Obecnie na świecie jednym z najważniejszych i najszerzej

Biomasa Lemnaceae jako alternatywny substrat dla ekoenergetyki
Z. Romanowska-Duda i W. Pszczółkowski
Uniwersytet Łódzki, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska
Eutrofizacja i jej przyczyny
Eutrofizacja zbiorników wodnych zachodząca najczęściej na skutek antropopresji staje
się zjawiskiem coraz bardziej powszechnym. Przyczyną tego procesu jest wzrost dopływu ze
zlewni pierwiastków biogennych, głównie azotu (N) i fosforu (P), oraz nadmierne obciążenie
jezior i rzek ściekami, które zawierają potężne ilości detergentów (fosforanów). Nadmierna
emisja tlenków azotu do atmosfery powoduje, że wraz z opadami atmosferycznymi do
dużych zbiorników wodnych dostają się coraz większe ilości azotu. Dodatkowo
nieprawidłowe nawożenie pól i niewłaściwa orka przyczyniają się do wymywania znacznych
ilości tego pierwiastka z powierzchniowych warstw gruntu. Nieobojętny jest też udział erozji
wietrznej, głównie na terenach suchych, gdzie wiatr łatwo może poderwać cząstki gleby wraz
z substancjami biogennymi i przenieść je do zbiornika. Ponadto w wyniku melioracji i
likwidowania zbiorników retencyjnych – terenów bagiennych i drobnych zbiorników
wodnych, dochodzi do mineralizacji substancji organicznej.
W pierwszym etapie eutrofizacji pojawia się niewielki wzrost produkcji biologicznej i
wzrasta populacja ryb, co z punktu widzenia gospodarki rybackiej jest elementem
pozytywnym. Późniejsze etapy to zakwity fitoplanktonu, w których szczególnie groźne są
toksyczne gatunki sinic. Zmniejszają one przezroczystość wody, wydzielają szkodliwe dla
zdrowia toksyny, wpływają na niską jakość smaku i zapachu wody, a także ograniczają ilość
tlenu, co powoduje powstawanie przyduchy, która prowadzi do masowego śnięcia ryb.
Zakwity sinic stwarzają nie tylko problemy natury estetycznej, ale przede wszystkim są
niebezpieczne dla zdrowia, gdyż mogą produkować hepato- i neurotoksyny [Carmichael,
1992a, 1992b, 1992c, 1994a, 1994b; Falconer, 1993, 2001; Falconer i in., 1999; Tarczyńska i
in., 2001a, 2001b, 2001c; Tarczyńska i Zalewski, 1994a, 1994b], wywołujące choroby lub
śmiertelne zatrucia [Codd, 1995, 2000, 2001; Ueno i in., 1996]. W pracach Osieckiej [1995]
oraz Fujiki i in. [1996] opisano przypadki cytotoksycznego i genotoksycznego efektu
wywołanego przez toksyny sinicowe.
W strefie litoralu nieodpowiednie warunki świetlne przyczyniają się do zaniku rozwoju
roślinności zanurzonej. Dzieje się to na skutek wzrostu poziomu pierwiastków biogennych,
które sprzyjają intensywnemu rozwojowi fitoplanktonu, porastającemu powierzchnię
zanurzonych roślin. W efekcie makrofity są wypierane przez nitkowate formy fitoplanktonu
(Cladophora, Spirogyra). Osady denne i hypolimnion zostają odtlenione. W takim
środowisku organizmy tlenolubne nie mają możliwości rozwoju, a wiele gatunków ryb strefy
pelagicznej nie może się rozmnażać. Warunki beztlenowe sprzyjają zachodzeniu takich
procesów, jak desulfurykacja, denitryfikacja, amonifikacja czy wreszcie powstawanie metanu
i siarkowodoru. W wyniku tych zjawisk zostaje uruchomione wewnętrzne nawożenie jeziora,
co jeszcze bardziej wzmaga proces eutrofizacji.
