Instytut Biologii, Zakład Hydrobiologii i Akwakultury, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu
Institute of Biology, Department of Hydrobiology and Aquaculture, Wrocław University of Environmental and Life Sciences
Przeprowadzono badania wybranych elementów środowiska jeziora Jamno. Pobierano trzcinę pospolitą (Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud.) oraz wodę. Próbki pochodziły z 5 stanowisk badawczych: Strzeżenice, kanał Jamieński Nurt, Mielno-Unieście, Łazy i Osieki. W pobranym materiale określono zawartość żelaza i manganu.
Obecność metali w wodzie stwierdzono tylko na stanowisku kanał Jamieński Nurt. Stężenie
żelaza w pobranych próbkach wody dochodziło maksymalnie do 1,7411 mgFe∙dm-3, a manganu do
0,5066 mgMn∙dm-3.
W próbkach roślinnych zakres zawartości żelaza wynosił od 615,08 do 718,45 mgFe∙kg-1,
a manganu od 76,14 do 208,39 mgMn∙kg-1.
Współczynniki kumulacji (BCF) metali na stanowisku kanał Jamieński Nurt w trzcinie pospo-litej wynosiły BCF= 399,93 (żelazo) oraz BCF= 355,48 (mangan).
Poziom metali w badanych próbkach wody i roślin świadczy o niewielkim stopniu zanieczysz-czenia jeziora Jamno manganem i żelazem.
SŁOWA KLUCZOWE: żelazo, mangan, jeziora, woda, rośliny wodne
Do cytowania – For citation: Senze M., Pokorny P., Kowalska-Góralska M., 2011. Mangan i żelazo w trzcinie pospolitej jeziora Jamno. Zesz. Nauk. UP Wroc., Biol. Hod. Zwierz., LXII, 580: 55–64.
56 Magdalena Senze i wsp.
WSTęP
Wody powierzchniowe gromadzą zanieczyszczenia, które dopływają ze zlewni. Skład chemiczny wód jezior przymorskich (przybrzeżnych), a zatem i badanego jeziora Jamno, jest uzależniony głównie od dopływających wód rzecznych zbierających ścieki rolnicze, przemysłowe i bytowo-gospodarcze oraz od mających z nimi kontakt wód Morza Bałtyc-kiego. W przeważającej części roku wpływ wód morskich jest zdecydowanie słabszy niż zanieczyszczeń pochodzących z lądu. Jednak na skutek zmian warunków hydrologicz-nych i meteorologiczhydrologicz-nych – głównie działalności wiatru w okresie sztormów – wtłacza-ne do jeziora słowtłacza-ne wody morskie mają zdecydowanie większe znaczenie. Zjawisko to obserwowane jest okresowo w jeziorach nadmorskich i nosi nazwę ingresji wód słonych (Cieśliński 2005).
W bezpośrednim sąsiedztwie jezior przybrzeżnych i w ich zlewni rozwinięta jest sieć obiektów turystycznych, co sprzyja wprowadzaniu zanieczyszczeń. W neutralizacji za-nieczyszczeń środowiska wodnego bierze udział między innymi roślinność wodna, a jej zdolności akumulacyjne są pomocne w zatrzymywaniu metali.
W strefie litoralu jeziora Jamno notuje się obecność rozległych zbiorowisk roślinności szuwarowej, w której znaczny udział ma trzcina pospolita, zajmująca w jeziorach około 60% powierzchni strefy litoralu. Migracja metali ze zlewni odbywa się na drodze spływu wraz z wodami rzecznymi dopływającymi do jeziora i w wyniku spływów powierzchnio-wych ze zlewni bezpośredniej. Szeroki i gęsty pas roślinności brzegowej może stanowić swego rodzaju filtr hamujący dopływ zanieczyszczeń z przyległych terenów gospodar-czo-rolniczych oraz rekreacyjnych. Istotną funkcją roślinności szuwarowej jest aku-mulacja różnego typu zanieczyszczeń, w tym metali, między innymi żelaza i manganu (Modzelewski 1996, Radziej 1994).
