
poszczególnymi barwnikami, i to niezależnie od ilości chlorku sodu w pożywce. Wszystkie te
Tab. 1. Równania regresji liniowej i wartości współczynników korelacji pomiędzy parametrami
siewek żyta ozimego
Tab. 2. Equations of linear regression and values of coefficients of correlation between the parameters
of rye seedlings
Współczynnik
Cecha, character Cecha, character
Pożywka
Równanie regresji
korelacji (r)
(y)
(x)
culture
Regression equation
Correlation
coefficient
Prolina, proline
Świeża masa
K
r.n.
fresh weight
Z
y=3,34-9,87x
-0,58*
Chlorofil „a”
Chlorofil „b”
K
y=-42,93+3,58x
0,97**
Chlorophyll a
Chlorophyll b
Z
y=-18,21+2,57x
0,92**
Chlorofil „a”
Karotenoidy
K
y=209,33+2,91x
0,89**
Chlorophyll a
carotenoids
Z
y=-56,82+2,49x
0,94**
Chlorofil „b”
Karotenoidy
K
y=98,04+0,74x
0,84**
Chlorophyll b
carotenoids
Z
y=22,92+0,84x
0,88**
Chlorofil a+b
Karotenoidy
K
y=27,48+0,27x
0,89**
Chlorophyll a+b
carotenoids
Z
y=45,93+0,26x
0,94**
K – kontrola, controll; Z – zasolenie, salinity; * – różnice istotne (significant differences); r.n – różnice
nieistotne (not significant differences)
zmiany mogą być uważane za cechy przystosowawcze, które zwiększają szansę roślinom
przetrwać okres stresu, a z drugiej strony, niektóre zmiany wskaźników – mogą być uważane
245
Wróbel, Stolarska i in.
za oznaki uszkodzenia i zakłócenia normalnej równowagi komórek.
WNIOSKI
1. Chlorek sodu w stężeniu 0,102 mol·dm-3 wykazał fitotoksyczny wpływ na badane linie
żyta ozimego, istotnie redukując ich świeżą masę i zawartość barwników asymilacyjnych.
Wyjątek może stanowić linia 541, u której wysoka zawartość proliny mogła niwelować
toksyczność nadmiernej ilości NaCl, zachowując ilość barwników na niezmienionym
poziomie.
2. W warunkach zasolenia środowiska odżywczego linia hodowlana 541 charakteryzowała
się największą zawartością substancji ochronnych, tj. wolnej proliny oraz barwników
asymilacyjnych – związków fotosyntetycznie aktywnych.
3. Uzyskane wartości wskaźników fizjologicznych pozwalają sądzić, że linia hodowlana żyta
ozimego 541 jest najbardziej tolerancyjna na zasolenie podłoża dawką 0,102 mol·dm-3
a linie: S 120 i S 76 są najmniej tolerancyjne.
LITERATURA
Alia T., Saradhi P.P., Mohanty P. 1993. Proline in relation to free radicals production in deedlings of
Brassica juncea raised under sodium chloride stress. In: Plant Nutrition – from genetic engineering
to field practice: Proc. 12th Internat. Plant Nutr. Collag. Perth, Wewstern Australia, Kluwer Acad.
Publisher, 731–734
Bates L., Waldren R., Teare J. 1973. Rapid determination of free proline for water stress studies.
Plant Soil 39, 205–207
Demir Y. 2000. Growth and proline content of germinating wheat genotype under ultraviolet ligth.
Turk J. Bot. 29, 67–70
Demir Y., Ozstruk L. 2004. Influence of etephon and 2,5-nor born adiene on antioxidative enzymes
and proline content in salt stressed spinach leaves. Biol Plant. 47, 609–612
Dubey R.S. 1997. Photosynthesis in plants under stressful condition. In: Handbook of Photosynthesis,
Marcel Dekker, ed. by M. Peessarakli, New York, 859–875
Ghassemi F., Jakeman A.J., Nill H.A. 1995. Salinization of land and water resource. Human causes,
extent, management and case studies. University of New South Wales Press Sydney, Australia
Hasegawa P.M., Bressan R.A., Handa A.K. 1986. Cellular mechanism of salinity tolerance. Hort.
Sci. 21, 1317–1324
Hawrylak B. 2007. Fizjologiczna reakcja ogórka na stres zasolenia w obecności selenu. Rocz. AR
Pozn. CCCLXXXIII, Ogrodn. 41, 487–491
Khan N.A. 2004. NaCl-inhibited chlorophyll synthesis and associated changes in ethylene evolution
and antioxidation enzyme activities in wheat. Biol Plant., 47, 437–440
Koralewski P. 1996. Rola proliny u roślin wyższych w warunkach stresu abiotycznego. Wiad. Bot.
40, 67–81
Lei Y. 2006. Differences in some morphological and biochemical responses to drought stress in two
contrasting populations of Populus przewalski. Physiol. Palnt. 127, 182–191
Lichtenthaler H.K., Wellburn A.R. 1983. Determintaion of total carotenoides and chlorophyll a and
b leaf extracts in different solvents. Biochem. Soc. Trans. 603, 591–592
Pandey R.M., Ganapathy O.S. 1985. The prolineenigma: NaCl tolerance and NaCl – sensitive callus
lines of Cicer aruterum. Plant Sci. 40, 13–17
Strack Z. 1983. Fizjologiczne aspekty reakcji roślin na zasolenie. Postępy Nauk Rolniczych 2: 19–25
Tester M., Davenport R. 2003. Na+ tolerance and Na+ transport in higher plants. Ann. Bot., 91,
503–507
Zhu J.K. 2001. Plant salt tolerance. Trends Plant Sci. 6, 66–71
246
Ocena przydatności kompostów...
NIR 0,05 dla IxII = r.n.
LSD 0.05 for IxII - n.s.
0,35
0,3
S120
S 76
OT1-3
541
Świeża masa
Fresh weight [g ]
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
0
0.102
Stężenie NaCl ; NaCl concentration [mol·dm-3]
Chlorofil a [µg·g-1 ś.m.]; Chlorophyll a [µg·g-1 FD]
Rys. 1. Świeża masa siewek żyta [g. roślina] w zależności od stężenia NaCl w pożywce
Fig. Fresh weight of rye seedlings [g. plant] in relation to NaCl concentration in culture
NIR 0,05 dla IxII = 259,2
LSD 0.05 for IxII - 259.2
1400
1200
1000
S120
S 76
OT1-3
541
800
600
400
200
0
0
0.102
Stężenie NaCl; NaCl concentration [mol·dm-3]
Chlorofil b [µg·g-1ś.m] Chlorophyll b [µg·g-1 FW]
Rys. 2. Zawartość chlorofilu a w siewkach żyta [µg.g-1 ś.m] w zależności od stężenia NaCl w pożywce
Fig. 2. Content of chlorophyll a [µg .g-1 FD] in rye seedlings in relation to NaCl concentration in
culture
NIR 0,05 dla IxII = 93.39
LSD 0.05 for IxII - 93.39.
S120
S 76
OT1-3
541
500
400
300
200
100
0
0
0.102
Stężenie NaCl; NaCl concentration [mol·dm-3]
Rys. 3. Zawartość chlorofilu b w siewkach żyta [µg.g-1 ś.m] w zależności od stężenia NaCl
w pożywce
Fig. 3.Content of chlorophyll b [µg.g-1 FD] in rye seedlings in relation to NaCl concentration in culture
247
Wróbel, Stolarska i in.
Chlorofil a+b [µg·g-1 ś.m.]
