Metale ciężkie jako przykład migracji substancji ulegających opóźnieniu

0 1 9 7 2 1 9 7 4 1 9 7 6 1 9 7 8 1 9 8 0 1 9 8 2 1 9 8 4 1 9 8 6 1 9 8 8 1 9 9 0 1 9 9 2 1 9 9 4 1 9 9 6 1 9 9 8 2 0 0 0 2 0 0 2 2 0 0 4 s ia rc z a n y [ m g /d m 3] S-3 S-4 S-12 S-5 S-6 S-7

Rys. 11. Wykres trendu stężeń jonów siarczanowych notowanych w latach 1964-2004

w studniach barierowych Pasa D (na podstawie wyników analiz Huty i materiałów archiwalnych (Dzięgiel, 1991) (rozkład rezultatów pomiarowych przedstawiono przykładowo dla studni S-7)

Na przestrzeni 40-lecia obserwowane stężenia siarczanów wzrosły nawet 7-krotnie. Pamiętać należy, że nawet pomimo konserwatywnego charakteru zanieczyszczeń siarczanami ich czas migracji z powierzchni do wód podziemnych eksploatowanych otworami jest długi. Półprzepuszczalna lessowa strefa aeracji o dość znaczącej miąższości generuje stosunkowo długie czasy przesiąkiwania zarówno wód infiltracyjnych, jak i niesionych zanieczyszczeń. Obserwowany wzrost stężeń jonów siarczanowych w wodach ujęcia jest wynikiem emisji związków siarki w okresie nawet 20 - 30 lat wcześniej.

7.2. Metale ciężkie jako przykład migracji substancji ulegających opóźnieniu

W niniejszej dysertacji rozpatrywano zgodnie z celem pracy wpływ obecności wybranych metali ciężkich (Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, Zn) pochodzących z emisji ze strony kombinatu Arcelor Mittal na środowisko wodno-gruntowe Głównego Zbiornika Wód Podziemnych nr 450.

Metale ciężkie to pierwiastki o masie właściwej większej od 4,5 g/cm³, które w reakcjach chemicznych wykazują tendencję do oddawania elektronów tworząc proste kationy. Do metali

ciężkich zaliczamy: Cu, Co, Cr, Cd, Fe, Zn, Pb, Sn, Hg, Mn, Ni, Mo, V,W oraz niemetal Se. Wśród metali ciężkich występują zarówno pierwiastki niezbędne dla organizmów żywych – mikroelementy (miedź, cynk, nikiel, chrom), jak i pierwiastki toksyczne o nieznanej roli fizjologicznej (kadm, rtęć, ołów, arsen i inne). Metale, które pełnią funkcje mikroelementów w organizmach żywych występują zazwyczaj w ilościach śladowych, ściśle określonych dla danego gatunku. Zarówno ich niedobór, jak i nadmiar wpływa szkodliwie na organizmy żywe (Gambuś, Gorlach, 2001).

Zestawienie wskaźników kumulacji pierwiastków (tab. 4) wykazuje, że gleby obszaru Krakowa w zakresie głębokości 0,0 - 0,2 m w największym stopniu gromadzą cynk, miedź, nikiel i ołów, a gleby poziomu głębszego wzbogacone są głównie w nikiel, chrom, cynk i miedź (Pasieczna, 2003).

współczynniki wzbogacenia gleby

poziom górny 0,0 – 0,2 m ppt W1 = m1/mr^* poziom głęboki 0,4 – 0,6 m ppt W2 = m2/mr^* Zn – 5,5 Cu – 4,3 Ni – 3,3 Pb – 3,2 Cr -3,0 Cd – 2,8 Hg – 2,4 Ni – 4,3 Cr – 4,0 Zn – 3,8 Cu – 3,7 Hg – 2,3 Pb – 2,3 S – 1,7