Żelazo przedostaje się do środowiska wodnego głównie w wyniku wymywania ze skał oraz gleb. Jego obecność w wodzie jest uzależniona od ilości wprowadzanych do wody ścieków, głównie z zakładów metalurgicznych i galwanizerii oraz z wód pokopalnianych. Postać, w jakiej żelazo występuje w wodach powierzchniowych, jest uzależniona od ilo-ści związków organicznych, zawartoilo-ści tlenu rozpuszczonego, dwutlenku węgla i odczy-nu. Stąd też możliwe jest występowanie żelaza w formie rozpuszczonej, koloidalnej oraz w formie zawiesiny (Kubiak i wsp. 1999).
Naturalnymi źródłami manganu w wodach powierzchniowych są procesy wymywa-nia ze skał i gleby. Źródła antropogeniczne to głównie działalność gospodarcza związana z działalnością kopalni, hut. Inne źródła to spalanie paliw stałych i płynnych (węgiel i benzyna), stosowanie nawozów mineralnych, produkcja szkła, ceramiki. Rozpuszczal-ność związków manganu w wodach powierzchniowych zależy od odczynu wody i poten-cjału redox (Kubiak i wsp. 1999).
Badania chemiczne jezior przymorskich pozwalają na poznanie możliwości bioin-dykacyjnych ekosystemów wodnych. Prowadzone w wielu krajach badania są odzwier-ciedleniem szerokiego zainteresowania tym zagadnieniem (Demirezen, Aksoy 2006, Grzybowski 1996, Kufeli, Kufel 1985, 1986, Samecka-Cymerman, Kempers 2000, St-Cyr, Campbell 1996, Wachs 1985, Yaru i wsp. 2001). Wykonano badania jeziora Jamno i podjęto próbę oceny bioakumulacji żelaza i manganu w roślinności wodnej porastającej strefę litoralu.
Mangan i żelazo w trzcinie pospolitej ... 57
TEREN BADAŃ
Jezioro Jamno jest jeziorem polimiktycznym, okresowo zasalanym przez wtłaczane wody Bałtyku (tab. 1). Jest to jezioro stosunkowo płytkie, a jego dno jest w znacznym stopniu zamulone. W zlewni jeziora znajdują się dwa większe miasta – Koszalin i Sia-nów oraz miejscowości o charakterze wczasowym jak Mielno, Unieście, Łazy i Osieki. Zlewnię bezpośrednią jeziora stanowi powierzchnia 7,4 km2, w tym tereny leśne zajmują 15,5%, tereny zabudowane 16,4%, łąki 29,3%, grunty orne 38,8%. Po jeziorze w okre-sie letnim pływają statki turystyczne i prom oraz stosunkowo intensywnie uprawiane są sporty wodne. Pod względem rybackim jezioro zaliczane jest do typu sandaczowego (Raport o stanie środowiska 2008).
Do Jamna uchodzą bezpośrednio ścieki z oczyszczalni w Unieściu, która przyjmuje ścieki z Unieścia, Mielna i Łaz, wody deszczowe z tych miejscowości oraz wody po-chłodnicze z gorzelni w miejscowości Osieki. Pośrednio Jamno jest odbiornikiem ście-ków z oczyszczalni komunalnej Koszalina, wód opadowych z Koszalina oraz ścieście-ków pochodzących z oczyszczalni wiejskiej w Boninie (rzeka Dzierżęcinka). Z kolei z miasta Sianów oczyszczone ścieki odprowadzane są do jeziora z rzeką Unieść (Raport o stanie środowiska 2008).
Jezioro Jamno jest wykorzystywane rekreacyjnie (m.in. sporty wodne, rejsy statków, wędkarstwo) i turystycznie (Jańczak 1997, Raport o stanie środowiska 2008).
mATERIAŁ I mETODY
Badania prowadzono w okresie letnim na przełomie lipca i sierpnia 2009 r. Pobiera-no po pięć próbek trzciny pospolitej (Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud.) oraz próbki wody ze strefy litoralu jeziora Jamno. Wyznaczono pięć stanowisk badawczych (rys. 1):
nr 1 – miejscowość Strzeżenice;
nr 2 – na granicy miejscowości Mielno i Unieście; nr 3 – kanał Jamieński Nurt;
nr 4 – miejscowość Łazy; nr 5 – miejscowość Osieki.