Chlorophyll a+b [µg·g-1 FW]
NIR 0,05 dla IxII = 310,9
LSD 0.05 for IxII - 310.9
1800
S120
S 76
OT1-3
541
1500
1200
900
600
300
0
0
0.102
Stężenie NaCl; NaCl concentration [mol·dm-3]
Rys. 4. Zawartość chlorofilu a+b w siewkach żyta [µg .g-1 ś.m] w zależności od stężenia NaCl
w pożywce
Fig. 4. Content of chlorophyll a+b [µg.g-1 FD] in rye seedlings in relation to NaCl concentration in
culture
Karotenoidy [µg·g-1 ś.m.] Carotenoids [µg·g-1 FD]
NIR 0,05 dla IxII = 118,6
LSD 0.05 for IxII - 118.6
500
400
300
S120
S 76
OT1-3
541
200
100
0
0
0.102
Stężenie NaCl; NaCl concentration [mol·dm-3]]
Prolina [µg·g-1 s.m.]; Proline [µg·g-1 FW]
Rys. 5. Zawartość karotenoidów w siewkach żyta [µg.g-1 ś.m] w zależności od stężenia NaCl
w pożywce
Fig. 5. Content of carotenoids [µg.g-1 FD] in rye seedlings in relation to NaCl concentration in culture
NIR 0,05 dla IxII = 3,31
LSD 0.05 for IxII - 3.31
35
30
25
S120
S 76
OT1-3
541
20
15
10
5
0
0
0.102
Stężenie NaCl ; NaCl concentration [mol·dm-3]
Rys. 6. Zawartość proliny w siewkach żyta [µg.g-1 ś.m] w zależności od stężenia NaCl w pożywce
Fig. 6. Content of proline [µg.g-1 FD] in rye seedlings in relation to NaCl concentration in culture
248
Wpływ kompostów z...
Krzysztof Wraga 1,Marcin Kubus 2
WPŁYW KOMPOSTÓW Z KOMUNALNEGO OSADU ŚCIEKOWEGO, WYCIERKI
ZIEMNIACZANEJ, SŁOMY I TROCIN NA KWITNIENIE I WALORY
DEKORACYJNE CHRYZANTEMY WIELKOKWIATOWEJ
(CHRYSANTHEMUM × GRANDIFLORUM (RAMAT.) KITAM)
THE INFLUENCE OF COMPOSTS MADE OF MUNICIPAL SEWAGE SLUDGE,
POTATO PULP, STRAW AND SAWDUST ON FLOWERING AND DECORATIVE
VALUE OF CHRYSANTHEMUM GRANDIFLORUM
1
Katedra Roślin Ozdobnych, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
[email protected]
2
Katedra Dendrologii i Kształtowania Terenów Zieleni
STRESZCZENIE Przedmiotem badań było określenie wpływu podłoży z udziałem kompostów z komunalnego
osadu ściekowego i materiałów organicznych w uprawie trzech odmian chryzantemy wielkokwiatowej.
W doświadczeniu zastosowano następujące warianty uprawowe: 1. torf z dodatkiem Osmocote Exact Lo-Start
5–6M (5 g·dm-3); 2. torf z dodatkiem Azofoski (5 g·dm-3); 3. 75% kompostu I (osad ściekowy 70%, słoma żytnia
30%) + 25% torfu; 4. 50% kompostu II (osad ściekowy 70%, trociny z drzew iglastych 30%) + 50% torfu;
5. 50% kompostu III (osad ściekowy 35%, wycierka ziemniaczana 35%, słoma żytnia 30%) + 50% torfu; 6. 50%
kompostu IV(osad ściekowy 35%, wycierka ziemniaczana 35%, trociny z drzew iglastych 30%.) i 50%. Roślin
w trakcie uprawy nie nawożono. Rośliny uprawiane w podłożach z udziałem kompostów z osadów ściekowych
nie odbiegały jakością od roślin uprawianych w podłożu torfowym z dodatkiem Azofoski, a nawet niekiedy je
przewyższały. Największą wartość dekoracyjną uzyskały chryzantemy uprawiane w podłożu torfowym
z dodatkiem Osmocote.
SUMMARY The aim of the experiment was to examine the influence of growth substrates with addition of
compost made of municipal sewage sludge and organic materials in cultivation of three chrysanthemum
cultivars. Following growth substrates were used in the experiment: 1. peat with addition of Osmocote Exact LoStart 5–6M (5 g·dm-3); 2. peat with addition of Azofoska (5 g·dm -3); 3. 75% compost I (municipal sewage sludge
70%, wheat straw 30%) + 25% peat; 4. 50% compost II (municipal sewage sludge 70%, coniferous trees sawdust
30%) + 50% peat; 5. 50% compost III (municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, wheat straw 30%) +
50% peat; 6. 50% compost IV (municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, coniferous trees sawdust 30%)
+ 50% peat. Plants were not fertilized during cultivation. Plants cultivated in growth substrates with addition of
composts made of municipal sewage sludge were of the same quality as plants cultivated in sphagnum peat with
addition of Azofoska. Sometimes they were even more decorative. Chrysanthemums cultivated in substrate made
of peat with addition of Osmocote were of the greatest decorative value.
Słowa kluczowe: Chrysanthemum × grandiflorum, kompost, komunalny osad ściekowy, wycierka
ziemniaczana, walory dekoracyjne
Keywords: Chrysanthemum × grandiflorum, compost, municipal sewage sludge, potato pulp, decorative value
WSTĘP
Osady ściekowe powstałe po oczyszczeniu ścieków komunalnych i przemysłowych to
uciążliwy odpad, który w Polsce najczęściej utylizuje się poprzez składowanie (44%).
Znacznie efektywniejszym sposobem ich zagospodarowania, po uprzedniej stabilizacji
i higienizacji, jest wykorzystanie na cele rolnicze (Krzywy i in. 2000, Jakubus 2003). Taki
sposób unieszkodliwiania osadów ściekowych popularny jest w krajach UE, gdzie tak
utylizuje się ponad 30% osadów. W Polsce w rolniczy sposób utylizuje się jedynie 14%
osadów ściekowych wykorzystując je głównie, jako nawóz w uprawach polowych lub do
rekultywacji terenów zdegradowanych. Z powodu dużego zasolenia, nadmiernej zawartością
metali ciężkich oraz zanieczyszczeń organicznych i mikrobiologicznych stosowanie osadów
ściekowych w produkcji rolniczej czy warzywniczej może budzić wątpliwości, jednak
249
Wraga, Kubus
wykorzystując je w terenach zieleni czy do uprawy roślin ozdobnych zastrzeżeń jest znacznie
mniej (Krzywy i in. 2007b, Sulewska i Koziara 2007, Antonkiewicz i Jasiewicz 2009). W celu
poprawy właściwości fizycznych i chemicznych coraz częściej osady ściekowe kompostuje
się z różnymi materiałami organicznymi, takimi jak; słoma, trociny, kora sosnowa, odpady
przemysłu ziemniaczanego (wycierka ziemniaczana), odpady po pielęgnacji terenów zieleni,
itp. (Krzywy i Iżewska 2004, Czekała 2009). Tak przygotowane komposty mogą być dobrym
komponentem podłoży do uprawy roślin ozdobnych (Klock 1997, Andre i in. 2002, Krzywy
i Iżewska 2004, Dobrowolska i in. 2007a, Krzywy i in. 2007b, Zawadzińska i Klessa 2007).
Ma to szczególnie duże znaczenie wobec malejących naturalnych zasobów toru wysokiego,
będącego podstawowym podłożem lub składnikiem mieszanek ziem ogrodniczych.
Celem badań było określenie wpływu wybranych podłoży z udziałem kompostu z osadu
ściekowego i wycierki ziemniaczanej, słomy lub trocin na kwitnienie i walory dekoracyjne
trzech odmian chryzantemy wielkokwiatowej.
MATERIAŁ I METODY
Doświadczenie przeprowadzono w roku 2006 r., w okresie od pierwszej dekady czerwca
do pierwszej dekady listopada, na terenie Hali Wegetacyjnej Zachodniopomorskiego
Uniwersytetu
Technologicznego
w
Szczecinie.
Materiał
roślinny
stanowiły
trzy
drobnokwiatowe odmiany chryzantemy wielkokwiatowej, których ukorzenione sadzonki
otrzymano z gospodarstwa ogrodniczego Złocień z Krzypnicy. Były to: ‘Appro Yellow’,
‘Padre Yellow’ i ‘Kismo’. Sadzonki chryzantem posadzono do doniczek o pojemność 1,5 dm 3
i do czasu zakończenia doświadczenia ustawiono na macie szkółkarskiej w nieogrzewanym
tunelu foliowym, w którym temperatura powietrza wynosiła 18–30ºC. W doświadczeniu
wykorzystano następujące warianty podłożowe:
1. kontrola I – torf wysoki odkwaszonego kredą i dolomitem do pH 6,0 + standardowy nawóz
ogrodniczy Azofoska (13,6+6,4+19,1), w dawce 5 g·dm-3.