Fosfor, obok azotu i węgla, jest powszechnie uważany za główny czynnik decydujący o
poziomie trofii zbiorników wodnych. Podobnie jak wszystkie substancje biogenne, związki
fosforu docierają do jeziora ze zlewni przez spływ powierzchniowy i gruntowy, ze ściekami
oraz z atmosfery [Dillon i Kirchner, 1975; Landner, 1976; Ulrich, 1997]. Pierwiastek ten ze
źródeł zewnętrznych dociera do zbiorników w postaci mineralnych i organicznych związków
rozpuszczonych w wodzie oraz zawieszonych w toni wodnej. Bezpośrednio dostępne dla
glonów i roślin są mineralne fosforany, natomiast estry fosforowe i organiczne związki
fosforu są hydrolizowane przez enzymy fosfohydrolazy (fosfatazy kwaśne i alkaliczne) lub
podlegają lizie do formy przyswajalnego ortofosforanu [Chróst i in., 1984; Chróst i Rai, 1994;
Chróst 1995; Siuda, 1984].
Rola makrofitów w przywracaniu równowagi ekologicznej ekosystemów słodkowodnych
Makrofity wodne w tym pływające Lemnaceae odgrywają znaczącą rolę w regulacji
dynamiki nutrientów w ekosystemach słodkowodnych, a znaczna biomasa tych roślin może
pełnić rolę bufora asekuracyjnego przed eutrofizacją [Jeppesen i in., 1998], stabilizować
procesy ekologiczne i obieg biogenów w ekosystemach wodnych oraz umożliwiać
reprodukcję ryb [Petr, 2000; Rock, 1997].
Makrofity są narzędziem ekorozwoju w ekosystemach słodkowodnych i należy
rozpatrywać je w dwóch komplementarnych płaszczyznach: jako tania technologia
neutralizacji ścieków na niskim i średnim poziomie oraz zgodnie z koncepcją ekohydrologii
(Zalewski i in., 1997; Zalewski, 2000, 2002; Zalewski i in., 2003) jako składnik
zintegrowanej strategii zarządzania ekosystemami wodnymi i narzędzie zwiększające
zdolność ekosystemów słodkowodnych do absorbowania czynników antropogenicznych.
Efektywnym sposobem w redukcji nadmiernej ilości fosforu i azotu (Tab. 1) jest naturalne
bądź
sztuczne
wprowadzenie
makrofitów
do
zbiornika
i
dodatkowe
techniki
biomanipulacyjne prowadzące do poprawy przezroczystości wody, a w dalszym etapie do
uzyskania stanu czystej wody [Scheffer i in., 1993; Frankiewicz, 1997].
Tab. 1. Dzienne pobieranie azotu i fosforu przez rzęsę wodną (wg Floating aquatic
macrophytes – duckweeds - FAO 1997)
Kraj
Gatunek roślin
Pobieranie w g/m2
N
P
Włochy
L. gibba, L. minor
0,42
0,01
Czechy
rzęsa wodna
0,20
-
USA
Lemna sp.
1,67
0,22
USA/Louisiana
rzęsa wodna
0,47
0,16
Indie
Lemna sp.
0,50-0,59
0,14-0,30
USA/Minnesota
Lemna sp.
0,27
0,04
USA/Floryda
S. polyrrhiza
-
0,015
Makrofity wpływają na :
-
akumulację pierwiastków w tkankach, prowadzącą do redukcji puli ortofosforanów;
-
oddziaływanie allelopatyczne – hamujące rozwój fitoplanktonu [Romanowska-Duda i
Tarczyńska, 2001, 2002a, 2001b; Romanowska-Duda i in., 2002];
-
natlenianie powierzchni osadów dennych i redukcję uwalniania fosforu z osadów
[Carpenter i in., 1983];
-
zmniejszenie mętności wody w wyniku ograniczenia falowania i resuspensji osadów;
-
pojawienie się bezkręgowców przy znacznej kondensacji makrofitów [Frankiewicz,
1997].
