R O C Z N IK I G L E B O Z N A W C Z E T. X L I N R 1/2 W A R S Z A W A S . 4 7 - 5 7
BARBARA M A LISZEW SKA -K OR DY B AC H
WPŁYW POZIOMU WILGOTNOŚCI GLEBY PIASKOW EJ NA ZAKRES I SZYBKOŚĆ ROZKŁADU FLUORENU, ANTRACENU I PIRENU
Z akład G leboznaw stw a i O chrony G ru n tó w IU N G w P u ław ac h
W STĘP
Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) zaliczane są ze względu na swe rakotwórcze i m utagenne własności do grupy związ ków najbardziej szkodliwych z punktu widzenia ochrony środowiska naturalnego {13]. Dostają się one do gleby wraz z zanieczyszczeniami atmosferycznymi, a także z osadami ściekowymi lub przygotowanym i
z nich kompostami w ykorzystyw anym i w rolnictwie do celów nawozo
wych [6, 12, 16]. Pewien wzrost stężenia WWA w glebie może następo wać również na obszarach rolniczych o bardzo intensyw nym w ykorzy staniu nawozów organicznych [6]. Duże, jednorazowe dawki tych w ę glowodorów mogą także być wprowadzane do gleby przypadkowo, np. w w yniku aw aryjnych wylewów ropy naftow ej lub innych produktów karbo- i petrochemicznych [12]. Na podstawie badań przeprowadzonych na terenie Szwajcarii [6] oszacowano, iż 44% WWA dostających się do gleb upraw nych na terenach rolniczych pochodzi z zanieczyszczeń atm o sferycznych, 38% wprowadzanych jest z osadami ściekowymi, 17% z n a wozami organicznymi, a 1% z nawozami m ineralnym i i środkami ochrony roślin. W przypadku gleb upraw nych położonych w strefie zurbanizo wanej WWA pochodzące z atm osfery stanowią 80% ogólnego zanieczysz- czeoia gleby tym i związkami, 14% pochodzi z osadów ściekowych, a 6% dostaje się do gleby z nawozami organicznymi.
Przy wyższych stężeniach WWA (około 1000 ppb) część z tych związ ków może być pobierana z gleby przez niektóre rośliny, wchodząc tym samym do łańcucha żywnościowego [8, 9, 16]. Toksyczny wpływ WWA zależy zarówno od stężenia, jak i od czasu, podczas którego organizmy przebywające w danym ekosystemie narażone są na działanie tych związ ków. Znajomość szybkości degradacji WWA jest więc niezbędnym w a runkiem oszacowania ich trwałości, szkodliwości i toksyczności w śro dowisku glebowym. W praktyce kinetykę rozkładu ksenobiotyków w
48 В. M aliszewska-Kordybach
glebie określa się przeważnie na podstawie ich stra t z gleby w funkcji czasu bez uwzględniania mechanizmów tych stra t {3, 10]. Do ilościowego opisu tego typu procesów stosowane są na ogół proste modele em pi ryczne [16]; w przypadku WWA badania laboratoryjne i polowe w ykaza ły, że rozkład większości z nich w układzie glebowym może być zado walająco opisany rów naniem kinetycznym I rzędu [3, 4, 16].
Ponieważ biodegradacja przez prokariotyczne i eukariotyczne mi kroorganizmy glebowe jest podstawowym mechanizmem rozkładu WWA w glebie ,[13, 14, 16], w badaniach podejmowanych w celu przyśpiesze nia usuwania tych związków z zanieczyszczonego środowiska glebowego brane są głównie pod uwagę czynniki zwiększające poziom aktywności mikrobiologicznej, takie jak dodatek substancji odżywczych lub u trzy mywanie właściwego poziomu wilgotności.
Praca niniejsza miała na celu ocenę szybkości i zakresu rozkładu trzech węglowodorów z grupy WWA (fluorenu, antracenu i pirenu) w nie zanieczyszczonej glebie piaskowej z terenów rolniczych w zależ ności od jej wilgotności.