Bezpośrednio na stanowiskach badawczych zmierzono odczyn (PN-90/C-04540/01) i przewodnictwo elektrolityczne wody (PN-EN 27888:1999).
Rośliny opłukiwano w wodzie na stanowisku badawczym. Następnie suszono w tem-peraturze pokojowej do stanu powietrznie suchego. Całe rośliny rozdrabniano wstępnie przez pokruszenie i homogenizowano przez rozcieranie w moździerzu porcelanowym. Mineralizację prowadzono na mokro ze stężonym kwasem azotowym w ciśnieniowym piecu mikrofalowym Mars 5 firmy CEM. Pomiar zawartości metali wykonano meto-dą spektrofotometrii absorpcji atomowej na aparacie SpectrAA-110/220 firmy Varian. W pobranych próbkach oznaczono stężenie żelaza i manganu.
W obrębie występowania roślin pobrano równocześnie wodę w celu określenia współ-czynnika bioakumulacji (BCF= Bioconcentration Factor) metali w roślinach. Współczyn-nik ten obliczono jako stosunek stężenia metalu w roślinie do jego stężenia w wodzie (Jezierska, Witeska 2001).
58 Magdalena Senze i wsp.
WYNiKi i OmóWiENiE
Woda
Wody jeziora Jamno odznaczały się umiarkowanym poziomem mineralizacji, a ob-razujące go wartości przewodnictwa elektrolitycznego zawierały się w przedziale od 756,00 µS∙cm-1 w wodzie pobranej w miejscowości Osieki (stanowisko nr 5) do 1312,00 µS∙cm-1 na stanowisku nr 2 (Mielno-Unieście) (tab. 2). Badane wody charakteryzowały się przeważnie odczynem obojętnym. Zakres wartości wynosił od pH 6,40 na stanowisku nr 1 Strzeżenicach do pH 7,05 w miejscowości Łazy na stanowisku nr 4 (tab. 2).
Ocena jakości środowiska wodnego jeziora Jamno na podstawie Rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych części wód po-wierzchniowych z 2008 r. jest utrudniona ze względu na to, że wśród wymienionych dla jezior wskaźników granicznych nie ujęto jako jednego z parametrów oceny odczynu wody. Z kolei w przypadku przewodnictwa elektrolitycznego zakres dla I i II klasy czy-stości wynosi ≤ 600 µS∙cm-1. Dla pozostałych klas nie ustala się wartości granicznych, tak więc stan wody jeziora Jamno ze względu na wartość przewodnictwa elektrolitycznego (min. 756 µS∙cm-1) należy uznać za zły.
W latach 2004 i 2005 prowadzone przez Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowi-ska (WIOŚ) w Szczecinie badania obejmowały swym zakresem tylko dwie rzeki ucho-dzące do jeziora Jamno: Dzierżęcinkę i Unieść. W zakresie badań nie ujęto jednak stężeń żelaza i manganu. Z danych prezentowanych przez WIOŚ wynika, że rzeka Dzierżęcinka wnosiła do jeziora Jamno wody czwartoklasowe z podwyższoną zawartością azotanów, wskazującą na przekroczenie wskaźników eutrofizacji. W przypadku rzeki Unieść wody dopływające do jeziora Jamno plasowały się w trzeciej klasie czystości i choć stężenie azotanów było podwyższone, to nie przekraczało ono granic dla zagrożenia eutrofizacją (Raport o stanie środowiska 2007).
Badania prowadzone przez WIOŚ w roku 2006 pozwalają zaliczyć badane wody do trzeciej klasy czystości wód. Widoczny jest trend pozytywnych zmian jakości środowiska wodnego jeziora Jamno, które określane było w roku 1996 jako pozaklasowe, a obecnie klasyfikowane jest jako trzecioklasowe (Raport o stanie środowiska 2008).