Zależności pomiędzy makrofitami i abiotycznymi komponentami ekosystemów oraz innymi
reprezentantami biota są wielowymiarowe i wyrażają niepowtarzalne wzory wzajemnych
oddziaływań dla różnych stref klimatycznych i typologicznie różnych ekosystemów
[Zalewski i in., 2003].
Rozumienie fizjologii i reakcji poszczególnych gatunków roślin w tym z rodziny
Lemnaceae jest niezbędne dla optymalnego zastosowania fitotechnologii w danym
środowisku.
Charakterystyka roślin z rodziny Lemnaceae
Rośliny należące do rodziny Lemnaceae są bardzo drobne, bezlistne, posiadają małe
zielone spłaszczone pędy wolno pływające na powierzchni wód (nymfeidy) lub zanurzone
pod wodą (elodeidy). Jedynie Wolfia swobodnie unosi się w toni wodnej. Lemnaceae
rozwijają na dolnej powierzchni jeden korzeń lub pęk korzeni; niekiedy bez korzeni. Kwiaty
są bardzo rzadko spotykane, jednopłciowe. Rośliny te pokrywają powierzchnię wód
stojących. Służą za pokarm ptactwu wodnemu, rybom, ptactwu domowemu oraz zwierzętom
hodowlanym [Mowszowicz , 1973].
Przedstawiciele rodziny Lemnaceae (rzęsowate) należą do pięciu rodzajów:
Spirodela
Landoltia
Wolfiella
Wolfia
Lemna
Rośliny te są bardzo popularnym źródłem materii organicznej. W Tab. 2 zamieszczono
klasyfikację wybranych gatunków roślin z rodziny Lemnaceae.
Tab. 2. Wybrane gatunki roślin z rodziny Lemnaceae (wg Floating aquatic macrophytes –
duckweeds - FAO 1997)
Lemna
L. gibba
L. disperma
L. japonica
L. minima
L. minor
L. minuscula
L. paucicostata
L. perpusilla
L. polyrrhiza
L. turionifera
L. trisulca
L. valdiviana
Spirodela
S. biperforata
S. intermedia
S. oligorrhiza
S. polyrrhiza
S. punctata
Wolffia
W. arrhiza
W. australiana
W. columbiana
W. microscopia
W. neglecta
Wolffiella
W. caudate
W. denticulata
W. lingulata
W. oblinga
W. rotunda
W Polsce pospolitymi gatunkami są: rzęsa drobna (Lemna minor), rzęsa trójrowkowa (Lemna
trisulca), rzęsa garbata (Lemna gibba), spirodela wielokorzeniowa (Spirodela polyrrhiza) i
wolfia bezkorzeniowa (Wolffia arrhiza).
Rys. 1. Porównanie krajowych przedstawicieli rodziny rzęsowatych (Lemnaceae) (wg Piotr
Sikorski, www.atlas.roślin.pl)
Rośliny wodne z rodziny Lemnaceae posiadają wiele zalet w porównaniu z typowymi
roślinami energetycznymi. Wyróżniają się wyższym tempem przyrostu biomasy, (podwojenie
biomasy członów pędowych można odnotować już po 24 h), a ich naturalnym środowiskiem
są śródlądowe akweny wodne, co sprawia, iż nie stanowią konkurencji dla upraw glebowych
dedykowanych na cele spożywczo-żywieniowe lub paszowe. Na świecie istnieją doniesienia
dotyczące wykorzystania tego rodzaju biomasy wodnej jako substratu w procesach
pozyskiwania energii odnawialnej, a w chwili obecnej również ta grupa roślin jest
postrzegana jako wysokowartościowy surowiec w procesach wytwarzania biogazu, produkcji
bioetanolu, biodiesla, paszy dla zwierząt oraz w procesach fitoremediacji zanieczyszczonych
wód śródlądowych.
Biomasa wodna roślin Lemnaceae
Obecnie na świecie jednym z najważniejszych i najszerzej rozwijanych kierunków w
produkcji energii odnawialnej jest użycie biomasy roślinnej na cele energetyczne w tym
również z roślin wodnych. Prace badawcze dotyczące produkcji biopaliw (bioetanolu i
biodiesla) z biomasy wodnej stały się dynamiczne ze względu na możliwość uniezależnienia
się od paliw kopalnych oraz redukcję emisji CO2.