Tab. 4. Zestawienie wartości współczynników wzbogacenia gleb miejskich miasta Krakowa (Pasieczna, 2003) W1, W2 – współczynniki wzbogacenia

m1, m2 – mediana dla danego miasta mr – mediana tła geochemicznego Krakowa i okolic

Według Instytutu Upraw i Nawożenia Gleb w Puławach określone zostały przedziały stężeń klasyfikujące glebę do odpowiednich stopni zanieczyszczenia w danej grupie gleb. Przynależność gleby do jednej z 3 grup wyznaczona jest według kryteriów granulometrycznych oraz odczynu pH (opis w rozdziale 2.4). Gleby obszaru badań zakwalifikowane zostały jako grupa „c”. Graniczne zawartości metali ciężkich wraz ze stopniem zanieczyszczenia gleb przedstawiono w tabeli 2.

Z punktu widzenia oddziaływania na organizmy najsilniejsze właściwości toksyczne mają nieorganiczne związki metali, gdyż są łatwo rozpuszczalne i silnie dysocjujące. Stosunkowo łatwo przenikają przez błony komórkowe i dostają się do narządów wewnętrznych. Metale te gromadzą się głównie w nerkach, nadnerczu, wątrobie, płucach, a nawet we włosach i skórze. Mogą powodować szereg zmian niekorzystnych dla zdrowia, a nawet życia.

Pierwiastki śladowe (nazywane zwyczajowo metalami ciężkimi) dostają się do gleby w wyniku gospodarczej działalności człowieka. Podkreślić jednak należy, że głównym źródłem zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi są przemysłowe emisje pyłów i gazów (Witek i in., 1991). Kationowe metale śladowe zatrzymywane są w powierzchniowej warstwie gleb głównie w wyniku

sorpcji, a ich przemieszczanie w głąb profilu glebowego jest stosunkowo powolne. Nadmierna akumulacja metali ciężkich w warstwie powierzchniowej gleb stanowi jedną z podstawowych przyczyn degradacji chemicznej gleb oraz zanieczyszczenia wód glebowo-gruntowych i powierzchniowych. Nagromadzenie w glebach metali ciężkich, szczególnie w formie łatwo dostępnej dla roślin, może być przyczyną ich nadmiernego pobierania przez rośliny i stanowić poważne zagrożenie dla zdrowia ludzi i zwierząt (Terelak i in., 2008).

O ruchliwości metali ciężkich (tym samym o ich dostępności dla roślin, a także możliwości ich migracji do wód podziemnych) decyduje wiele czynników środowiska przyrodniczego, przy czym trzy z nich, tj. skład granulometryczny gleb, odczyn i zasobność w próchnicę, mają w opinii badaczy tego problemu, znaczenie szczególne (Adriano, 1992; Badora, 1999; Gorlach i in. 1994; Kabata-Pendias i in., 1993). W obszarze badań oceniono, że decydującą i dominująca nad innymi czynnikami rolę w ograniczeniu mobilności metali ciężkich ma proces sorpcji.

Większość metali jest łatwo uruchamianych w warunkach kwaśnego odczynu gleb. Wzrost odczynu gleby zmniejsza pobieranie metali ciężkich przez rośliny i ich migrację. Czynnikiem decydującym nie tylko o zawartości ale i mobilności metali ciężkich w glebach jest skład granulometryczny (zawartość części spławialnych tj. < 0.02 mm) kształtujący jej zdolności sorpcyjne (ograniczenie ruchliwości makro- i mikropierwiastków), a zatem decydujący o mobilności i dostępności metali ciężkich dla roślin (Terelak i in., 2008). W glebach o odczynie zasadowym wzrasta (w większości) mobilność metali ciężkich wskutek powstawania kompleksowych anionów tych pierwiastków. Materia organiczna w glebach (w stopniu zależnym od jej zawartości, a szczególnie rodzaju) ogranicza rozpuszczalność metali ciężkich w środowisku glebowym, a tym samym zmniejsza ich dostępność dla roślin (Alloway i in., 1995) oraz możliwość migracji poprzez strefę aeracji.