2. kontrola II – torf wysoki odkwaszonego kredą i dolomitem do pH 6,0 + nawóz
o przedłużonym działaniu Osmocote Exact Lo-Start 5–6M (15+8+10), w dawce 5 g·dm-3,
3. podłoże I – 75% kompostu I + 25% torfu;
4. podłoże II – 50% kompostu II + 50% torfu;
5. podłoże III – 50% kompostu III + 50% torfu;
6. podłoże IV – 50% kompostu IV + 50% torfu.
Podłoża do uprawy chryzantemy sporządzono z czterech rodzajów kompostów po 7
miesiącach fermentacji. Skład rzeczowy kompostów przedstawiał się następująco: kompost I
– komunalny osad ściekowy 70%, słoma żytnia 30%; kompost II – komunalny osad ściekowy
250
Wpływ kompostów z...
70%, trociny z drzew iglastych 30%; kompost III – komunalny osad ściekowy 35%, wycierka
ziemniaczana 35%, słoma żytnia 30%; kompost IV – komunalny osad ściekowy 35%,
wycierka ziemniaczana 35%, trociny z drzew iglastych 30%. Pochodzenie komponentów
użytych do wytworzenia kompostów, ich pełny skład chemiczny, a także przebieg procesu
kompostowania, sposobu sporządzenia i charakterystykę chemiczną uzyskanych kompostów,
oraz sporządzonych podłoży i torfu przedstawiono w pracy Krzywy i in. (2007) i Wraga
(2009). Podłoża, które wykorzystano do badań w 2006 r. wybrano na podstawie oceny
przebiegu fazy wegetatywnej i generatywnej oraz oceny bonitacyjnej roślin w doświadczeniu
przeprowadzonym w 2005 r. (Wraga 2009). Na podstawie wyników analizy chemicznej
podłoża o zbyt niskim pH zneutralizowano kredą i dolomitem do pH 6,0, posługując się
krzywą neutralizacji. W podłożach o niskiej zawartości azotu i potasu uzupełniono stosując
saletrę amonową i siarczan potasu do poziomu górnych wartości liczb granicznych
zalecanych przez Jerzego (2000). W trakcie uprawy nie stosowano nawożenia pogłównego.
Doświadczenia przeprowadzono w układzie kompletnej randomizacji, w 4 powtórzeniach
po 8 roślin w powtórzeniu. W drugiej dekadzie października 2006 r., kiedy rośliny osiągnęły
pełnię kwitnienia, wykonano pomiar wysokości i średnicy roślin, indeksu zazielenienia liści
(SPAD), a także średnicy i liczby kwiatostanów. Otrzymane wyniki zweryfikowano
statystycznie za pomocą analizy wariancji, a istotność zróżnicowania średnich oceniano
testem Tukeya na poziomie istotności α=0,05 wykorzystując program ANALWAR 4.3.
Przeprowadzono także ocenę bonitacyjną w skali 1–9, w której oceniano: pokrój roślin,
rozkrzewienie, obfitość kwitnienia i zdrowotność. Wyniki oceny bonitacyjnej przedstawiono
na rys. 1.
WYNIKI I DYSKUSJA
Z przeprowadzonych badań wynika, że w stadium pełni rozwoju generatywnego,
najwyższe, o największej średnicy rozet oraz o największej wartości indeksu zazielenienia
liści (SPAD) były chryzantemy uprawiane w podłożu kontrolnym z dodatkiem nawozu
Osmocote Exact Lo-Start 5–6M. Rośliny uprawiane w pozostałych wariantach uprawowych
nie różniły się wysokością, średnicą rozet jak i wartością indeksu zazielenienia (tab. 1).
Badania prowadzone nad różnymi gatunkami roślin ozdobnych, potwierdzają korzystny
wpływ na wzrost i rozwój roślin dodatku osadów ściekowych w ilości do 50%. Przy dodaniu
do podłoży osadów ściekowych powyżej 50% obserwowano zahamowanie wzrostu roślin
i słabsze ich rozkrzewianie (Klock 1997, Andre i in. 2002, Startek 2006, Zawadzińska
i Klessa 2007). Jednak niektóre rośliny znacznie korzystniej reagują na mniejsze ilości
osadów ściekowych w podłożu. Jak donosi Dobrowolska in. (2007) już 20% dodatek
251
Wraga, Kubus
Tab.. 1. Wpływ podłoży kompostowych na wybrane cechy wegetatywne i generatywne trzech odmian
chryzantemy wielkokwiatowej
Tab. 1. The influence of compost media on some vegetative and generative traits of three cultivars of
Chrysanthemum × grandiflorum
Odmiana (A); Cultivar (A)
Cecha
Podłoże (B)
Średnia
Trait
Medium (B)
Mean
Appro Yellow Padre Yellow
Kismo
1*
23,5
36,5
29,5
29,8
2
18,7
31,8
24,7
25,1
Wysokość
3
19,8
30,3
24,2
24,8
roślin
4
19,8
32,5
23,3
25,2
5
19,5
30,7
23,8
24,7
Height of
6
20,5
31,3
23,3
25,0
plants (cm)
średnia; mean
20,3
32,2
24,8
NIR0,05; LSD0,05
A – 2,22; B – 1,28; A×B – r.n.; n.s.
1
39,7
44,3
37,2
40,4
2
31,2
40,7
32,2
34,7
Średnica
3
30,3
36,2
29,8
32,1
roślin
4
33,7
39,8
31,5
35,0
5
30,5
35,8
29,3
31,9
Diameter of plants
6
31,8
38,5
30,3
33,5
(cm)
średnia; mean
32,9
39,2
31,7
NIR0,05; LSD0,05
A – 3,61; B – 2,07; A×B – r.n.; n.s
1
50,0
40,4
48,4
46,3
2
39,3
31,4
47,4
39,4
Indeks zazielenienia
3
41,2
35,0
41,2
39,1
liści
4
42,2
38,4
40,8
40,5
Greenness index of
5
41,3
31,9
46,7
40,0
leaves (SPAD)
6
48,2
33,5
48,2
43,3
średnia; mean
43,7
35,1
45,5
NIR0,05; LSD0,05
A – 4,46; B – 2,56; A(B) – 7,72; B(A) – 6,26
1
583
219
436
413
2
373
175
220
256
Liczba koszyczków
3
222
124
170
172
kwiatostanowych
4
273
138
207
206
5
265
105
206
192
Number of
6
283
134
206
208
inflorescences
średnia; mean
333
149
241
NIR0,05; LSD0,05
A – 59,3; B – 34,05; A(B) – 102,7; B(A) – 83,4
1
2,93
3,83
3,73
3,50
2
2,87
3,87
3,57
3,43
3
3,00
4,13
3,97
3,70
Średnica kwiatostanu
4
2,87
4,27
3,97
3,70
Diameter of
5
2,90
4,13
3,73
3,59
inflorescence (cm)
6
2,93
4,13
4,50
3,86
średnia; mean
2,92
4,06
3,91
NIR0,05; LSD0,05
A – 0,15; B – 0,09; A(B) – 0,26; B(A) – 0,21
*Objaśnienia: zob. fot. 1; Explanations: see photo 1
kompostu na bazie osadów ściekowych powodował zahamowanie wzrostu niecierpków, ale
jednocześnie pobudzał je do rozkrzewiania się. Zwiększony dodatek kompostu z osadów
ściekowych do 40% i 60% powodował znaczne pogorszenie jakości roślin, w wyniku zbyt
dużej zawartość NPK i wysokiej koncentracji metali ciężkich – rośliny były niskie i słabo
252
Wpływ kompostów z...
rozgałęzione.
Największą wartość indeksu zazielenienia liści stwierdzono u chryzantem uprawianych
w podłożu z nawozem o przedłużonym działaniu. W pozostałych wariantach uprawowych
rośliny nie różniły się istotnie wartością indeksu zazielenienia (tab.1). U żadnej z badanych
odmian chryzantem nie stwierdzono, aby podłoże zawierające kompost z osadów ściekowych
miało wpływ na wartość indeksu zazielenienia. Również w badaniach Krzywego in. (2007)
kompost z udziałem osadów ściekowych nie wpływał w fazie rozwoju wegetatywnego
chryzantem na indeks zazielenienia liści. Inaczej reagowały niecierpki waleriana
i nowogwinejskie, w uprawie których dawka zastosowanego kompostu miała istotny wpływ
na indeks zazielenienia liści – niecierpki uprawiane w podłożu torfowym z 40–60%
dodatkiem kompostu z osadów ściekowych miały mniejszy indeks zazielenienia niż rośliny
kontrolne (Dobrowolska i in. 2007).