M ATERIAŁY I METODYKA
W doświadczeniu zastosowano glebę piaskową (rdzawą) pobraną z po ziomu orno-próchnicznego z terenów rolniczych oddalonych od źródeł emisji WWA o następującej charakterystyce: pH Kci — 6,4, zawartość próchnicy — l,24°/o, P (przyswajalny) — 4,1 mg/100 g, К (przyswajal- ПУ) — 6,7 mg/100 g. Przeprowadzono 4 serie doświadczeń modelowych przy różnych poziomach wody w glebie: I — 0,9°/o pełnej pojemności wodnej (ppw), II — 37°/o ppw, III — 65% ppw, IV — 100% ppw. Wszystkie badania wykonano w dwu powtórzeniach. Naważki 40 g po w ietrznie suchej gleby (0,9% ppw) przesianej przez sito o 0 2 mm wsypywano do zlewek o pojemności 100 ml i dodawano do nich wody destylowanej w ilościach odpowiadających podanym poziomom wilgot ności. Po 12 godzinach do każdej próbki dodawano 1 ml roztw oru fluo renu, antracenu i pirenu w cykloheksanie, uzyskując zawartość każdego z tych związków w glebie po 5 |iig/g, co odpowiada ich stężeniom na terenach wysoce zanieczyszczonych [12, 16]. Po odparowaniu rozpusz czalnika (12 godzin) zlewki zamykano nakryw kam i z folii aluminiowej i inkubowano w term ostacie w tem peraturze 25 ±1°C. Po upływie 7, 14, 28, 42 i 56 dni z każdej serii pobierano po 2 równoległe próbki gleb, które suszono w tem peraturze 40°C przez 8 godzin, a następnie ek stra howano cykloheksanem (uprzednio podwójnie destylowanym) w aparacie Soxhleta przez 6 godzin. Określona doświadczalnie wydajność ekstrakcji wynosiła: dla fluorenu — 40%, dla antracenu — 48% i dla pirenu 50%. O trzym ane ekstrakty zagęszczano na wyparce próżniowej w tem pera
W ilgotność gleby a rozkład WWA 49
turze 40°C dq objętości 0,5 -1,0 ml i analizowano metodą chrom ato grafii gazowej na aparacie Chrom 5 z detektorem płomieniowo-joniza- cyjnym i integratorem mikroprocesorowym typ CJ-100. Stosowano ko lum nę o długości 2,5 m z w ypełnieniem 5% fazy SE-30 na Chromosorbie WAW DMCS 80 - 100 mesh. W arunki analizy: program tem peratury 100 - 160°C 10°/min, 160 -200°C 7,5°/min, izoterma 200° 10 min., gaz nośny N2 — 30 ml/min, H2 — 25 ml/min, powietrze 500 ml/min, obję tość próbki 0,5 - 1,0
jxl-W celu opisu kinetyki rozkładu badanych węglowodorów w glebie o różnej wilgotności zastosowano równanie kinetyczne I stopnia [3, 44, 10]. Pozorną stałą szybkości (k) wyznaczano z w ykresu ln Ct/C0 = f (t), gdzie: C0 — stężenie początkowe, Ct — stężenie po czasie, t, t — czas.
Równania odpowiednich prostych wyznaczano metodą analizy regresji liniowej [7] przy założonym poziomie istotności a = 0,05, uzyskując dla większości danych zadowalające wartości współczynników korelacji (0,84 - 0,98). Współczynniki regresji uzyskanych prostych odpowiadają ujem nym wartościom stałych szybkości k. Czas połowicznego rozkładu obliczano ze wzoru T 1/2 = ln 2/k [10]. Przedziały ufności czasów półtrw ania okre ślano na podstawie wartości przedziałów ufności odpowiednich stałych szybkości przy poziomie istotności a = 0,05. Różnice między stałym i szyb kości (współczynnikami regresji) badano testem F [7]. Jako istotne przy jęto różnice, dla których poziom istotności a ^ 0,05.
OM ÓW IENIE W YNIKÓW I D Y SK U SJA
Na rysunkach 1 - 3 przedstawiono przebieg rozkładu fluorenu, an tra cenu i pirenu w czasie 56 dni w glebie piaskowej o różnym poziomie wilgotności. Wyniki te analizowano stosując równanie kinetyczne I stop nia. Przykłady uzyskanych zależności dla gleby o 65% ppw przedsta wiono na rysunku 4, a obliczone p aram etry kinetyczne dla gleby o różnej zawartości wody podano w tabeli 1. (Dane charakteryzujące rozkład pirenu w glebie suchej nie spełniają rów nania ani rzędu I, ani zerowego). Wpływ stru k tu ry WWA na szybkość ich rozkładu w glebie przedsta wiono w tabeli 2.