Metale ciężkie akumulowane są głównie w glebach o odczynie obojętnym lub zasadowym. Mogą zostać ponownie uruchomione na skutek zakwaszenia gleb, które powoduje wzrost ich mobilności w środowisku. Na badanym terenie gleby charakteryzują się głównie odczynem obojętnym i zasadowym, co sprzyja zatrzymywaniu metali ciężkich (Lis, Pasieczna, 1995). W obszarze badań opady o pH mniejszym od 5 występują przeważnie tylko w kwietniu i w maju, co nie stanowi dużego ryzyka uruchomienia metali z pokrywy glebowej. Zasadowy odczyn gleb związany jest z zanieczyszczeniem antropogenicznym w postaci opadu pyłów przemysłowych pochodzących głównie z elektrociepłowni Huty Arcelor Mittal. Analizy mineralogiczne pyłów emitowanych na obszarze miasta Krakowa wykazały w nich wysoką zawartość związków wapnia i magnezu (Wilczyńska-Michalik, 1981).

Metale ciężkie w przypadku gleb o odczynie zasadowym i obojętnym są generalnie akumulowane w przypowierzchniowej części strefy aeracji. W analizach specjalistycznych

oznaczane są różne formy związania metali z fazą stałą, co stanowi ważną informację, jeśli chodzi o dostępność tych metali dla roślin oraz możliwości migracyjne w środowisku wód przesączających się przez glebę i strefę aeracji.

Ze względu na możliwość porównania wyników stężeń metali ciężkich w glebie badanego obszaru w odstępie 12 lat (1992 – 2004) zdecydowano o wyborze tych samych, które opróbowano w roku 1992 (Witczak i in., 1994). Opróbowanie terenu prowadzono zatem dla kadmu, ołowiu, chromu, miedzi, żelaza, manganu, niklu i cynku. Ze względu na trudności w oznaczeniach zawartości kadmu oraz w interpretacji danych (opis w rozdz. 10.3.4) pierwiastek ten traktowano w dalszych rozważaniach mniej szczegółowo.

Na podstawie wyników analitycznych zgromadzonych w bazach danych regionalnych atlasów geochemicznych wykonanych w Państwowym Instytucie Geologicznym w latach 1992– 2000 opracowano szczegółowe mapy geochemiczne poziomu powierzchniowego (0.2 – 0.4 m ppt) gleb miejskich przedstawione w „Atlasie zanieczyszczeń gleb miejskich w Polsce” (Pasieczna, 2003). W ramach badań własnych autorka przeprowadziła opróbowanie warstwy glebowej w płytszym przedziale głębokościowym równym 0 – 0.2 m ppt. Zebrane w ramach Atlasu… wyniki zawartości wybranych metali ciężkich (cynku, ołowiu, miedzi i kadmu) w glebach zdecydowanie wskazywały na znaczne podwyższenie stężeń w rejonie Huty Arcelor Mittal (rys. 12 – 14). Uznanie obszaru Huty za teren zdegradowany stanowiło podstawę przy wyborze obszaru badań niniejszej dysertacji. Wysokie stężenia w bezpośredniej strefie oddziaływania huty stanowią o potencjalnie dużym ryzyku skażenia środowiska GZWP 450.

Cynk

Cynk występuje w skorupie ziemskiej pierwotnie w formie siarczkowej (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002). Powstające w trakcie wietrzenia związki cynku są łatwo rozpuszczalne, a jony tego metalu tworzą w środowisku glebowym stosunkowo mobilne połączenia mineralne lub organiczno-mineralne (Terelak i in., 2008). Duża rozpuszczalność związków, w których występuje ten pierwiastek powoduje, ze ma on stosunkowo dużą łatwość migracji wraz z wodami infiltracyjnymi. Cynk migruje lepiej w kwaśnych wodach środowisk utleniających, a słabiej w wodach obojętnych i alkalicznych (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002). Obecność substancji organicznej, nawożenie dużymi dawkami fosforu oraz wapnowanie zmniejszają mobilność cynku w glebie (Adriano, 1992; Kabata-Pendias, Pendias, 1999).