Istotnie najwięcej kwiatostanów wytworzyły chryzantemy uprawiane w podłożu
kontrolnym z dodatkiem nawozu Osmocote Exact Lo-Start 5–6M, a najmniej chryzantemy
uprawiane w podłożach z dodatkiem kompostów. Odmiany w różny sposób reagowały na
zastosowane podłoże. Odmiana ‘Appro Yellow’ uprawiana w podłożu z 75% udziałem
kompostu I miała najmniej kwiatostanów, a więcej kwiatostanów wytworzyły chryzantemy
uprawiane w podłożu z 50% udziałem kompostu IV i w podłożach kontrolnych (tab.1).
Rośliny odmiany ‘Padre Yellow’ uprawiane w podłożu z kompostem I, II i IV nie różniły się
liczbą kwiatostanów od roślin uprawianych w podłożu kontrolnym z nawozem Azofoska.
U odmiany ‘Kismo’ nie stwierdzono wpływu podłoży z dodatkiem kompostów na liczbę
kwiatostanów, miały one także zbliżoną liczbę kwiatostanów do roślin uprawianych w
podłożu kontrolnym z nawozem Azofoska. Jak wynika z badań Dobrowolskiej i in. (2007b)
podłoża z 40–60% udziałem osadów ściekowych wpływały negatywnie na liczbę i średnicę
kwiatów niecierpka waleriana i nowogwinejskiego. Natomiast rośliny uprawiane w podłożu
z 20% dodatkiem osadu ściekowego (miało ono zbliżoną do zalecanej dla niecierpków ilość
makro i mikroskładników oraz najmniejszą zawartość metali ciężkich) wytwarzały zbliżoną
liczbę kwiatów do roślin kontrolnych. Inaczej reagowały pelargonie w badaniach Andre i in.
(2002) oraz Zawadzińskiej i Klessy (2007). Rośliny te uprawiane w podłożu z 50%
dodatkiem osadów ściekowych wytwarzały większą liczbę kwiatów. Różnice te wynikają
przede wszystkim z wymagań pokarmowych i uprawowych badanych roślin. Dlatego istotne
jest, aby dobrać optymalną dla danego gatunku lub odmiany dawkę osadów ściekowych
(Krzywy i in. 2007b).
Oceniając walory dekoracyjne uprawianych chryzantem stwierdzono, że niezależnie od
253
Wraga, Kubus
odmiany rośliny o największej wartości handlowej uzyskano uprawiając je w podłożu
z nawozem Osmocote Exact Lo-Start 5–6M (rys. 1). Podobne wyniki badań uzyskała
Zawadzińska i Klessa (2007) oraz Dobrowolska i in. (2007b) – rośliny uprawiane
w podłożach z dodatkiem kompostu na bazie osadów ściekowych wytwarzały mniej
kwiatostanów niż uprawiane w podłożu z nawozem z grupy Osmocote, który zapewnia
roślinom składniki pokarmowe przez dłuższy okres uprawy.
Chryzantemy ‘Appro Yellow’ uprawiane w podłożach z dodatkiem kompostów z osadów
ściekowych nie różniły się wysokością i średnicą roślin, miały zwarty pokrój i ciemnozielone
liście oraz wytwarzały dużą ilość kwiatostanów, rozłożonych równomiernie na całej
powierzchni roślin, o zbliżonej średnicy (2,9 cm). Najwyższą wartość bonitacyjną osiągnęły
rośliny uprawiane w podłożu z dodatkiem kompostu II i IV, a najmniejszą rośliny uprawiane
w torfie z dodatkiem nawozu Azofoska – pokrój ich był luźny, na lisciach występowały
objawy
niedoborów
składników
pokarmowych,
a
kwiatostany
były
rozłożone
nierównomiernie (fot. 1, rys. 1). Chryzantemy odmiany ‘Padre Yellow’ były najwyższe
i miały największą średnicę rozet spośród badanych odmian, jednak pokrój ich był
stosunkowo luźny (tab. 1, fot. 2). Odmiana ta miała koszyczki kwiatostanowe o największej
średnicy (4,1 cm), ale wytwarzała ich najmniejszą liczbę – odmiana ‘Appro Yellow’
wytworzyła ponad 100% więcej kwiatostanów, a odmiana ‘Kismo’ o 60% więcej.
Chryzantemy odmiany ‘Padre Yellow’ uprawiane w podłożach z udziałem osadów
ściekowych nie różniły się średnicą kwiatostanów, były one jednak większe od koszyczków
kwiatostanowych roślin uprawianych w podłożu z dodatkiem nawozu Osmocote Exact LoStart 5–6M. Niezależnie od zastosowanego wariantu uprawowego u wszystkich roślin
zaobserwowano na liściach oznaki niedoborów składników pokarmowych, szczególnie u
roślin uprawianych w wariancie kontrolnym z nawozem Azofoska (fot. 2). Rośliny o
najwyższej wartości handlowej uzyskano w wariancie z dodatkiem kompostu II i IV –
chryzantemy te miały ładny, stosunkowo zwarty pokrój oraz równomiernie rozmieszczone
duże kwiatostany (fot. 2, rys. 1). Chryzantemy odmiany ‘Kismo’, niezależnie od wariantu
uprawowego charakteryzowały się krępą i zwartą budową, liście były ciemnozielone bez
oznak niedoborów składników pokarmowych. Odmiana ta kwitła obficie, wytwarzając
kwiatostany o średnicy 3,9 cm (tab.1). Chryzantemy uprawiane w podłożu z nawozem
Azofoska i w podłożu z dodatkiem kompostu IV (wariant 6) miały zbliżoną jakość – były
niższe od roślin uprawianych w podłożu z nawozem Osmocote, ale miały prawidłowo
rozwinięte korony, gęsto pokryte na powierzchni pomarańczowo-łososiowymi kwiatostanami.
Największą średnicę kwiatostanów miały rośliny uprawiane w podłożu z dodatkiem
254
Wpływ kompostów z...
kompostu IV.
WNIOSKI
Komposty u na bazie komunalnych osadów ściekowych, wycierki ziemniaczanej oraz
słomy żytniej lub trocin z drzew iglastych mogą być stosowane jako komponenty podłoży
w uprawie chryzantemy wielkokwiatowej.
1. Chryzantemy uprawiane w podłożach z dodatkiem kompostu z komunalnych osadów
ściekowych, wycierki ziemniaczanej, trocin lub słomy nie różniły się wysokością
i średnicą roślin oraz wartością indeksu zazielenienia liści od roślin uprawianych
w podłożu torfowym z dodatkiem nawozu Azofoska.
2. Odmiany ‘Appro Yellow’ i ‘Padre Yellow’ były najbardziej dekoracyjne, gdy uprawiano je
w podłożu torfowym z dodatkiem nawozu Osmocote Exact Lo-Start oraz w podłożu z 50%
udziałem kompostu II i IV, a odmian ‘Kismo gdy uprawiano ją w podłożach kontrolnych
oraz w podłożu z 50% udziałem kompostu IV.
LITERATURA
André F., Guerrero C., Beltrão J., Brito J. 2002. Comparative study of pelargonium sp. Grown in
sewage sludge and peat mixtures. Acta Hort. 573, 63–69
Antonkiewicz J., Jasiewicz C. 2009. Problem zanieczyszczeń organicznych komunalnych osadach
ściekowych. IX Międzynarodowa Konferencja Naukowa „Nawozy naturalne, organiczne
i mineralne, 8–10.09.2009, Szczecin, 25
Czekała J. 2009. Ocena składu chemicznego kompostów wytworzonych z osadów ściekowych,
odpadów konopi i zrębków drzewnych w warunkach kompostowni otwartej. IX Międzynarodowa
Konferencja Naukowa „Nawozy naturalne, organiczne i mineralne, 8–10.09.2009, Szczecin, 13
Dobrowolska A., Klessa M., Placek M. 2007a. Ocena przydatności podłoży z dodatkiem kompostów
z komunalnego osadu ściekowego w uprawie niecierpka waleriana i niecierpka nowogwinejskiego.