N ajm niej intensyw ny rozkład badanych węglowodorów zachodzi w glebie suchej: w pierwszym miesiącu inkubacji straty fluorenu i pirenu nie przekraczają 11% (rys. 1 i 3); po dwóch miesiącach zawartość p i renu w glebie pozostaje praktycznie na niezmienionym poziomie, ale stężenie fluorenu obniża się do 41%. Natom iast ilość antracenu w glebie m aleje systematycznie przez cały czas trw ania doświadczenia i po 56 dniach wynosi 32% wartości początkowej (rys. 2). Podniesienie poziomu wody w glebie kolejno do 37 i 65% ppw powoduje kilkakrotny wzrost ilości rozłożonych WWA (rys. 1 - 3) i istotne zwiększenie szybkości ich
Tabela 1
Wpływ poziomu wilgotności gleby na szybkość rozkładu fluorenu, antracenu i pirenu EfFect of the soil moisture level on the fluorence, anthracene and pyrene degradation rate
WWA PAH Nr serii prób Experimental number I Zawartość wody ! w glebie (% ppn) j Water content j in soil 1 (% fwc) Stała szybkości к (dzień-1) Rate constant к (day-1) ! Czas półtrwania T (dni) j Half-life i T i (days) 1 i Współczynnik kore lacji równania kine tycznego I rzędu Coefficient of correla
tion for the 1st order kinetic equation
Poziom istotności testu F względem : Significance level F test
in relation to: I II III Fluoren I I1 0,9 0,0136 51/+ 19/—11/ 0,87 — — — Fluorene II
i
37
0,0313 2 2 /+ 4 /- 3 / 0,96 0,016 - — III 1 65 0,0410 1 7 /+ 3 /- 2 / 0,96 0,005 0,235 -IV i 1 100 0,0233 3 0 /+ 6 /- 5 / 0,94 0,118 - 0,042 Antracen I ! 0,9 0,0178 3 9 /+ 5 /- 6 / 0,98 - - -Anthracene II ' 37 0,0150 ! 4 6 /+ и / —7/ ;! 0,93 0,448 - -III 65 0,0398 1 8 /+ 4 /- 2 / 0,94 0,017 0,012 -I IV 100 i 0,0209 1 3 3 /+ 7 /- 5 / 0,94 0,474 - 0,045 Piien ! 0,9 i ! - - - -Pyrene II 37 0,0098 71/+32/ —17 0,84 - - -j III 65 j 0,0249 I 28/+ 6/ —4/ 0,94 - 0,023 -1 IV I 100 1 0,0161 1 4 3 /+ 1 0 /—7/ i! 0,93 - 0,190 0,138Wilgotność gleby a rozkład WWA 5 1
T a b e la 2 Wpływ właściwości WWA na szybkość ich rozkładu w glebie o różnej wilgotności Effect of PAH properties on their degradation rate in soil with different moisture level
Zawartość wody w glebie (% ppw) Water content in soil
(% field water capacity) WWA PAH Stała szybkości к (dzień-1) Rate constant к (day“ 1)
Poziom istotności testu F względem к fluorenu Significance level F test in relation to fluorene к values
37 fluoren fluorene 0,0313 -antracen anthracene 0,0150 0,016 piren pyrene 0,0098 0,004 65~ fluoren fluorene 0,0410 — antracen anthracene 0,0398 0,909 piren pyrene 0,0249 0,062 100 fluoren fluorene 0,0233 — antracen anthracene 0,0209 0,669 piren pyrene 0,0161 0,200 W W A — w ie lo p ie r ś c ie n io w e w ę g lo w o d o r y a r o m a ty c z n e Р А Н — p o ly c y c lic a r o m a tic h y d r o c a r b o n s
rozkładu (tab. 1). Przy 65% ppw straty wszystkich trzech węglowodorów są największe: po 56 dniach w glebie pozostaje 9,2% fluorenu, 13,3% antracenu i 31,1% pirenu. Przy dalszym wzroście zawartości wody w glebie do pełnej pojemności wodnej następuje powtórne zmniejszenie zakresu rozkładu wszystkich trzech badanych WWA, a szybkości ich degradacji m aleją do poziomu odpowiadającego glebie suchej (w przy padku pirenu — glebie o 37% ppw). Wpływ wilgotności gleby na stopień rozkładu badanych WWA uwidocznia się najw yraźniej po 28 - 56 dniach doświadczenia: dla próbek analizowanych po 7 dniach różnice stężeń poszczególnych związków w glebie o różnej zawartości wody są nie wielkie.