W produkcji tradycyjnych roślin energetycznych może powstać wiele problemów,
które są związane z konkurencyjnością dostępnych gleb i przeznaczeniem ich na cele
konsumpcyjne, ograniczeniem bioróżnorodności gatunków roślin energetycznych oraz
zużyciem bardzo dużych ilości wody. Woda jest wysoce cennym surowcem naturalnym,
którego wartość nieustannie wzrasta ze względu na postępujące zanieczyszczenie środowiska.
Z tego względu bardzo ważne jest odpowiednie oczyszczanie i powtórne jej
wykorzystanie. Odrębny problem stanowi nawożenie i stosowanie pestycydów na plantacjach
energetycznych.
Dlatego poszukuje się nowych i wydajnych energetycznie źródeł biomasy roślin,
której produkcja będzie proekologiczna. Połączenie produkcji biomasy roślin Lemnaceae z
oczyszczaniem ścieków i odpadów płynnych pochodzących z przemysłu, jest zrównoważoną
formą produkcji biopaliw z zachowaniem dbałości o czystość wód i recykling odpadów
[Fedler and Duan 2011]. Obiecującym potencjałem energetycznym może stać się
wykorzystanie roślin wodnych z rodziny Lemnaceae.
Rośliny z rodziny Lemnaceae zostały dobrze przebadane pod kątem zastosowanie ich
w fitoremediacji zarówno zanieczyszczeń organicznych jak i nieorganicznych. Posiadają one
szereg bardzo korzystnych dla tego procesu cech. Charakteryzują się szybkim wzrostem i
wysoką produkcja pierwotną, dużą zdolnością bioakumulowania pierwiastków, a także
zdolnościami biotransformacji, biodegradacji i kontroli rozprzestrzeniania się oraz
biodostępności niektórych zanieczyszczeń.
Szczególnie godna uwagi jest wyższa niż u innych roślin wodnych czy glonów zdolność do
akumulacji metali ciężkich, radionuklidów i pierwiastków śladowych. Dla wielu z tych
pierwiastków gatunki z rodzaju Lemna są hiperakumulatorami (akumulują więcej niż 1000
mg pierwiastka na kg suchej masy). Ponadto rośliny z rodziny Lemnaceae wykazują
tolerancje w stosunku do wysokich stężeń różnorodnych zanieczyszczeń występujących
jednocześnie. Produkują one także i wydzielają do środowiska niskocząsteczkowe związki
organiczne, które zwiększają biodostępność i bioakumulacje zanieczyszczeń. Udowodniono
ich wysoką skuteczność w usuwaniu pierwiastków takich jak azot, fosfor, potas, wapń,
magnez, sód i żelazo. Zastosowanie Lemna sp. do biooczyszczenia ścieków skutkowało
zmniejszeniem
ChZT
(chemiczne
zapotrezbowanie
na
tlen)
i
BZT
(biologiczne
zapotrzebowanie na tlen) oraz ponad 88% redukcją zawartości amoniaku. Ponadto obecność
roślin Lemnaceae zmniejszyła o 20% parowanie w porównaniu do otwartych systemów
oczyszczania ścieków.
Rośliny z rodziny Lemnaceae mogą być zastosowane jako surowiec do wydajnej i
opłacalnej ekonomicznie produkcji bioetanolu ze względu na bardzo dużą zdolność
akumulacji skrobi (do 70% suchej masy) oraz niską zawartość celulozy (około 10%). Sposób
uprawy Spirodella polyrrhiza i konwersji jej biomasy na bioetanol zaprezentował Xu [2011].