Cynk jest pierwiastkiem niezbędnym w procesach regulujących metabolizm organizmów żywych (Ruszkowska, Wojcieska-Wyskupajtys, 1996). W praktyce poza obszarami silnie zanieczyszczonymi cynkiem nie spotyka się objawów toksycznego działania tego składnika (Kabata-Pendias, Pendias, 1999). Zawartość naturalna cynku zależy w znacznej mierze od typu i rodzaju gleb i wykazuje silny związek ze składem granulometrycznym. Głównym

antropogenicznym czynnikiem powodującym zanieczyszczenie gleb cynkiem jest opad pyłów metalonośnych zawierających ten pierwiastek (Terelak i in., 2008).

W obszarze wpływu Huty Arcelor Mittal gleby powierzchniowe (głęb. 0.2 – 0.4 m ppt) charakteryzują się znacznymi zawartościami cynku (rys. 12). Przedstawiony rozkład stężeń wyraźnie wskazuje na degradację obszaru wokół Huty Arcelor Mittal.

Rys. 12. Rozkład stężeń Zn w glebach rejonu Krakowa na podstawie bazy danych „Atlasu geochemicznego Krakowa i okolic” (Lis J., Pasieczna A., 1995)

Pierwiastek ten tworzy anomalie w glebach przyjmując wartości powyżej 180 mg/kg. Bardzo wysoką zawartość cynku (730 mg/kg) stwierdzono w glebach aluwialnych doliny Dłubni (Pasieczna, 2003). W osadach tej rzeki poniżej huty notowano zawartość cynku dochodzącą do 1225 mg/kg (Lis, Pasieczna, 1995). W glebach bezpośredniego wpływu kombinatu notowano maksymalne zawartości cynku dochodzące do 3664 mg/kg (Pasieczna, 2003).

Ołów

Występowanie ołowiu w glebach ma bezpośredni związek z ich składem granulometrycznym i mineralogicznym, pochodzeniem skał macierzystych gleb, emisjami komunikacyjnymi i przemysłowymi oraz nawozowym stosowaniem (do wapnowania) odpadów przemysłowych i osadów ścieków komunalno-przemysłowych (Alloway, 1995; Czarnowska, 1984; Kabata-Pendias, Pendias 1999;).

Zarówno dla ludzi, jak i zwierząt ołów jest składnikiem zbędnym. W środowiskach skażonych ołowiem następuje gromadzenie tego metalu w organizmach, co powoduje schorzenia wielu organów (Kabata-Pendias, Pendias, 1999).

Ołów, z uwagi na dość ograniczoną rozpuszczalność minerałów, w skład których wchodzi, jest w środowisku mniej mobilny niż cynk. Wzrostowi jego mobilności, podobnie jak i innych metali ciężkich, sprzyja kwaśny odczyn gleb, niska zawartość próchnicy oraz niska pojemność sorpcyjna. Przeciwdziała temu wapnowanie, nawożenie fosforem oraz nawożenie organiczne (Badora, 1999; Kabata-Pendias, Pendias, 1999).

W obszarze wpływu Huty Arcelor Mittal gleby powierzchniowe (0.2 – 0.4 m ppt) charakteryzują się znacznymi zawartościami ołowiu (rys. 13). Przedstawiony rozkład stężeń, podobnie jak w przypadku cynku, wyraźnie wskazuje na degradację obszaru wokół Huty Arcelor Mittal.