Zaobserwowane zależności pozostają w zgodzie z wynikami prac [1, 13, 14, 16] stwierdzających, iż przem iany WWA w glebie powodo wane są głównie procesami mikrobiologicznymi (zastosowane w niniej szej pracy stężenia WWA nie są toksyczne dla mikroorganizmów glebo wych [2, 3]). Zahamowanie rozkładu badanych węglowodorów w glebie
52 В. M aiiszewska-K ordybach
%
Czas (dni) —Time (days)
Rys. 1. W pływ poziom u w ilgotności gleby n a przebieg ro zk ła d u flu o ren u : I — gleba pow ietrznie sucha, II — 37°/o ppw , III — 65% ppw , IV — 100%> p p w Fig. 1. E ffect of th e soil m o istu re level on th e flu o re n e deg rad atio n : I — a ir-d ry
soil, II — 37°/o fwc, III — 65°/o fwc, IV — 100°/o fw c
%
C z a s ( d n i ) — T i me ( d a y s )
Rys. 2. W pływ poziom u w ilgotności gleby na przebieg ro zk ła d u a n tra ce n u . O zna czenia ja k n a rys. 1
Fig. 2. E ffect of th e soil m o istu re level on th e a n th ra c e n e d eg rad atio n . E x p la n a tions see Fig. 1
suchej (rys. 1 -3 ) wiąże się więc najprawdopodobniej z brakiem właści wych w arunków rozwoju drobnoustrojów glebowych, które przy braku wody giną lub przechodzą w formy przetrw alnikow e [15]. Względnie wysokie straty antracenu (rys. 2) i straty fluorenu w drugim miesiącu inkubacji gleby suchej (rys. 1) powodowane są przypuszczalnie u latnia niem {1, 16]. Proces ten może odgrywać istotną rolę w ogólnym bilansie
W ilgotność gleby a rozkład WWA 53
%
Czas (dni) —Time (days)
Rys. 3. W pływ poziom u w ilgotności gleby n a przebieg ro zk ła d u p iren u . O znaczenia ja k n a rys. 1
Fig. 3. E ffect of th e soil m o istu re level on th e p y ren e deg rad atio n . E x p la n atio n s see Fig. 1
stra t lżejszych WWA, takich jak fluoren i antracen zaliczanych przez Lym ana i wsp. [11] do grupy związków o um iarkowanej lotności (ich stałe H enry’ego zaw arte są w granicach 10"5 <C H < 1 0 " 3 atm /m ol/m 3). Znaczny udział procesów ulatniania się w ogólnych stratach trójpierście- niowych WWA podczas ich inkubacji w glebie zaobserwowano również w pracach innych autorów [2, 3]. Wilgotności rzędu 50 -6 5% , stw arza jące optym alne w arunki rozwoju m ikroflory glebowej {15], odpowiadają największym szybkościom usuwania WWA ze środowiska glebowego (tab. 1). Natom iast nadm iar wody i związany z tym niedobór tlenu, wpływające ham ująco na rozwój większości mikroorganizmów glebo wych [5, 15], powodują obniżenie szybkości i zmniejszenie zakresu roz kładu wszystkich trzech badanych węglowodorów (rys. 1 - 3 , tab. 1).
Ujem ny wpływ spadku zawartości tlenu w próbkach osadów morskich
na stopień m ineralizacji naftalenu i antracenu zaobserwowano również w pracach Bauera i Capone’a [1] oraz De Luane’a i wsp. [5]; w w arun kach anaerobowych degradacja obu związków ulegała całkowitemu za hamowaniu.