Również Lemna minor jest potencjalnie opłacalnym surowcem do produkcji bioetanolu. W
porównaniu do roślin lądowych zawiera niewiele lignin i hemiceluloz, które przy obecnym
poziomie technologicznym nie mogą zostać efektywnie wykorzystane do produkcji biopaliw
na dużą skalę. Zarówno frakcja skrobi jak i celulozy zawarta w biomasie Lemna minor
podatna jest na enzymatyczny rozkład do glukozy bez konieczności stosowania wstępnej
obróbki termicznej. Dodatkowo taka hydroliza enzymatyczna poprawia wydajność
fermentacji etanolowej [Ge i in. 2012]. Produkcja biomasy roślin Lemnaceae może zachodzić
w bioreaktorach lub zbiornikach otwartych. Stawy z uprawą roślin z rodziny Lemnaceae
zostały uznane za skuteczną i tanią metodę końcowego oczyszczania odpadów rolniczych
takich jak gnojowica. W takim systemie wykazano jeden z najwyższych poziomów usuwania
azotu, przy dużym przyroście biomasy o wysokiej zawartości białka.
Tab. 3. Skład chemiczny (% suchej masy) (wg.
Parametr/Roślina
Lucerna
Materia organiczna
Białka
Naturalne włókna
Kwaśny błonnik
Wilgotność
89,3
19,2
37,0
27,4
75-83
Kiszonka z
kukurydzy
94,7
6,25
42,2
22,7
60-70
Lemnaceae
78,5
23,0
30,2
13,7
92-94
Biomasa taka może zostać potencjalnie wykorzystana jako pasza dla trzody chlewnej. Białko
w niej zawarte, ze wzglądu na wysoką zawartość lizyny i metioniny, składem
aminokwasowym bardziej przypomina białko zwierzęce niż roślinne [Mkandawire i Dudel
2007]. Produkcja roślin z rodzaju Lemnaceae na wstępnie oczyszczonej gnojowicy w
znaczący sposób ograniczyła negatywny wpływ na środowisko i dzięki zastosowaniu
wytworzonej biomasy jako paszy może potencjalnie poprawić opłacalność uprawy
[Mohedano i in. 2012]. Liczne badania wykazały skuteczność zastosowania roślin z rodziny
Lemnaceae do oczyszczania ścieków komunalnych i rolniczych, a ponadto wielokierunkowe
możliwości wykorzystania uzyskanej biomasy roślinnej w tym produkcji biogazu, biopaliw,
w biorafineriach, fitoremediacji oraz jako wysokobiałkowa pasza dla zwierząt (Rys. 1).
Europejska Platforma Technologiczna Biopaliw promuje koncepcję biorafinerii, jako
wytwórnię wielu cennych produktów i stanowi kompleksowy układ technologiczny, w
którym połączone są procesy konwersji biomasy i dalszego przetwarzania jej produktów.
Wytwory te powinny być proekologiczne i nie stanowić zagrożenia dla środowiska,
zwłaszcza w zakresie emisji gazów cieplarnianych. Zadania te wpisują się doskonale w zakres
badawczy Polskiej Platformy Technologicznej Biopaliw i Biokomponentów dla założeń
krajowych, w tym – wprowadzanie nowych odmian roślin z przeznaczeniem do produkcji
biopaliw [Biernat, 2008; Rogulska i in. 2011].
Rys. 1. Schemat wykorzystania roślin z rodziny Lemnaceae (wg. Z. Romanowska-Duda, W.
Pszczółkowski)
Problem utylizacji ścieków mleczarskich, zawiera opracowanie innowacyjnych
technologii energetycznych opartych na produkcji nowych zasobów biomasy wodnej roślin
Lemnaceae, które z powodzeniem mogą być dostępne na obszarach wiejskich i nie kolidować
z priorytetową funkcją rolnictwa jaką jest produkcja żywności.