W latach 2008 i 2009 Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska nie prowadził badań wód jeziora Jamno. Nie można zatem przeprowadzić podobnego porównania dla badanych w tym okresie wód.
Analiza stężenia żelaza w wodach jeziora Jamno wykazała obecność jonów jedynie w próbkach pobranych na stanowisku przy kanale Jamieński Nurt. Średnie stężenie żela-za wyniosło 1,7411 mgFe∙dm-3 (tab. 2). W pozostałych próbkach wody stężenie utrzymy-wało się w granicach poniżej progu wykrywalności.
Uzyskane w badaniach stężenia żelaza okazały się być zbliżone do wartości prezen-towanych dla wód zasilających jezioro Łękuk, zlokalizowane w północno-wschodniej części Polski uznawanej za obszar o niskim wpływie zanieczyszczeń (Smoleński 1999). Podobnym zakresem odznaczały się wody rzeczne górskie i nizinne w zlewni zbiorni-ka zaporowego Słup w południowo-zachodniej części Polski (Senze 2003). Również w wodzie potoków górskich oraz jezior na terenie Niemiec i Serbii stwierdzono zbliżone stężenia żelaza (Branković i wsp. 2009, Samecka-Cymerman, Kempers 2002). Analogicz-ne wartości zanotowano także w ciekach płynących w bliskim sąsiedztwie gospodarstw z intensywną produkcją zwierzęcą (Tymczyna i wsp. 2000).
Mangan i żelazo w trzcinie pospolitej ... 59
Z kolei niższe wartości stwierdzono w dopływach rzeki Odry (Samecka-Cymerman, Kempers 2003), potokach karkonoskich (Samecka-Cymerman, Kempers 1999), ciekach Gór Wałbrzyskich (Samecka-Cymerman i wsp. 2005), jeziorach zachodniej Polski (Kaca-per 2004, Szymanowska i wsp. 1999) oraz stawach południowo-zachodniej części Polski (Studnicka 1986). Niższe stężenia żelaza notowano nie tylko w wodach charakteryzują-cych się umiarkowanym stopniem zanieczyszczenia, ale także w ciekach odwadniają-cych składowisko odpadów ciepłowniczych (Kozubek, Marek 2002), wodach z obszaru Legnickiego Okręgu Miedziowego (Samecka-Cymerman, Kempers 2004) oraz w jezio-rach eutroficznych zachodniej Polski (Klink 2004).
Wyższymi zawartościami żelaza odznaczały się wody pobierane z odcieków kopalni węgla (Samecka-Cymerman, Kempers 2001).
Spośród wszystkich stanowisk badawczych stężenie manganu w wodzie stwierdzono tylko na jednym stanowisku przy kanale Jamieński Nurt, a wartość średnia wyniosła tam 0,5066 mgMn∙dm-3 (tab. 2). Z kolei w pozostałych próbkach, podobnie jak w wypadku żelaza, stężenie manganu utrzymywało się na poziomie poniżej progu wykrywalności.
W zbliżonym zakresie do notowanych dla wód jeziora Jamno mieściły się stężenia manganu oznaczone w dopływach zasilających jezioro Łękuk (Smoleński 1999). Po-dobne wartości odnotowano również w ciekach odwadniających składowisko odpadów ciepłowniczych (Kozubek, Marek 2002) i w wodach z obszaru Legnickiego Okręgu Mie-dziowego (Samecka-Cymerman, Kempers 2004). Również w potokach i rzekach gór-skich obszaru Niemiec, jeziorach Serbii oraz w rzekach zasilających dolnośląskie zbior-niki zaporowe notowane stężenia manganu były podobne jak w wodzie z jeziora Jamno na północy Polski (Branković i wsp. 2009, Samecka-Cymerman, Kempers 2002, Senze 2003).