Rys. 13. Rozkład stężeń Pb w glebach rejonu Krakowa na podstawie bazy danych „Atlasu geochemicznego Krakowa i okolic” (Lis J., Pasieczna A., 1995)

W glebach bezpośredniego wpływu kombinatu notowano maksymalne zawartości ołowiu dochodzące do 705 mg/kg (Pasieczna, 2003).

Miedź

Występowanie miedzi w środowisku przyrodniczym jest powszechne (Kabata-Pendias, Pendias, 1999). Miedź, podobnie jak cynk, występuje w skorupie ziemskiej pierwotnie w formie siarczkowej (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002). W procesie wietrzenia materiału glebowego miedź ulega dużemu rozproszeniu, a uwalniane jony miedzi tworzą łatwo rozpuszczalne połączenia z różnymi jonami i materią organiczną.

Miedź w środowisku glebowym występuje w połączeniach z substancją organiczną, minerałami ilastymi oraz w formie różnych wytrąceń takich jak: siarczany, siarczki, węglany. W większości gleb miedź związana jest z substancja organiczną. Niektóre połączenia miedzi

z makrocząsteczkowymi związkami próchniczymi pochodzącymi z nawozów organicznych są łatwo wymywane w głąb profilu glebowego. Natomiast rodzime, glebowe związki próchnicowe, o wysokiej masie cząsteczkowej ograniczają dostępność miedzi dla roślin (Terelak i in., 2008).

Miedź jest pierwiastkiem niezbędnym w procesach metabolicznych. Bierze ona udział w regulacji procesów generatywnych roślin, fotosyntezie, oddychaniu oraz przemianach związków azotowych. Toksyczność miedzi dla ludzi i zwierząt przejawia się uszkodzeniami wielu narządów. Niemniej jednak objawy niedobory miedzi są znacznie częstsze od jej nadmiaru (Ruszkowska, Wojcieska-Wyskupajtis, 1996).

W obszarze wpływu Huty Arcelor Mittal gleby powierzchniowe (głęb. 0.2 – 0.4 m ppt) charakteryzują się znacznymi zawartościami miedzi (rys. 14). Przedstawiony rozkład stężeń wyraźnie wskazuje na degradację obszaru wokół Huty Arcelor Mittal.

Rys. 14. Rozkład stężeń Cu w glebach rejonu Krakowa na podstawie bazy danych „Atlasu geochemicznego Krakowa i okolic” (Lis J., Pasieczna A., 1995)

W przypadku miedzi wokół Huty Arcelor Mittal zaznacza się anomalia stężeń powyżej 20 mg/kg (rys. 16). Z terenu huty pochodzą gleby o maksymalnej koncentracji Cu, równej 300 – 400 mg/kg, w odniesieniu do całego obszaru okolic Krakowa. Gleby te jednocześnie wykazują maksymalne zawartości Zn i Pb.

Kadm

Kadm jest pierwiastkiem niezwykle silnie rozproszonym w skałach i w poziomach powierzchniowych gleb (m.in. Adriano, 1992; Dudka i in., 1995). Pod względem geochemicznym właściwości kadmu są podobne do cynku, chociaż łatwiej wchodzi on w połączenia z siarką i wykazuje większą mobilność w środowisku przyrodniczym. Kadm uruchamiający się w procesie

wietrzenia wchodzi w połączenia z minerałami ilastymi oraz wiązany jest przez materię organiczną i wodorotlenki żelaza. W środowisku alkalicznym ulega wytrąceniu do formy słabo rozpuszczalnych węglanów i fosforanów (Adriano, 1992; Kabata-Pendias, Pendias, 1999).

Kadm w rejonie huty zanotowany został w ilości przekraczającej wartość 2.0 mg/kg w przypowierzchniowym poziomie gleby (0.2 – 0.4 m ppt). Wysoka wartość kadmu, równa 2.0 mg/kg, została również zanotowana w glebach poziomu głębszego (0.4 – 0.6 m ppt) w aluwiach Dłubni w Nowej Hucie (Pasieczna, 2003).