Uprawa roślin wodnych Lemnaceae z wykorzystaniem ścieków i płynnych odpadów
organicznych pochodzących z przemysłu mleczarskiego i produkcji biogazu, pozwoli na
wytworzenie biomasy roślinnej o różnorodnym zastosowaniu, włączając fitoremediację
zbiorników wodnych. Metoda ta jest efektywnym sposobem zagospodarowania odpadów z
przemysłu mleczarskiego i ekonomicznym systemem produkcji biomasy wysokiej jakości o
szerokim spektrum zastosowań w bioenergetyce (biopaliwa ciekłe i gazowe) i rolnictwie
(pasza, nawóz). Dynamiczny rozwój biogazowni sprawia, że poszukiwanie taniej i dostępnej
biomasy roślinnej w tym Lemnaceae, prowadzi do zrównoważonego rozwoju środowiska.
Literatura
Biernat K. (red.), 2008. Narodowa Strategiczna Agenda Badawcza w Zakresie Biopaliw. Polska
Platforma Technologiczna Biopaliw i Biokomponentów, Warszawa, 2008.
Carmichael W.W., 1992a. Cyanobacterial secondary metabolites-the cyanotoxins. J. Appl. Bacter.
72: 445-459.
Carmichael W.W., 1992b. A status report on planktonic cyanobacteria (blue-green algae) and their
toxins. EPA/600/R-92/079: 1-71.
Carmichael W.W., 1992c. A status report on planktonic cyanobacteria (blue-green algae) and their
toxins. EPA, Cincinnati, Ohio, USA, 141.
Carmichael W.W., 1994a. The toxins of Cyanobacteria. Sci. Am. 270: 78-86.
Carmichael W.W., 1994b. Toksyny cyjanobacterii. Świat Nauki 3: 32-39.
Carpenter S.R., Elser J.J., Olson K.M., 1983. Effect of roots of Myriophyllum verticillatum L. on
sediment redox conditions. Aquatic Botany 17: 243-250.
Chróst R.J., Siuda W., Halemejko G.Z., 1984. Longterm studies on alkaline phosphatase activity
(APA) in a lake with fish-aquaculture in relation to lake eutrophication and phosphorus cycle. Arch.
Hydrobiol. (Suppl.) 70: 1-32.
Chróst R.J., Rai H., 1994. Bacterial secondary production. [W:] Overbeek J. Van, Chróst R.J. (eds).
Microbial Ecology of Lake Plußsee. Springer-Verl. New York: 92-117.
Chróst R.J., 1995. Znaczenie procesów mikrobiologicznych dla intensywności występowania
symptomów eutrofizacji wód. [W:] Zalewski M. (red.). Procesy biologiczne w ochronie i rekultywacji
nizinnych zbiorników zaporowych. WIOŚ, Łódź, Zakład Ekologii Stosowanej UŁ: 71-84.
Codd G.A., 1995. Cyanobacterial toxins: occurence, properties and biological significance. Wat. Sci.
Tech. 32: 149-156.
Codd G.A., 2000. Cyanobacterial toxins, the perception of water quality, and the prioritisation of
eutrophication control. Ecological Engineering 16: 51-60.
Codd G.A., 2001. Cyanobacterial toxins: their actions and multiple fates in microbes, animals and
plants. J. Phycol. 37: 13.
Dillon P.J., Kirchner W.B., 1975. The effects of geology and land use on the export of phosphorus
from watersheds. Wat. Res. 9: 135-148.
Falconer I.R., 1993. Measurement of Toxins from Blue-green Algae in Water and Foodstuffs. Chaper
10: 165-175. ISBN 0-12-247990-4. Acad. Press Limited 24-28 Oval Road, London NW1 7DX.
Falconer I.R., Bartram J., Chorus I., Kuiper-Goodman T., Utkilen H., Codd G., 1999. Safe levels
and practices [W:] Chorus I., Bartram J. (red.). Toxic cyanobacteria in water: a guide to their public
health consequences, monitoring and management. WHO I E&FN Spon: 155-178.
Falconer I.R., 2001. Toxic cyanobacterial bloom problems in Australian waters: risks and impacts on
human health. Phycologia 40: 228-233.
Fedler i Duan 2011. Biomass production for bioenergy using recycled wastewater in a natural waste
treatment system. Resources, Conservation and Recycling 55 (2011) 793–800.