Część I. Cechy wegetatywne. Folia Univ. Agric. Stettin. 2007, Agric., Aliment., Pisc., Zootech. 259
(4), 35–40
Dobrowolska A., Klessa M., Placek M. 2007b. Ocena przydatności podłoży z dodatkiem kompostów
z komunalnego osadu ściekowego w uprawie niecierpka waleriana i niecierpka nowogwinejskiego.
Część II. Kwitnienie i wartość dekoracyjna. Folia Univ. Agric. Stettin. 2007, Agric., Aliment.,
Pisc., Zootech. 259 (4): 41–48
Jakubus M. 2003. Charakterystyka osadów ściekowych pod kątem ich przydatności rolniczej
i rekultywacyjnej. II Międzynarodowa Konferencja Naukowo-Techniczna „Rekultywacja terenów
zdegradowanych”. 10–11.04.2003, Szczecin, 119–124
Jerzy M. 2000. Chryzantemy. Odmiany i uprawa. PWRiL, Warszawa, 227s.
Klock K.A. 1997. Growth of salt sensitive bedding plants in media amended with composted urban
waste. Compost Sci. Util. 5, 55–59
Krzywy E., Iżewska A. 2004. Gospodarka ściekami i osadami ściekowymi. Akademia Ronicza,
Szczecin, 186s.
Krzywy E., Wołoszyk C., Iżewska A. 2000. Wartość nawozowa komunalnych osadów ściekowych.
Polskie Towarzystwo inżynierii Ekologicznej, Oddział Szczeciński: 62s.
Krzywy E., Wraga K., Zawadzińska A. 2007a. Ocena w pływu podłoża z komunalnego osadu
ściekowego na wzrost i pokrój chryzantemy wielkowiatowej (Chrysanthemum × grandiflorum
(Ramat.) Kitam). Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 518, 93–100
Krzywy E., Zawadzińska A, Klessa M. 2007b. Badania przydatności podłoży z udziałem
kompostów z komunalnego osadu ściekowego do uprawy roślin ozdobnych. Zesz. Prob. Post. Nauk
Rol. 518, 101–110
Martyn W. 1996. Podłoża szklarniowe wykorzystywane w ogrodnictwie pod osłonami w Polsce.
255
Wraga, Kubus
Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 429, 223–228
Startek L., Placek M., Klessa M. 2006. Wpływ rodzaju podłoża i nawożenia na odmiany niecierpka
nowogwinejskiego ‘Sonic Amethyst’ i ‘Super Sonic Lilac’. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 510,
609–617
Sulewska H., Koziara W. 2007. Efekty stosowania osadów ściekowych w uprawie kukurydzy.
Konferencja Naukowa ”Produktu odpadowe z energetyki i gospodarki komunalnej – wykorzystanie
w rolnictwie i rekultywacji. 18–21.02.2007, Świnoujście, 65-66
Wraga K. 2009. Wpływ podłoży z udziałem kompostów z komunalnego osadu ściekowego i wycierki
ziemniaczanej, słomy oraz trocin na zawartość makroskładników w liściach chryzantemy
wielkokwiatowej (Chrysanthemum × grandiflorum (Ramat.) Kitam). Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. –
w druku
Zawadzińska A., Klessa M. 2007. Wpływ kompostów z komunalnego osadu ściekowego i wycierki
ziemniaczanej na wzrost i kwitnienie pelargonii rabatowej (Pelargonium × hortorum Bailey). Zesz.
Prob. Post. Nauk Rol. 518, 209–217
9
8
ocena bonitacyjna
decorative value
7
6
1*
2
5
4
3
4
5
3
2
6
1
0
'Appro Yellow'
'Padre Yellow'
'K ismo'
odmiana; cultivar
Rys. 1. Wpływ podłoży kompostowych na wartość dekoracyjną (skala 1–9) trzech odmian
chryzantemy wielkokwiatowej. *Objaśnienia: zob. fot. 1
Fig. 1. The influence of compost media on decorative value (scale 1–9) of three cultivars of
Chrysanthemum × grandiflorum *Explanations: see photo1
256
Wpływ kompostów z...
Fot. 1. Odmiana ‘Appro Yellow’; Photo 1. Cultivar ‘Appro Yellow’
*Objaśnienia: 1 – torf + Azofoska 5 g·dm-3; 2 – torf + Osmocote Exact Lo-Start 5–6M 5 g·dm -3;
3 – kompost I + torf (3:1); 4 – kompost II + torf (1:1); 5 – kompost III + torf (1:1); 6 – kompost IV +
torf (1:1)
*Explanations: 1. peat + Azofoska 5 g·dm-3; 2 – peat + Osmocote Exact Lo-Start 5–6M 5g·dm-3;
3 – compost I + peat (3:1); 4 – compost II + peat (1:1); 5 – compost III + peat (1:1); 6 – compost IV +
peat (1:1)
Fot. 2. Odmiana ‘Padre Yellow’; Photo 2. Cultivar ‘Padre Yellow’
*Objaśnienia: zob. fot. 1; Explanations: see photo 1
Fot. 3. Odmiana ‘Kismo’; Photo 3. Cultivar ‘Kismo’
*Objaśnienia: zob. fot. 1; Explanations: see photo 1
257
Ocena przydatności kompostów...
Agnieszka ZAWADZIŃSKA, Agnieszka DOBROWOLSKA, Dorota JANICKA
OCENA PRZYDATNOŚCI KOMPOSTÓW NA BAZIE OSADÓW
ŚCIEKOWYCH W UPRAWIE NIECIERPKA NOWOGWINEJSKIEGO.
CZ. II. ZAWARTOŚĆ MAKROSKŁADNIKÓW W PODŁOŻACH I
ROŚLINACH
EVALUATIONS OF USE OF MEDIA WITH ADDITION
OF MUNICIPAL SEWAGE SLUDGE COMPOST
IN CULTIVATION OF NEW GUINEA IMPATIENS.
PART II. CONTENT OF MACROELEMENTS IN MEDIA AND PLANTS
Katedra Roślin Ozdobnych, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie
[email protected]
STRESZCZENIE Niecierpek nowogwinejski ‘Sonic Light Lavender’ uprawiano w 12 podłożach zawierających
torf wysoki oraz po 25, 50 i 75% czterech różnych kompostów (I – komunalny osad ściekowy 70%, słoma 30%;
II – komunalny osad ściekowy 70%, trociny 30%; III – komunalny osad ściekowy 35%, wycierka ziemniaczana
35%, słoma 30%; IV – komunalny osad ściekowy 35%, wycierka ziemniaczana 35%, trociny 30%). Kontrolę
stanowiły rośliny uprawiane w dwóch podłożach z torfu wysokiego zawierających odpowiednio 1 – nawóz
o spowolnionym działaniu Osmocote Exact 5g·dm-3 i 2 – nawóz tradycyjny – Azofoskę 2,5g·dm-3. Podłoża
poddano analizie chemicznej i uzupełniono w składniki pokarmowe do poziomu zalecanego dla niecierpków. Od
piątego tygodnia uprawy wprowadzono nawożenie pogłówne roślin przez 10 tygodni. Analizę chemiczną
podłoży i roślin wykonano po zakończeniu uprawy. Podłoża kompostowe po uprawie niecierpków zawierały
więcej form ogółem makroskładników, z wyjątkiem wapna, niż podłoża torfowe, które były bardziej zasobne
w węgiel organiczny. Zawartość azotu, fosforu, potasu i wapna w suchej masie części nadziemnej niecierpków
była większa w roślinach uprawianych w podłożach kompostowych niż w roślinach z podłoży zawierających
nawozy mineralne. Zawartość fosforu była wyższa niż górne liczby graniczne dla niecierpka, a wapna i magnezu
kilkakrotnie mniejsza niż optymalna zawartość.