Niższe stężenia stwierdzono w uznawanych za średnio zanieczyszczone zbiornikach wodnych Opolszczyzny (Rajfur i wsp. 2010), jeziorze Niesłysz położonym w zachod-niej Polsce (Kacaper 2004), strumieniach Gór Wałbrzyskich (Samecka-Cymerman i wsp. 2005), w rzekach zbierających zanieczyszczenia pochodzące z produkcji zwierzęcej (Tymczyna i wsp. 2000) oraz w jeziorach eutroficznych zachodniej Polski (Klink 2004).
Większe stężenia notowano z kolei w wodach jezior antropogenicznych z obszarów poddanych działalności odkrywkowej kopalni węgla brunatnego (Samecka-Cymerman, Kempers 2001) oraz potoków z Gór Wałbrzyskich (Samecka-Cymerman i wsp. 2005).
Rośliny wodne
Analiza zawartości żelaza w trzcinie pospolitej pobieranej w strefie litoralu jeziora Jamno wykazała obecność jonów żelaza we wszystkich poddanych badaniu próbkach. Zakres wartości wynosił od 615,08 mgFe∙kg-1 na stanowisku nr 5 w miejscowości Osieki do 718,45 mgFe∙kg-1 w miejscowości Strzeżenice na stanowisku nr 1 (tab. 3).
Stężenia te okazały się być podobne do notowanych dla makrofitów pobieranych ze zbiorników Zegrzyńskiego oraz Siedleckiego (Jurkiewicz-Karnkowska, Królak 1999), a także z jezior antropogenicznych po wyrobiskach kopalni węgla brunatnego (Samecka-Cymerman, Kempers 2001). Zbliżone stężenia stwierdzano również w roślinności wod-nej jeziora Balaton na Węgrzech (Kovác i wsp. 1985) oraz jeziorach Serbii (Branković i wsp. 2009) i Egiptu (EL-Sarraf 1995).
Niższe stężenia notowano w hydromakrofitach badanych w zbiornikach silnie zanie-czyszczonych ściekami przemysłowymi i komunalnymi w Meksyku
(Carranza-Álva-60 Magdalena Senze i wsp.
rez i wsp. 2008), z terenów zurbanizowanych Rosji (Kurilenko, Osmolovskaya 2006), w ciekach górskich Niemiec Cymerman, Kempers 2002) i Polski (Samecka-Cymerman, Kempers 1999), w rzekach południowo-zachodniej Polski (Samecka-Cymer-man, Kempers 2003) oraz w jeziorach północno-wschodniej Polski (Grzybowski 1996) i w jeziorach eutroficznych zachodniej Polski (Klink 2004). W podobnym zakresie war-tości plasowały się również stężenia podawane przez Kacaper (2004) dla roślinności wy-nurzonej jeziora Niesłysz. Jednak dla roślin zanurzonych z tego samego zbiornika zawar-tość żelaza była dziesięciokrotnie wyższa niż dla roślin wynurzonych, a równocześnie wyższa od wartości stwierdzonych w jeziorze Jamno.
Wyższymi stężeniami żelaza odznaczały się rośliny wodne pobierane z jezior i rzek Pojezierza Łęczyńsko-Włodawskiego (Studnicka 1986) oraz z obszaru poddanego an-tropopresji kopalni miedzi w pobliżu Legnicy (Samecka-Cymerman, Kempers 2004), a także w Turcji z terenów podmokłych i bagiennych (Demirezen, Aksoy 2006) oraz zbiorników na obszarze Serbii (Pavlović i wsp. 2005).
Zawartość manganu w roślinności wodnej jeziora Jamno wahała się w granicach od 76,14 mgMn∙kg-1 na stanowisku nr 2 (Mielno-Unieście) do 208,39 mgMn∙kg-1 na stano-wisku nr 1 w Strzeżenicach (tab. 3).
Zbliżonym poziomem manganu charakteryzowały się makrofity porastające zbior-nik Siedlecki (Jurkiewicz-Karnkowska, Królak 1999), Łowisko Leśne na Opolszczyź-nie (Rajfur i wsp. 2010) oraz rzeki południowo-zachodOpolszczyź-niej Polski (Samecka-Cymerman, Kempers 2003). Również roślinność wodna zasiedlająca zbiorniki wodne poza granicami Polski (Węgry, Czechy, Serbia) oraz jeziora eutroficzne zachodniej Polski (Klink 2004) odznaczała się podobnym stężeniem manganu jak roślinność wodna jeziora Jamno (Bran-ković i wsp. 2009, Jírovec, Drbal 1996, Kovác i wsp. 1985).