Przebieg rozkładu fluorenu, antracenu i pirenu w próbkach gleby wilgotnej (37 - 100% ppw) jest nierównomierny: znaczne straty w okre sie pierwszego miesiąca (47 - 83% strat) i wyraźnie mniejszy spadek stężenia w drugim okresie inkubacji (43 - 92% stra t po 56 dniach). Moż na więc przypuszczać, iż czynniki sprzyjające intensyw nym stratom tych związków w początkowym okresie doświadczenia nie odgryw ają już istotnej roli w czasie drugiego miesiąca inkubacji, gdy tempo roz
54 В. M aliszewska-Kordybach
kładu jest znacznie wolniejsze. Podobne prawidłowości zaobserwowano podczas rozkładu naftalenu i antracenu w osadach morskich [1] oraz benzo(a)pirenu w glebie piaskowej z terenów rolniczych [4]. Być może pewne znaczenie ma tu wyczerpywanie zasobów składników odżywczych dla mikroorganizmów [13]. Na niektórych krzywych przedstawionych na rysunkach 2 i 3 można wyróżnić dodatkowo w stępny okres 7 - 1 4 dni, gdy rozkład badanych węglowodorów jest mniej intensywny: szczegól nie w yraźny jest on w przypadku antracenu i pirenu dla gleby o pełnej pojemności wodnej. Najprawdopodobniej w w arunkach mniej sprzyja jących rozwojowi m ikroflory glebowej (nadmiar wody) wym agany jest okres przystosowania (lag-faza) konieczny do wzrostu populacji drob noustrojów rozkładających WWA lub indukcji enzymów niezbędnych w tym procesie [13].
Wyznaczone w niniejszej pracy czasy połowicznego rozkładu fluo renu, antracenu i pirenu (tab. 1) mieszczą się w granicach danych po dawanych przez Simsa i Overcasha [16]: fluoren 2 - 6 4 dni, antracen 1 7-175 dni i piren 3 - 7 3 dni, są natom iast znacznie niższe od w yni ków uzyskanych dla antracenu i pirenu przez Coovera i Simsa [3] w y noszących odpowiednio 260 i 1900 dni. Bardzo duże różnice w trwałości pirenu w zależności od rodzaju substancji, z jakimi związek ten został wprowadzony do gleby, zaobserwowano także w pracy Boosert i Bar- tha [2]. Trudności w dokładniejszym określeniu szybkości rozkładu WWA w glebie związane są z wpływem wielu czynników środowisko wych, chemicznych i mikrobiologicznych [12, 13, 16] na przebieg tych procesów: niewielkie naw et zmiany w arunków mogą w znaczący spo sób zmienić trwałość danego węglowodoru w środowisku glebowym. Ze względu na brak większej ilcści danych porównawczych dotyczą cych przebiegu tych zjawisk wskazane w ydaje się więc, aby w konkret nych przypadkach dla każdego układu w arunków przeprowadzać bada nie indywidualne określające szybkość rozkładu WWA. Analiza danych przedstawionych na rysunkach 1 - 3 oraz rysunku 4 sugerują również, że należy zachować dużą ostrożność przy przenoszeniu wyników k ró t koterm inowych doświadczeń modelowych na procesy zachodzące w dłuż szym czasie. Bezwzględne ilości fluorenu, antracenu i pirenu pozostające w glebie są bowiem znaczne i wielokrotnie przekraczają wartości uzna ne za dopuszczalne [11, 13, 16]: przy sum arycznym stężeniu początko wym 15 mg/kg po 2 miesiącach inkubacji w glebie wilgotnej (65% ppw) pozostaje nadal 2,6 mg/kg tych związków, a w glebie suchej — aż 8,5 mg/kg (rys. 1 - 3).
Jak można było się spodziewać, zakres i szybkość rozkładu bada nych WWA pozostają w ścisłym związku z ich własnościami (tab. 2), aczkolwiek korelacja ta wydaje się być również uzależniona od w arun ków środowiskowych. W glebie o optym alnej dla rozwoju m ikroorga nizmów wilgotności (37 - 65% ppw) szybkości rozkładu pirenu i
an-Wilgotność gleby a rozkład WWA 5 5
ĄOp
Bys. 4. Zależność kin ety czn a I rzęd u dla procesów ro zk ła d u WW A w gleb ie (65% ppw): A — fluoren, В — a n tra ce n , С — p iren
Fig. 4. F irs t o rd er k in e tic re la tio n h ip for PA H d eg ra d atio n in soil (65% fw c): A — fluorene, В — a n th ra c e n e , С — p y ren e
tracenu różnią się istotnie od szybkości rozkładu fluorenu (tab. 2), a w glebie o pełnej pojemności wodnej, gdzie procesy rozkładu przebiegają mniej intensywnie, różnice między poszczególnymi szybkościami są nie istotne statystycznie. Wpływ własności WWA na ich podatność na bio degradację zaobserwowano również w pracach innych autorów [2, 3, 16]. Sims i Overcash [16], opracowując ogólne wnioski dotyczące kinetyki rozkładu niektórych WWA w glebie, stwierdzili, że początkowa szyb kość przem iany tych związków m aleje wraz ze wzrostem ilości pier ścieni benzenowych w cząsteczce. Do podobnego wniosku doszli Bossert i B artha [2], którzy zauważyli, że w odróżnieniu od 3-pierścieniowych WWA rozkładających się łatwo, wysokocząsteczkowe węglowodory po- liaromatyczne wykazują odporność na degradację zwiększającą się wraz z wzrostem liczby pierścieni i stopniem ich skondensowania.