SUMMARY New Guinea Impatiens ‘Sonic Light Lavender’ was cultivated in twelve sphagnum peat media with
additive of 25, 50 i 75% of four different composts: I – municipal sewage sludge 70%, straw 30%; II – municipal
sewage sludge 70%, sawdust 30%; III – municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, straw 30%;
IV – municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, sawdust 30%. Two control variants were prepared with
sphagnum peat: 1 – with slow-release fertilizer Osmocote Exact 5g·dm-3; 2 – with traditional fertilizer Azofoska
2.5g·dm-3. Analyses of content of macroelements in media were made before and after experiment. On the basis
of chemical analyses macroelements were completed up to level recommended for NGI. Additional fertilization
was carried out from fifth week for ten weeks. Chemical analyses of plants were conducted after the end of
cultivation. Compost media after NGI cultivation contained more than forms of macroelements (except calcium)
than sphagnum peat media, which were characterized by higher content of organic carbon. Content of nitrogen,
phosphorus, potassium and calcium in dry matter of overground parts of NGI was higher in plants cultivated in
compost media than in plants cultivated in media with addition of mineral fertilizers. Content of phosphorus was
higher than upper limit and of calcium and magnesium – a few times lower than optimal content.
Słowa kluczowe: niecierpek nowogwinejski, osad ściekowy, podłoże, makroskładniki
Keywords: New Guinea Impatiens (NGI), sewage sludge, medium, macroelements.
WSTĘP
Zastosowanie osadu komunalnego do nawożenia gleb powoduje wzbogacenie ich w masę
organiczną, która w następstwie procesów humifikacji poprawia właściwości fizyczne,
pojemność
sorpcyjną,
tworzy
strukturę
gruzełkowatą
i
intensyfikuje
aktywność
mikrobiologiczną w glebach (Krzywy i Iżewska 2004). Wraz z osadem komunalnym
wprowadza się do gleb niezbędne dla roślin składniki pokarmowe – azot i fosfor oraz w małej
ilości potas. Wyniki badań wskazują, że składniki pokarmowe zawarte w kompostach są
efektywnie wykorzystywane przez rośliny uprawne (Karoń i Pietr 2006). W uprawie
259
Zawadzińska, Dobrowolska i in.
niecierpka nowogwinejskiego duże znaczenie ma stężenie soli w podłożu, pH podłoża oraz
zawartość w nim form przyswajalnych azotu, fosforu i potasu. Według najnowszych, polskich
zaleceń zawartość makroskładników w podłożu do uprawy popularnych gatunków
niecierpków powinna być następująca (mg·dm-3): <40 N-NH4; 180-230 N-NO3; 160-210 P;
200-250 K; 500-1500 Ca 150-200 Mg oraz 50–100 S-SO4; <50 Na; < 50 Cl; przewodność
elektryczna (EC) < 1,60 mS·cm-1; stężenie soli < 2,5g NaCl·dm-3 (Komosa 2004).
W podłożach o zbyt dużej koncentracji makroskładników wzrost niecierpków może być
zahamowany (Tood i Reed 1998). Reakcja roślin na zasolenie podłoża zależy w dużej mierze
od odmiany i ogółu pozostałych czynników uprawowych (Kent i Reed 1996).
Celem przeprowadzonych badań była ocena wykorzystania składników pokarmowych
zawartych w podłożach z udziałem komunalnego osadu ściekowego i zbadanie ich zawartości
w części nadziemnej niecierpków po zakończeniu uprawy.
MATERIAŁ I METODY
Doświadczenie prowadzono pod osłonami od kwietnia do końca września 2005 roku.
Materiał roślinny stanowił niecierpek nowogwinejski odmiany ‘Sonic Light Lavender’.
Ukorzenione sadzonki początkowo uprawiano w torfie wysokim, a po 4 tygodniach
przesadzono do podłoży uzyskanych z torfu wysokiego i czterech kompostów sporządzonych
z komunalnego osadu ściekowego, wycierki ziemniaczanej i materiałów strukturotwórczych.
Komposty miały zróżnicowany skład, a ich udział w mieszankach wynosił 25, 50 i 75%.
Skład rzeczowy kompostów, pH przygotowanych podłoży, ich suchą masę i gęstość oraz
zawartość form ogółem i form przyswajalnych zamieszczono w tabeli 1. W sumie
sporządzono 12 podłoży kompostowych oraz 2 warianty kontrolne: kontrola 1 – torf
odkwaszony do pH 6,0 z dodatkiem nawozu Osmocote Exact Lo-Start 5–6M (15+8+10) w
dawce 5 g·dm-3; kontrola 2 – torf odkwaszony do pH 6,0 + nawóz Azofoska w dawce 2,5
g·dm-3. Na podstawie analizy chemicznej podłoży brakujące makroskładniki uzupełniono do
górnych liczb granicznych zalecanych przez Komosę (2004). Nawożenie pogłówne
rozpoczęto po 4 tygodniach uprawy, jednakowo we wszystkich wariantach podłożowych.
Stosowano nawóz Peters Professional Foliar Feed w stężeniu 0,2% w ilości 50 ml roztworu na
doniczkę raz w tygodniu, do końca trwania doświadczenia.
Szczegółowe metody przygotowania komponentów, kompostów i podłoży, ich skład
chemiczny opisano w pracy Krzywy i in. (2007), natomiast szczegóły dotyczące uprawy
roślin zamieszczono w pierwszej części pracy.
Po zakończeniu doświadczeń z niecierpkiem ze wszystkich wariantów podłoży oraz
z roślin pobrano próby do analizy chemicznej. Próby podłoży i materiału roślinnego (część
260
Ocena przydatności kompostów...
nadziemna) do oznaczeń stanowiły zbiorczą próbę z czterech powtórzeń, z poszczególnych
wariantów podłożowych. W podłożach oznaczono pH (w wodzie), C org., formy ogółem N, P,
K, Ca, Mg, S i formy przyswajalne N-NO3, N-NH4, P, K, Mg. W materiale roślinnym
oznaczono N, P, K, Ca, Mg i S. Oznaczenia wykonano stosując metody powszechnie
stosowane w chemii rolnej i gleboznawstwie, opracowane przez Lityńskiego i in. (1996)
i Ostrowską i in. (1991).
Tab. 1. Skład chemiczny torfu wysokiego i podłoży sporządzonych z kompostów I–IV i torfu
Tab. 1. Characteristics of peat and mixtures from composts I–IV and peat (data from 2005)
KOMPOST I*
Kompost II
Kompost III
Kompost IV
Compost I
Compost II
Compost III
Compost IV
Składnik
Torf
Component
Peat
pH
Sucha masa
3,80
55,6
1**
5,25
38,8
2
5,80
48,1
3
6,30
50,8
4
4,50
36,9
5
5,35
38,3
6
5,70
45,2
7
4,90
35,7
8
5,90
44,8
9
6,10
47,5
10
4,80
30,6
11
5,80
43,0
12
6,20
45,4
0,16
0,26
0,39
0,40
0,33
0,39
0,42
0,24
0,33
0,36
0,28
0,38
0,39
18,5
8,60
11,0
17,1
Podłoże; Medium
Dry matter
[%]
Gęstość
Density
[gcm3]
N
8,90
16,3
Zawartość ogólna; Total content [g∙kg-1 s.m.; DM]
17,6
25,2
16,1
16,6 20,8
13,1
16,1
P
1,60
15,3
17,3
19,1
8,70
13,0
15,3
8,10
14,8
16,6
11,7
14,5
18,2
K
1,60
2,4
3,70
5,30
1,20
2,20
2,90
3,70
5,60
7,30
1,00
1,60
2,20
Ca
2,10
5,70
7,70
8,10
5,60
6,70
7,10
5,10
6,50
7,10
3,70
4,40
5,60
Mg
0,30
0,56
0,63
0,64
0,50
0,56
0,59
0,52
0,60
0,63
0,58
0,63
0,64
S
0,50
4,00
3,30
3,50
4,50
N-NO3
17
5,30
6,70
2,20
4,70 6,10
2,80
5,40 6,80
Zawartość form przyswajalnych; Available form content [mg∙dm-1]
364
785
800
326
346
945
298
386
610
186
281
294
P
20
460
687
847
419
671
741
417
518
631
186
348
668
K
6
289
379
385
139
224
256
454
644
840
75
180
311
Ca
42
1132
2265
3478
1430
2690
3080
1080
1596
2238
925
1625
2390
Mg
Zasolenie
27
303
500
580
236
309
327
191
285
268
128
202
269
0,35
2,98
3,66
4,37
1,65
1,69
1,66
1,26
1,44
1,64
0,73
0,83
2,03
Salinity
g NaCl∙dm
-3
* Skład rzeczowy kompostów; Composition of composts: I – municipal sewage sludge 70%, straw 30%;
II – municipal sewage sludge 70%, sawdust 30%; III – municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, straw
30%; IV – municipal sewage sludge 35%, potato pulp 35%, sawdust 30%.