Niższe stężenia manganu notowano w roślinach wodnych porastających antropoge-niczne zbiorniki Rosji (Kurilenko, Osmolovskaya 2006), Azji (Mishra i wsp. 2008), Nie-miec (Samecka-Cymerman, Kempers 2002). Niższym poziomem, podobnie jak w wypad-ku żelaza, charakteryzowały się również rośliny wynurzone pobierane z jeziora Niesłysz, a w roślinach zanurzonych zawartość manganu była zdecydowanie wyższa (Kacaper 2004).
Wyższe wartości manganu w hydromakrofitach podawane są dla zbiorników zloka-lizowanych na terenach poddanych niskiej i silnej antropopresji na terenie Polski, ale i w innych rejonach świata: zbiornik Zegrzyński (Jurkiewicz-Karnkowska, Królak 1999), jeziora i rzeki południowo-zachodniej Polski (Szymanowska i wsp. 1999, Samecka-Cy-merman, Kempers 2001, 2004), zbiorniki w Meksyku i Rosji (Carranza-Álvarez i wsp. 2008, Brekhovskikh i wsp. 2001) oraz w Turcji (Demirezen, Aksoy 2006), Serbii (Pavlo-vić i wsp. 2005) i Egipcie (EL-Sarraf 1995).
Współczynnik bioakumulacji
Współczynniki bioakumulacji (BCF) metali w trzcinie pospolitej obliczono tylko dla stanowiska nr 2 (kanał Jamieński Nurt). Wartości te wynosiły odpowiednio BCF= 399,90 dla żelaza oraz BCF= 355,48 dla manganu.
Niższe wartości współczynnika kumulacji (BCF=19–154) stwierdzili Samecka-Cy-merman i Kempers (2003) dla moczarki kanadyjskiej pobieranej z dolnośląskich rzek.
Z kolei większe od zanotowanych dla trzciny pospolitej porastającej jezioro Jam-no okazały się być wartości współczynnika kumulacji manganu podawane dla
moczar-Mangan i żelazo w trzcinie pospolitej ... 61
ki kanadyjskiej występującej w opolskim zbiorniku wodnym Łowisko Leśne (BCF= 5565–17521) (Rajfur i wsp. 2010). Większe stężenia notowano także dla roślin zanurzo-nych pobierazanurzo-nych z potoków górskich na terenie Niemiec (Samecka-Cymerman i Kem-pers 2002).
WNiOSKi
1. Bezpośrednie oznaczenie ilości żelaza i manganu w wodzie jeziora Jamno metodą AAS nie było możliwe ze względu na zbyt małą czułość metody.
2. Pomiar stężenia żelaza i manganu w trzcinie pospolitej pozwala na pośrednie okre-ślenie obciążenia środowiska tymi metalami.
3. Poziom żelaza i manganu w wodzie i trzcinie pospolitej wskazuje na niewielki stopień zanieczyszczenia jeziora Jamno tymi metalami.
4. Wyliczenie współczynników bioakumulacji żelaza i manganu w hydrobiontach z jeziora Jamno jest niemożliwe ze względu na niskie stężenie tych metali w wodzie.
PIśmIENNICTWO
Branković S., Pavlović-Muratspahić D., Topizović M., Milivojević J., 2009. Concentration of metals (Fe, Mn, Cu and Pb) in some aquatic macrophytes of Lake Gruža, Grošnica, Memorial Park – Kragujevac and Bubanj. Kragujevac J. Sci., 31: 91–101.
Brekhovskikh V.F., Volkova Z.V., Kirpichnikova N.V., Kocharyan A.G., Fedorova L.P., 2001. Pe-culiarities of Heavy Metals Accumulation In the Bottom Sediments and Higher Aquatic Plants of the Ivan’kovo Reservoir. Wat. Res., 28, 4: 399-406.