Frankiewicz P., 1997. Regulacja i kontrola procesów biologicznych w celu poprawy jakości wody w
zbiorniku zaporowym. [W:] Zastosowanie biotechnologii ekosystemalnych do poprawy jakości wód.
Zesz. Nauk. Kom. „Człowiek i Środowisko” 18: 115-135.
Fujiki H., Sueoka E., Suganuma M., 1996. Carcinogenesis of microcystins. [W:] Watanabe M.F.,
Harada K., Carmichael W.W., Fujiki H. (red.). Toxic Microcystis. CRS Press: 203-233.
Ge X. , N. Zhang, G. C. Phillips, J. Xu 2012. Growing Lemna minor in agricultural wastewater and
converting the duckweed biomass to etanol. Bioresource Technology 124 (2012) 485–488.
Jeppesen E., Lauridsen T.L., Kairesalo T., Perrow M.R., 1998. Impact of submerged macrophytes
on fish – zooplankton interactions in lakes. [W:] The structuring role of Submerged Macrophytes in
Lakes, Jeppesen E., Sondergaard M., Christoffersen K. (eds.) Springer: New York: 91-114.
Landner L., 1976. Eutrophication of Lasek. WHO, Regional Office for Europe, Genewa, ICP CEP,
No. 210.
Mkandawire M. and E. G. Dudel 2007. Are Lemna spp. Effective Phytoremediation Agents?
Bioremediation, Biodiversity and Bioavailability 1 (1), p. 56-71.
Mohedano R. A. , R.H.R. Costa, F. A. Tavares, P. B. Filho 2012. High nutrient removal rate from
swine wastes and protein biomass production by full-scale duckweed ponds. Bioresource Technology
112 (2012) 98–104.
Mowszowicz J., 1973. Rośliny wodne krajowe. Wydawnictwo Uniwersytetu Łódzkiego 1973.
Osiecka R., 1995. Mutageniczne i cytotoksyczne działanie toksyn sinicowych. [W:] M. Zalewski
(red.). Procesy biologiczne w ochronie i rekultywacji nizinnych zbiorników zaporowych. Biblioteka
Monitoringu Środowiska, PIOŚ, Łódź: 111-124.
Petr T., 2000. Interactions between fish and aquatic macrophytes in inland waters. A review. FAO
Fisheries Technical Paper No. 396. FAO, Rome: 185.
Rock S., 1997. Phytoremediation. In Standard Handbook of Hazardous Waste Treatment and
Disposal. 2nd Edition, Freeman H (ed) Mc Grow Hill: New York, NY, 138-206.
Rogulska M. , A. Grzybek, J. Szlachta, J. Tys, E. Krasuska, K. Biernat, K. Bajdor 2011.
Powiązanie rolnictwa i energetyki w kontekście realizacji celów gospodarki niskoemisyjnej w Polsce;
Polish Journal of Agronomy 2011, 7, 92–101.
Romanowska-Duda Z., Tarczyńska M., 2001. Allelopathic reaction metabolites from Cyanobacteria
against water plant (Spirodela oligorrhiza). Acta Physiol. Plant. 3: 87-88.
Romanowska-Duda Z., Mankiewicz J., Tarczyńska M., Walter Z., Zalewski M., 2002. The effect
of Toxic Cyanobacteria (Blue-Green Algae) on Water Plants and Animal Cells. Polish Journal of
Environmental Studies 11: 561-566.
Romanowska-Duda Z., Tarczyńska M., 2002a. Wzajemne oddziaływanie metabolitów
Cyanoprocaryota i rośliny wodnej Spirodela oligorrhiza. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., PAN, Wydz.
Nauk Rolniczych, Leśnych i Weterynaryjnych: 569-577.
Romanowska-Duda Z., Tarczyńska M., 2002b. The influence of Microcystin-LR and hepatotoxic
cyanobacterial extract on water plant (Spirodela oligorrhiza). Environm. Toxicol., by John Wiley &
Sons, Inc. 17(3): 383-390.