** Skład rzeczowy podłoży; Composition of media: 1. 25% kompost I, 75% torf; 25% compost I, 75% peat;
2. 50% kompost I, 50% torf; 50% compost I, 50% peat; 3. 75% kompost I, 25% torf; 75% compost I, 25% peat;
4. 25% kompost II, 75% torf; 25% compost II, 75% peat; 5. 50% kompost II, 50% torf; 50% compost II,
50% peat; 6. 75% kompost II, 25% torf; 75% compost II, 25% peat; 7. 25% kompost III, 75% torf; 25% compost
III, 75% peat; 8. 50% kompost III, 50% torf; 50% compost III, 50% peat; 9. 75% kompost III, 25% torf: 75%
compost III, 25% peat; 10. 25% kompost IV, 75% torf; 25% compost IV, 75% peat; 11. 50% kompost IV, 50%
torf; 50% compost IV, 50% peat; 12. 75% kompost IV, 25% torf; 75% compost IV, 25% peat
261
Zawadzińska, Dobrowolska i in.
WYNIKI I DYSKUSJA
Niecierpek nowogwinejski znany jest w Polsce jako roślina doniczkowa od kilkunastu lat
i cieszy się ogromną popularnością. Badania nad uprawą i nawożeniem tego gatunku
zapoczątkowano w USA. W Polsce takie badania rozpoczęto dopiero w latach
dziewięćdziesiątych, kiedy pojawiły się na rynku jego liczne odmiany. Testowano przede
wszystkim przydatność gotowych podłoży oraz nawozów mineralnych, w tym także nawozów
o spowolnionym działaniu w uprawie niecierpka nowogwinejskiego i niecierpka Walleriana
(Startek i Dobrowolska 2002; Startek i Klessa 2003). Badania z wykorzystaniem podłoży
zawierających komposty na bazie komunalnego osadu ściekowego w uprawie roślin
ozdobnych rozpoczęto w 2005 roku w Akademii Rolniczej w Szczecinie.
W badaniach własnych niecierpek nowogwinejski uprawiano w podłożach zawierających
w składzie komposty z osadów komunalnych, wycierki ziemniaczanej i komponentów
strukturotwórczych – słomy i trocin. Na podstawie składu chemicznego sporządzonych
mieszanek podłożowych (tab.1) stwierdzono, że odczyn podłoży, ich sucha masa i gęstość
wzrastały w miarę zwiększania udziału kompostu w mieszance. Przy 50 i 75% udziale
kompostów w podłożach odczyn był optymalny dla większości gatunków roślin ozdobnych.
Zawartość ogólna N, P, K, Ca, Mg, S wzrastała w podłożach w miarę zwiększania udziału
kompostu
w
mieszance.
Zawartość
przyswajalnych
składników
pokarmowych
w przygotowanych podłożach była duża, a w niektórych podłożach przekraczała zalecane
górne liczby graniczne (Komosa 2004). Najwięcej przyswajalnego azotu, fosforu i wapnia
było w mieszankach zawierających kompost I i II z 70% udziałem osadu komunalnego.
Magnez w największych ilościach zawierały podłoża skomponowane z kompostu I.
Największe zasolenie stwierdzono w podłożu zawierającym 75% kompostu I i 25% torfu, i
przekraczało ono liczby graniczne opracowane dla niecierpków (Komosa 2004).
Zalecenia dotyczące zawartości składników pokarmowych w podłożach zostały
opracowane już w latach dziewięćdziesiątych przez Erwina i współpracowników (1992).
Autorzy amerykańscy zaliczyli wtedy niecierpka nowogwinejskiego wyselekcjonowanego
i wyhodowanego w latach 1972–1992 do roślin o niskich potrzebach nawozowych.
Optymalne zawartości makro i mikroskładników były według nich dużo niższe niż te
aktualnie obowiązujące.
Z
wieloletnich
badań
przeprowadzonych
na
nowych
grupach
niecierpków
nowogwinejskich w Polsce wynika, że są one roślinami o dużych wymaganiach nawozowych
(Startek i Dobrowolska 2002). Nawożenie pogłówne zwykle rozpoczyna się u nich już po 4–5
tygodniach uprawy, aby rośliny utrzymały nieprzerwanie dużą wartość dekoracyjną.
262
Ocena przydatności kompostów...
W badaniach własnych u niecierpków objawy niedoborów składników pokarmowych zaczęły
objawiać już po 4 tygodniach uprawy, z różnym nasileniem w poszczególnych podłożach,
mimo że analizy wskazywały dużą dostępność podstawowych makroskładników. Także już na
początku uprawy niekorzystnie na wzrost roślin oddziaływało podłoże z największym
udziałem kompostu zawierającego osad komunalny, trociny i wycierkę ziemniaczaną
(podłoże 12). Jednak pod koniec uprawy rośliny uprawiane w tym podłożu charakteryzowały
się najlepszym wyglądem.
Po zakończeniu uprawy zawartość azotu ogólnego była największa w podłożach
zawierających kompost z osadu komunalnego 70% i trocin 30% (kompost II). Zwiększała się
wraz ze wzrostem udziału kompostu w podłożu (tab.2). Największa zawartość fosforu
ogólnego była w podłożach z udziałem kompostu zawierającego 35% osadu komunalnego,
35% wycierki ziemniaczanej i 30% słomy. Potasu było najwięcej w podłożach zawierających
75% kompostów, niezależnie od ich składu. Podłoża zawierające komposty z udziałem słomy
miały więcej wapnia niż komposty z udziałem trocin, natomiast najwięcej magnezu było
w podłożach zawierających kompost z osadu komunalnego i słomy. Zawartość siarki była
większa w podłożach kompostowych niż torfowych. Stosunek węgla do azotu był najszerszy
w podłożach torfowych oraz w podłożach zawierających 25% kompostów, natomiast
najwęższy w podłożu z udziałem 75% kompostu z osadu komunalnego, wycierki
ziemniaczanej i trocin.
Tab. 2. Zawartość form ogólnych [g·kg-1 s.m.] w podłożach po zakończeniu uprawy niecierpka
nowogwinejskiego ‘Sonic Light Lavender’ (dane z 2005 r.)
Tab. 2. Content of total forms [g·kg-1 DM] in media after the end of cultivation of ‘Sonic Light
Lavender’ (data from 2005 r.)
pH
N
P
K
Ca
Podłoże; media
Torf + Osmocote
6,61
8,80
9,78
2,00
6,12
Torf +Azofoska
6,18
8,40
9,86
1,90
6,05
1*
6,34
11,2
10,2
2,40
6,51
2
6,37
14,4
13,5
2,67
6,06
3
6,53
14,9
13,8
2,51
5,87
4
6,03
13,7
13,4
2,66
5,89
5
6,12
14,6
12,5
2,50
5,94
6
6,85
18,4
14,9
2,96
5,81
7
6,87
13,6
14,4
2,93
6,08
8
6,40
14,2
14,6
2,16
5,78
9
6,64
15,1
14,5
2,82
6,14
10
6,94
12,9
13,3
2,22
5,36
11
6,10
13,8
14,2
2,63
5,37
12
6,16
16,3
13,4
3,24
5,95
*Objaśnienia podłoży zamieszczono w tabeli; Explanation of media see table 1
Mg
S
0,70
0,75
0,83
0,86
0,90
0,75
0,80
0,85
0,70
0,75
0,80
0,70
0,71
0,80
2,13
2,21
2,43
3,63
3,35
3,03
3,00
3,80
3,20
3,10
3,20
3,47
3,25
3,02
C org.