W N IO SK I
1. Zakres i szybkość rozkładu fluorenu, antracenu i pirenu w glebie piaskowej uzależnione są od poziomu jej wilgotności; nadm ierne w ysu szenie lub nadm ierna wilgotność gleby zwiększają znacznie trwałość tych związków.
2. Największe ilości 3- i 4-pierścieniowych WWA ulegają rozkłado wi w glebie o 37 - 65°/o pełnej pojemności wodnej.
3. W w arunkach optym alnej wilgotności odporność WWA na roz kład w zrasta wraz ze wzrostem ich ciężaru cząsteczkowego.
56 В. M aliszewska-Kordybach
L ITER A TU R A
[1] B a u e r J. E., C a p o n e D. G. D eg rad atio n an d m in e raliz atio n of th e P o - lycyclic A rom atic H y d rocarbons A n th rac en e a n d N a p h th a le n e in In te r tid a l M arine Sedim ents. Appl. E nviron. M icrobiol. 1985, 50 s. 81 - 90.
[2] В о s s e r t I. D., В a r t h a R. S tru c tu re -B io d e g ra d a b ility R elationships of P o- lycyclic A rom atic H ydrocarbons in Soil. Bull. E nviron. C ontam . Toxicol. 1986, 37 s. 490 - 495.
[3] C o o v e r M. P., S i m s R. C. T he E ffect of T e m p e ra tu re on P olycyclic A ro m a tic H yd ro carb o n s P ersiste n ce in a n U nacclim ated A g ric u ltu ra l Soil. H azardous W aste a n d H azardous M aterials, 1987, 4, s. 69 - 81.
[4] C o o v e r M. P., S i m s R. C. T he R ate of B enzo/a/pyrene A p p a re n t Loss in a N a tu ra l a n d M an u re A m ended Clay L oam Soil, ibidem 1987, 4 s. 151 - 157.
[5] D e L a u n e R. D., H a m b r i с к G. A., P a t r i c k W. H. Jr. D eg rad a tio n of H y d ro carb o n s in O xidized an d R educed S edim ents. M arine Poll. Bull. 1980, 11 s. 103 - 106.
[6] D i e r c x s e n s P., W e g m a n n M., D a n i e l R., H a e n i H., T a r r a d e l - 1 a s J. A p p o rt p a r les boues d ’e p u ra tio n de m ic ro p o llu ta n ts org an iq u e dans les sols et les cu ltu res. G as—E au x —E au x usées, 1987, 67 s. 123 - 132. [7] E c k s c h l a g e r К. Błędy w analizie chem icznej. PW N, W arszaw a 1974. [8] E d w a r d s N. T. P olycyclic A rom atic H yd ro carb o n s (PA H ’s) in T e rre s tria l
E n v iro n m en t — A R eview. J. E nviron. Q ual. 1983 12 s. 427 - 441.
[9] F r i t z W. In v estig atio n of th e B ehavior of B enzo(a)pyrene in th e Soil an d M igration fro m Soil into Crops. Zbl. M ikrobiol. 1983 138 s. 605 - 616.
[10] J u r y W. A., S p e n c e r W. F., F a r m e r W. J. B e h av io r A ssessm ent Mo del for T ra ce O rganics in Soil. I. Model D escription. J. E nviron. Q ual. 1983 12 s. 558 - 564.
[11] L y m a n W. J., R e c h i W. F., R o s e n b l a t t D. H. C hem ical P ro p e rty E stim atio n M ethods. M cG raw -H ill, N ew Y ork 1982. (cyt. w g [3]).
[12] M a l i s z e w s k a - K o r d y b a c h B. W ielopierścieniow e w ęglow odory a ro m atyczne w środow isku przyrodniczym . W iad. Ekolog. 1986, 32 s. 47 - 66. [13] M a l i s z e w s k a - K o r d y b a c h B. M ikrobiologiczne p rzem ian y w ielo p ier
ścieniow ych w ęglow odorów aro m aty czn y ch w środow isku glebow ym . Post. M ikrob. 1987, 26 s. 233-248.