Kadm, pomimo na ogół znacznego rozproszenia w środowisku glebowym, wykazuje dużą mobilność, szczególnie w glebach kwaśnych i lekkich charakteryzujących się słabymi zdolnościami sorpcyjnymi. W tych warunkach nawet stosunkowo niewielkie stężenia kadmu w glebach mogą być toksyczne dla organizmów żywych (Dudka i in., 1995). Niezbędność kadmu dla organizmów żywych nie została dotychczas jednoznacznie udokumentowana (Ruszkowska, Wojcieska-Wyskupajtys, 1996). Kadm jest powszechnie uznawany za pierwiastek wysoce toksyczny, podobnie jak ołów, należący do grupy trucizn kumulatywnych (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002).

Chrom

Występowanie chromu w litosferze wiąże się przede wszystkim ze skałami ultrazasadowymi, w których może on osiągać zawartość do 3000 mg/kg (Thalmann i in., 1989). Generalnie chrom charakteryzuje się niską mobilnością we wszystkich warunkach (Pasieczna, 2003). W glebach Cr⁶⁺ jest bardziej ruchliwy niż Cr³⁺, lecz zazwyczaj szybko redukowany i unieruchamiany przez wodorotlenki żelaza i fosforany, a redukcja Cr⁶⁺ (zwykle antropogenicznego i łatwo dostępnego dla roślin) do Cr³⁺ przebiega przy udziale materii organicznej (Pasieczna,2003).

W rozwoju roślin rola chromu nie jest zdefiniowana. Dla organizmów zwierzęcych chrom jest pierwiastkiem niezbędnym w odpowiednich dawkach dla prawidłowego przebiegu procesów metabolicznych. Jego nadmiar jednak może powodować objawy zatrucia i szereg przewlekłych chorób (Pasieczna, 2003).

Żelazo

Żelazo jest jednym z głównych metali na Ziemi, powszechnie występującym w wielu minerałach skałotwórczych. Bierze ono czynny udział w obiegu hipergenicznym pierwiastków jako pierwiastek cykliczny. Głównym źródłem żelaza w wodach podziemnych jest wietrzenie krzemianów, siarczków i węglanów tego pierwiastka. Pewne ilości żelaza mogą również dostarczać procesy rozkładu substancji organicznej zawierającej ten nieodzowny do rozwoju życia metal (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002). Podstawowymi procesami decydującymi o przejściu żelaza z osadu do wód podziemnych są: utlenianie, hydroliza, hydratacja, tworzenie jonów kompleksowych i wymiana jonowa (Ratajczak, Witczak, 1983). Do najważniejszych czynników

wpływających na migrację żelaza w przyrodzie należą: odczyn środowiska i warunki redox, obecność i forma występowania substancji organicznej, ilość rozpuszczonego w wodzie CO₂ i związków siarki oraz rozwój określonych form bakterii. Ogólnie można stwierdzić, że migracji wodnej żelaza sprzyja środowisko o odczynie kwaśnym, umiarkowanych warunkach redox i znacznej zawartości substancji organicznej, z którą żelazo tworzy liczne formy kompleksowe (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002).

Żelazo ma ogromne znaczenie fizjologiczne (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002). Jest ono mikroelementem, którego fizjologiczna funkcja polega głównie na udziale w reakcjach oksydacyjno – redukcyjnych ważnych procesów metabolicznych organizmów. Żelazo jest także nieodzowne w syntezie chlorofilu. Jego nadmiar pod względem fizjologicznym nie jest dla organizmów żywych szkodliwy, żelazo bowiem nie wykazuje właściwości toksycznych. Wody o dużych zawartościach żelaza uznawane za żelaziste wody lecznicze są powszechnie stosowane w balneoterapii do leczenia m.in. anemii.