411
405
389
370
305
342
346
375
353
322
320
346
352
311
Zawartość form przyswajalnych dla roślin była w podłożach po zakończeniu uprawy
większa niż górne liczby graniczne podane przez Erwina i in. (1992), i z wyjątkiem azotu
263
Zawadzińska, Dobrowolska i in.
w formie azotanowej (V) mieściła się w przedziałach liczbowych opracowanych przez
Komosę (2004) (tab.3). Najwięcej potasu i magnezu znajdowało się w podłożach
zawierających kompost z osadu komunalnego, wycierki ziemniaczanej i trocin. Niecierpki
pod koniec uprawy w podłożach zawierających 50 i 75% tego kompostu miały wyraźnie
największe walory dekoracyjne. Odczyn podłoży po zakończeniu uprawy był korzystny dla
roślin rabatowych.
Tab. 3. Zawartość form przyswajalnych [mg·dm-3] w podłożach po zakończeniu uprawy niecierpka
nowogwinejskiego ‘Sonic Light Lavender’
Tab. 3. Content of available forms [mg·dm-3] in media after the end of cultivation of ‘Sonic Light
Lavender’ (data from 2005 r.)
Podłoża; media
Torf+Osmocote
Torf+Azofoska
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
N-NO3
185
170
150
148
150
148
149
152
148
156
155
152
153
154
N-NH4
36
37
38
34
49
53
46
55
54
50
34
35
39
50
P
158
140
165
172
157
180
178
163
157
180
173
164
168
196
K
190
194
210
218
244
248
252
247
242
246
240
247
250
253
Mg
141
145
155
159
152
159
147
156
157
152
176
172
181
183
*Objaśnienia podłoży zamieszczono w tabeli ; Explanation of media see table 1
Dane dotyczące optymalnej zawartości makroskładników w liściach niecierpka w celach
diagnostycznych opracowano w laboratoriach na Uniwersytecie w Minnesocie i Laboratorium
Orange w Kalifornii (cyt. za Hartley’em 1995). Sucha masa liści niecierpków powinna
zawierać według UM (g·kg-1 s.m.): N – 25,0–45,0; P – 3,0–8,0; K – 19,0–27,0;
Ca – 10,0–20,0; Mg – 3,0–8,0. Na podstawie danych z Laboratorium Orange skład chemiczny
liści powinien być następujący: N – 34,0–46,0; P – 4,0–6,4; K – 12,0–24,0; Ca – 22,0–30,0;
Mg – 6,6–10,0.
W badaniach własnych po zakończeniu uprawy oznaczono zawartość składników w części
nadziemnej niecierpków – w pędach i liściach łącznie. Zawartość azotu, fosforu i potasu
i wapna była większa w roślinach uprawianych w podłożach kompostowych niż w roślinach
z podłoży zawierających nawozy mineralne (tab.4). Nie ma jednoznacznych wyników, które
mogłyby potwierdzić, że wraz ze wzrostem zawartości kompostu w mieszankach podłoży
wzrasta ilość zgromadzonych składników pokarmowych w roślinach.
Zawartość azotu mieściła się w zakresie optymalnej zawartości opracowanej przez badaczy
z Uniwersytetu w Minnesocie, a zawartość potasu w przedziale optymalnej zawartości
wskazanej przez Laboratorium Orange. Rośliny z podłoży kompostowych zawierały więcej
264
Ocena przydatności kompostów...
fosforu niż podane w literaturze normy oraz kilka lub kilkanaście razy mniej wapna
i magnezu. Potas mógł hamować pobieranie przez niecierpki magnezu co może wyjaśniać
bardzo małą jego zawartość. Zawartość siarki była również mała w odniesieniu do przeciętnej
zawartości tego pierwiastka w części wskaźnikowej niektórych gatunków roślin rolniczych
(Krzywy 2000).
Tab. 4. Zawartość form ogólnych [g·kg-1 s.m.] w części nadziemnej niecierpka nowogwinejskiego
‘Sonic Light Lavender’ po zakończeniu uprawy
Tab. 4. Content of total forms [g·kg-1 s.m. DM] in plants of ‘Sonic Light Lavender’ after the end of
cultivation
Podłoże; media
Torf+Osmocote
Torf+Azofoska
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
N
25,9
25,8
26,6
27,7
27,8
26,6
27,1
28,0
27,5
29,4
26,6
28,1
27,7
29,8
P
7,05
7,09
8,90
8,19
8,79
9,22
9,73
9,03
9,00
9,09
8,78
8,53
8,95
8,40
K
16,6
16,4
18,7
18,9
19,1
19,2
18,8
18,9
19,0
19,6
19,8
20,0
20,2
19,8
Ca
3,13
3,08
3,15
3,13
3,15
3,10
3,13
3,14
3,16
3,15
3,14
3,25
3,17
3,20
Mg
0,35
0,32
0,34
0,35
0,33
0,34
0,33
0,35
0,33
0,34
0,35
0,36
0,34
0,33
S
1,30
1,10
1,56
1,57
1,85
1,40
1,02
1,18
1,68
1,15
1,23
1,26
1,10
1,37
*Objaśnienia podłoży zamieszczono w tabeli; Explanation of media see table 1
WNIOSKI
1. Niecierpek nowogwinejski ‘ Sonic Light Lavender‘ uprawiany w podłożach zawierających
komposty na bazie komunalnych osadów ściekowych mimo dużej zasobności
w przyswajalne składniki pokarmowe wymagał nawożenia pogłównego.
2. Podłoża kompostowe po uprawie niecierpków zawierały więcej form ogółem
makroskładników, z wyjątkiem wapna, niż podłoża torfowe, które były bardziej zasobne
w węgiel organiczny.
3. Podłoża torfowe wzbogacone o nawozy mineralne zawierały więcej azotu w formie
azotanowej, natomiast mniej fosforu, potasu i magnezu.
4. Zawartość azotu, fosforu, potasu i wapna w suchej masie części nadziemnej niecierpków
była większa w roślinach uprawianych w podłożach kompostowych niż w roślinach
z podłoży zawierających nawozy mineralne. Zawartość fosforu była wyższa niż górne
liczby graniczne, a wapna i magnezu kilkakrotnie mniejsza niż optymalna zawartość.
LITERATURA
Erwin J., Ascerno M., Pfleger F., Heins R. 1992. New Guinea Impatiens production. Minn.
Commer. Flower Growers Assoc. Bull. 41 (3), 1–15
Hartley D.H. 1995. Feeding and watering [w: New Guinea Impatiens. A Ball Guide]. Red. W. Banner,
M. Klopmeyer. Ball Publishing, Batavia Illinois USA, 31–39
Karoń B., Pietr S.J. 2006. Wartość nawozowa kompostu z osadu ściekowego. Zesz. Prob.. Post. Nauk
265
Zawadzińska, Dobrowolska i in.
Rol. 512, 305–313
Kent M.W., Reed D.W. 1996. Nitrogen nutritions in New Guinea Impatiens ‘Barbados’ and
Spathiphyllum ‘Petite’ in subirrigation system. J. Am. Soc. Hortic. Sci. 121 (5), 812–819
Komosa A. 2004. Nowe liczby graniczne dla roślin ozdobnych uprawianych pod osłonami. Hasło
Ogrod. 6, 124–126
Krzywy E. 2000. Nawożenie gleb i roślin. Akademia Rolnicza w Szczecinie, Szczecin
Krzywy E., Iżewska A. 2004. Gospodarka ściekami i osadami ściekowymi. Wydawnictwo AR
w Szczecinie, Szczecin
Krzywy E., Zawadzińska A., Klessa M. 2007. Badania przydatności podłoży z udziałem
komunalnego osadu ściekowego do uprawy roślin ozdobnych. Zesz. Prob. Post. Nauk Rol. 518,
101–110
Ostrowska A. Gawliński S., Szczubiałka Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin.
Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa
Startek L., Dobrowolska A. 2002. Wpływ nawozów o działaniu spowolnionym na niektóre cechy
morfologiczne trzech grup hodowlanych niecierpka nowogwinejskiego (Impatiens hawkeri
W. Bull). Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 484, 637–644
Startek L., Klessa M. 2003. Wpływ podłoża i nawożenia na cechy morfologiczne i walory
dekoracyjne odmian niecierpka nowogwinejskiego z grupy Sonic i z grupy Super Sonic. Cz. I.
Wzrost i pokrój roślin. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 494, 423–430
Todd N.M., Reed D.W. 1998. Characterizing salinity limits of New Guinea Impatiens i recirculating
subirrigation. J. Am. Soc. Hortic. Sci 123 (1), 156–160
266