Scheffer M., Hosper S., Meijer M.L., Moss B., Jeppesen E., 1993. Alternative equilibria in shallow
lakes. Trends in Ecology & Evolution 8: 275-279.
Sikorski P., www.atlas.roślin.pl
Siuda W., 1984. Phosphatases and their role in organic phosphorus transformation in natural waters.
A review. Pol. Arch. Hydrobiol. 31: 207-233.
Tarczyńska M., Zalewski M., 1994a. Toksyczność zakwitów sinicowych w eutroficznych
zbiornikach. Materiały konf.: Zalewski M. (red.) Zintegrowana strategia ochrony i zagospodarowania
ekosystemów wodnych. Woj. Inspektorat Ochrony Środowiska w Łodzi, Zakład Ekologii Stosowanej
UŁ: 79-89.
Tarczyńska M., Zalewski M., 1994b. Toksyczność zakwitów sinicowych w eutroficznych
zbiornikach. [W:] M. Zalewski (red.). Zintegrowana strategia ochrony i zagospodarowania
ekosystemów wodnych. Biblioteka Monitoringu Środowiska: 67-77.
Tarczyńska M., Izydorczyk K., Zalewski M., 2001a. Optimization of monitoring strategy for
eutrophic reservoirs with toxic cyanobacterial blooms. Proceedings of 9th International Conference on
the Conservation and Management of Lakes, Otsu, Japan. 3C/D-P83: 572-575
Tarczyńska M., Romanowska-Duda Z., Jurczak T., Zalewski M., 2001b. Toxic cyanobacterial
blooms in drinking water reservoir – causes, consequences and management strategy. Wat. Sci.
Technol. Water Supply 1: 237-246.
Tarczyńska M., Nałęcz-Jawecki G., Romanowska-Duda Z., Sawicki J., Beattie K., Codd G. A.,
Zalewski M., 2001c. Tests for the Toxicity Assessment of Cyanobacterial Bloom Samples. Environm.
Toxicol. 16: 383-390.
Ueno Y., Nagata S., Tsutsumi T., Watanabe M.F., Park H.D., Chen G.C., Chen G., Yu S.Z.,
1996. Detection of microcystins, a blue-green algal hepatotoxin in drinking water sampled in Haimen
and Fusui, endemic areas of primary liver cancer in China, by highly sensitive immunoassay.
Carcinogenesis 17: 1317-1321.
Ulrich K.U., 1997. Effects of land use in the drainage area on phosphorus binding and mobility In the
sediments of four drinking eater reservoirs. Hydrobiologia 345: 21-38.
Zalewski M., Janauer G.A., Jolankai G., 1997. Ecohydrology – a new paradigm for the sustainable
use of aquatic resources. Conceptual background, Working Hypothesis, Rationale and Scientific
Guidelines for the Implementation of the IHP-V Project 2-3, 2-4. Technical Documents in Hydrology
No. 7. UNESCO, Paris: 58.
Zalewski M., 2000. Ecohydrology – the scientific background to use ecosystem properties as
management tools toward sustainability of water resources. Guest editorial. Ecological Engineering
16: 1-8.
Zalewski M. (Eds.), 2002. Guidelines for the Integrated Management of the Watershed –
Phytotechnology and Ecohydrology: United Nations Environmental Programme – Division of
Technology, Industry and Economies – International Environmental Technology Centre (UNEPDTIE-IETC), International Hydrological Programme UNESCO, Regional Bureau for Science in
Europe (IHP, ROSTE), International center for Ecology PAS, Dept. of Applied Ecology, University
of Łódź. Venice, Osaka, Shiga, Warsaw, Łódź, IETC Freshwater Management Series No. 5.
Zalewski M., Santiago-Fandino V., Neate J., 2003. Energy, water, plant interactions: “Grenn
feedback” as a mechanism for environmental management and control through the application of
phytotechnology and ecohydrology. Hydrological Processes 17: 2753-2767.
Xu J., and G. Shen 2011. Growing duckweed in swine wastewater for nutrient recovery and biomass
production. Bioresource Technology 102 (2011) 848–853