Mangan

Mangan jest pierwiastkiem pospolitym w skorupie ziemskiej. Pierwotnym źródłem tego pierwiastka są wietrzejące ciemne minerały skał magmowych. Przy wietrzeniu krzemianów mangan jest łatwiej ługowany przez wody niż żelazo, trudniej jednak ulega utlenieniu (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002). W przemianach i krążeniu manganu w strefie hipergenicznej aktywnie uczestniczą mikroorganizmy.

Migracja manganu podporządkowana jest procesom sorpcyjnym. W przyrodniczym krążeniu manganu istotna rolę odgrywają bakterie czerpiące energię z procesów utleniania Mn²⁺ i powodujące wytrącanie się związków manganu z wody. O rozpuszczalności minerałów manganu i formie występowania tego pierwiastka w wodach podziemnych decydują głównie warunki Eh i pH oraz współwystępowanie innych związków oraz tendencja do tworzenia łatwo migrujących w wodzie form kompleksowych (m.in. z substancją organiczną) (Hem, 1989).

Mangan jest pierwiastkiem mającym istotne znaczenie biologiczne, nieodzownym do prawidłowego rozwoju roślin i zwierząt. Niedobory manganu powodują wiele różnych schorzeń m.in. zaburzenia metabolizmu i zaburzenia wzroku (Kabata-Pendias, Pendias, 1999). Mangan w normalnie spotykanych warunkach nie wykazuje właściwości toksycznych dla organizmu ludzkiego. Nadmiar manganu powoduje jednak obniżenie poziomu hemoglobiny i wywołuje schorzenia neurologiczne (Macioszczyk, Dobrzyński, 2002).

"ikiel

Nikiel jest pierwiastkiem geochemicznie związanym z żelazem i kobaltem. Decyduje to o jego rozmieszczeniu i zachowaniu się w środowisku (Kabata-Pendias, Pendias, 1999; Adriano, 1992; Gorlach, Gambuś, 2001). Największe koncentracje naturalne niklu, do 3600 mg/kg znane są

ze skał ultrazasadowych (McGrath, 1995). Nikiel uwalniany podczas wietrzenia z siarczków i krzemianów, jest przechwytywany przez wodorotlenki żelaza i manganu lub adsorbowany przez materię organiczną (Kabata-Pendias, Pendias, 1999; Ruszkowska, Wojcieska-Wyskupajtys, 1996).

Rozkład niklu w profilach glebowych pozostaje w związku z rozkładem żelaza i manganu, a jego zmienność jest bardzo zróżnicowana (Pasieczna, 2003). Głównymi czynnikami wpływającymi na koncentrację niklu w glebach są: jego zawartość w skałach podłoża (Czarnowska, 1984) oraz udział minerałów ilastych i substancji organicznej. Mobilność niklu w środowisku glebowym jest silnie uwarunkowana składem granulometrycznym oraz mineralogicznym gleb (Terelak i in., 2008) Kwaśne środowisko ułatwia mobilizację niklu w glebach, a zasilanie nawozami fosforowymi – jego pobieranie przez rośliny. Wapnowanie gleb i stosowanie nawozów potasowych zmniejsza dostępność tego pierwiastka dla roślin (Pasieczna, 2003).

Fizjologiczna rola niklu nie jest do końca wyjaśniona (Terelak i in., 2008). Jest on aktywatorem niektórych enzymów i wpływa na aktywność hormonalną. Do organizmu człowieka dostaje się drogą pokarmową i oddechową. Zarówno jego niedobór w organizmie, jak i nadmiar są szkodliwe (Ruszkowska, Wojcieska-Wyskupajtys, 2000). Niebezpieczna jest stała emisja niklu do środowiska zachodząca m.in. w wyniku spalania paliw (zwłaszcza węgla i ropy naftowej), wysyłanie pyłów azbestowych i hutniczych. Dlatego też w glebach i roślinach liściastych znajduje się dużo niklu, a w szczególności jest to niebezpieczne w rejonach uprzemysłowionych.