[14] M a l i s z e w s k a - K o r d y b a c h B., M a s i a k D. K in ety k a ro zk ład u flu o re - n u w glebie piaskow ej. Rocz. Glebozn. 1988 34 s. 187- 199.
[15] M a r s z e w s k a - Z i e m i ę c k a J. M ikrobiologia gleby i naw ozów organicz nych. PW RiL, W arszaw a 1969.
[16] S i m s R. С., O v e r с a s h M. R. F a te of P o ly n u cle ar A rom atic Compounds- (PNAs) in S o il-P la n t System s. Res. Rev. 1983, 88 s. 1 - 68.
W ilgotność gleby a rozkład WWA 57 Б. МАЛИШЕВСКА-КОРДЫБАХ ВЛИЯНИЕ УРОВНЯ ВЛАЖНОСТИ ПЕСЧАНОЙ ПОЧВЫ НА ПРЕДЕЛЫ И СКОРОСТИ ДЕГРАДАЦИИ ФЛУОРЕНА, АНТРАЦЕНА И ПИРЕНА Институт агротехники, удобрения и почвоведения в Пулавах Р е зю м е Проводились модельные лабораторные исследования, целью которых было определение влияния уровня влажности песчаной почвы на пределы и скорость деградации углеводо родов из группы ПАУ. Образцы содержащие по 5 мг/кг флуорена, антрацена и пирена ин кубировали в температуре 25°С в период 56 дней. Концентрацию ПАУ определяли в изве стных промежутках времени анализируя почвенные экстракты методом G С. Установлено, что чрезмерное увлажнение или осушение почвы значительно повышают прочность исследу емых углеводородов, причем их наивысшие количества подвергаются деградации в почве с 37—65% полной влагоемкости. В этих условиях устойчивость ПАУ к деградации повы шается по мере повышения молекулярного веса указанных соединений. Через 56 дней в почве с 65% полной влагоемкости остается 9,2% начального содержания флуорена, 13,2% антра цена и 31,1% пирена. Определенные на основании кинетических зависимостей первого раз ряда времени полураспада (флуорен 17—51 день, антрацен 17—46 дней и пирен 28—71 день) зависят от уровня влажности почвы. E . M A L IS Z E W S K A -K O R D Y B A C H
EFFEC T OF SANDY SO IL M O ISTU RE LEVEL ON THE RANGE AND RATE OF FLUORENE, ANTH RACENE AND PYRENE D EGRADATION
I n s titu te of Soil Science an d P la n t C u ltiv atio n a t P u ław y
S u m m a r y
M odel la b o ra to ry in v estig atio n s w ere ca rrie d o u t concerning th e effect of sandy soil m o istu re level on th e ra te an d ra n g e of polycyclic aro m a tic hyd ro carb o n s (PAHs) d eg ra d atio n . Soil sam ples (spiked w ith 5 \iglg of each of th re e PA H s: fluorene, a n th ra c e n e an d pyrene) w ere in c u b ate d a t 25°C for 56 days. T he PA H s c o n c en tra tio n in soil w as d eterm in e d periodically by th e GC analysis. I t w as found th a t excessive m oistening or drying of soil m a rk e d ly in creased p ersisten ce of all th e PA H s inv estig ated : th e ir g re a te st am o u n ts u n d e rw e n t d eg ra d atio n in soil a t 37 - 65°/o of fu ll w a te r capacity. U n d er th e se conditions a positive co rre la tio n b etw een th e m olecular w eig h t of PA H s an d th e ir p ersisten c e in soil w as observed. A fte r 56 days th e am o u n ts of fluorene, a n th ra c e n e an d p y re n e r e m ained in th e soil w ith 65fl/o of fu ll w a te r capacity am o u n ted to 9.2, 13.2 a n d 31.1°/o, respectively, of th e ir in itia l co ncentration. The h alf-liv e s e stim a ted on th e basis of th e f irs t-o rd e r k in etic ra te coefficients (fluorene 17 - 51 days, a n th ra c e n e 17 - 46 days an d p y ren e 28 - 71 days) depended on th e soil w a te r content.
D r B a r b a r a M a l i s z e w s k a - K o r d y b a c h P r a c a wj Dl ynąl a d o r e d a k c j i w g r u d n i u 1988 r. Z a k ł a d G l e b o z n a w s t w a i O c h r o n y G r u n t ó w
I U N G w P u ł a w a c h