Carranza-Álvarez C., Alonso-Castro A.J., Alfaro-De La Torre M. C., García-De La Cruz R.F., 2008. Accumulation and Distribution of Heavy Metals in Scirpus americanus and Typha latifolia from an Artificial Lagoon in San Luis Potosí, México. Water Air Soil Pollution, 188: 297–309. Cieśliński R., 2005. Hydrochemiczna ocean porównawcza wód jeziora Jamno i Bukowo. Przegląd
Geologiczny, 53, 11: 1066–1067.
Demirezen D., Aksoy A., 2006. Common hydrophytes as bioindicators of iron and manganese pol-lutions. Ecological Indicators, 6: 388–393.
EL-Sarraf W.M., 1995. Chemical analysis of some macrophytes in Mariut and Edku lakes, Egypt. Alex. J. Agric. Res., 40, 1: 255–271.
Grzybowski M., 1996. The concentration of Fe in the aquatic plants in Wadąg lake on Olsztynian Lakeland. Biol. Bull. Poznań, 33 (suppl.): 27–28.
Jańczak J., 1997. Atlas jezior Polski. Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej. Bogucki Wydawnictwo Naukowe, Poznań, Tom II.
Jezierska B., Witeska M., 2001. Metal toxicity to fish. Wydawnictwo Akademii Podlaskiej, Siedlce.
Jírovec R., Drbal K., 1996. Transport and accumulation of heavy metals In soil and plants of a wetland ecosystem. Sborník Jihočeské Univerzity, 1, XIII: 5–14.
Jurkiewicz-Karnkowska E., Królak E., 1999. Poziom koncentracji miedzi (Cu), cynku (Zn), man-ganu (Mn), żelaza (Fe), ołowiu (Pb) i kadmu (Cd) w wybranych elementach środowiska (osady denne, wyższa roślinność wodna, ślimaki) dwóch zbiorników zaporowych. Ochr. Środ. i Zas. Natur., 18: 325–337.
62 Magdalena Senze i wsp.
Kacaper A.K., 2004. Cd, Pb, Cu, Zn, Cr, Fe, Mn w hydromakrofitach i wodzie strefy litoralnej jezi-ora Niesłysz w okresie wegetacyjnym 2002. Na Pograniczu Chemii i Biologii. XI: 37–45. Klink A., 2004. Content of selected chemicals In two protected macrophytes: Nymphaea alba L.
and Nuphar lutea (L.) Sibith. & Sm. In relation to site chemistry. Polish Journal of Ecology, 52, 2: 229–232.
Kovác M., Nyári I., Tóth L., 1985. The concentration of microelements in the aquatic weeds of Lake Balaton. Symposia Biologica Hungarica, 29: 67–81.
Kozubek M., Marek J., 2002. Właściwości fizyczne i chemiczne wody oraz osadów dennych z odcieków składowiska odpadów Zespołu Elektrociepłowni Wrocławskich KOGENERACJA S.A. we Wrocławiu. Zesz. Nauk. AR Wroc., 447: 75–88.
Kubiak J., Tórz A., Nędzarek A., 1999. Analityczne podstawy hydrochemii. Wydawnictwo Aka-demii Rolniczej w Szczecinie, Szczecin.
Kufel I., Kufel L., 1985. Heavy metals and mineral nutrient budget in Phragmites australis and Typha angustifolia. Symposia Biologica Hungarica. 29: 61–66.
Kufel I., Kufel L., 1986. Zmiany stężenia metali ciężkich w roślinności wyższej jako wskaźnik skażenia w systemie monitoringu jezior. Monitoring ekosystemów jeziornych. Ossolineum, 97–103.
Kurilenko V.V., Osmolovskaya N.G., 2006. Ecological-Biogeochemical Role of Macrophytes In Aquatic Ecosystems of Urbanized Territories (An Example of Small Water Bodies of St. Peters-burg). Russian Journal of Ecology, 37, 3: 147–151.
Mishra V.K., Upadhyay A.R., Pandey S.K., Tripathi B.D., 2008. Concentrations of heavy metals and aquatic macrophytes of Govind Ballabh Pant Sagar an anthropogenic lake affected by coal mining effluent. Environ. Monit. Assess, 141: 49–58.
Modzelewski T., 1996. Ocena zawartości Cd, Cu, Pb, Zn w trzcinie pospolitej (Phragmites australis (Cav) Trin. Ex Steudel) jeziora Jamno. Materiały konferencyjne, Koszalin: 109–114.
Pavlović S., Pavlović D., Topuzović M., 2005. Comparative analysis of heavy metal content in aquatic macrophytes in the Reservoirs Gruža, Bubanj and Memorial Park. Kragujevac J. Sci., 27: 147–156.
Radziej J., 1994. Rola roślinności wodnej w jeziorach. Przegląd Rybacki, XIX, 3: 23–28.
Rajfur M., Kłos A., Wacławek M., 2010. Bioakumulacja metali ciężkich w roślinach wodnych na przykładzie moczarki kanadyjskiej (Elodea canadensis Michx.). Proceedings of ECOpole, 4, 1: 193–198.
Raport o stanie środowiska w województwie zachodniopomorskim w latach 2004–2005. Biblioteka Monitoringu Środowiska, 2007.
Raport o stanie środowiska w województwie zachodniopomorskim w latach 2006–2007. Biblioteka Monitoringu Środowiska, 2008.
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 r. w sprawie klasyfikacji stanu jedno-litych części wód powierzchniowych. Dziennik Ustaw, 2008, 162: 1008.
Samecka-Cymerman A., Kempers A.J., 1999. Bioindication of Heavy Metals by Mimulus guttatus from the Czeska Struga Stream in the Karkonosze Mountains, Poland. Bull. Environ. Contam. Toxicol., 63: 65–72.
Samecka-Cymerman A., Kempers A.J., 2000. Bioindication of heavy metals with aquatic macro-phytes: the case of a stream polluted with power plant sewages in Poland. Journal of Toxicology and Environmental Health, Part A, 62, 1: 57–67.
Samecka-Cymerman A., Kempers A.J., 2001. Concentrations of heavy metals and plant nutrients in water, sediments and aquatic macrophytes of anthropogenic lakes (former open cut brown coal mines) differing in stage of acidification. The Sci. Tot. Environ., 281: 87–98.
Samecka-Cymerman A., Kempers A.J., 2002. Heavy metals in aquatic Bryophytes from the Ore Mountains (Germany). Ecotoxicology and Environmental Safety, 52: 203–210.
Mangan i żelazo w trzcinie pospolitej ... 63
Samecka-Cymerman A., Kempers A.J., 2003. Biomonitoring of water pollutionwith Elodea Canadensis. A case study of three small Polish rivers with different levels of pollution. Water, Air and Soil Pollution, 145: 139–153.
Samecka-Cymerman A., Kempers A.J., 2004. Toxic metals in aquatic plants surviving in surface water polluted by copper mining industry. Ecotoxicology and Environmental Safety, 59: 64– 69.
Samecka-Cymerman A., Kolon K., Kempers A.J., 2005. A comparison of native and transplanted Fontinalis antipyretica Hedw. As biomonitors of water polluted with heavy metals. The Sci. Tot. Environ., 341: 97–107.
Senze M., 2003. Metale ciężkie w dopływach rzeki Nysy Szalonej. Na Pograniczu Chemii i Biologii, 9: 255–259.
Smoleński A., 1999. Metale ciężkie w komponentach środowiska wodnego w zlewni jeziora Łękuk. Ochr. Środ. i Zas. Nat., 17: 19–44.
St-Cyr L., Campbell P.G.C., 1996. Metals (Fe, Mn, Zn) in the Root Plaque of Submerged Aquatic Plants Collected in situ: Relations with Metals Concentrations in the Adjacent Sediments and in the Root Tissue. Biogeochemistry, 33, 1: 45–76.