Wpływ czynników urbanistycznych na zawartość wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w glebach ogrodów parkowych

ELŻBIETA JOLANTA BIELIŃSKA, MAŁGORZATA KAWECKA-RADOMSKA, AGNIESZKA KŁOS

WPŁYW CZYNNIKÓW URBANISTYCZNYCH

N A ZAWARTOŚĆ WIELOPIERŚCIENIOWYCH

WĘGLOWODORÓW AROMATYCZNYCH

W GLEBACH OGRODÓW PARKOWYCH*

IMPACT OF URBAN FACTORS ON THE CONTENT

OF POLYCYCLIC AROMATIC HYDROCARBONS

IN SOILS OF PARK GARDENS

Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Przyrodniczego, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie

A b stra c t: The study focused on the content o f 16 PAHs in the humic horizons o f soils o f 12 park gardens

situated in city centres and in their outskirts, characterized by similar physiogeographic conditions but not directly subjected to anthropogenic contamination. The research w as carried out w ithin the adm ini­ strative borders o f the follow in g cities: Cracow, Lublin, M iasteczko Śląskie, Szczecin, Zabrze, and Za­ m ość. In so ils o f parks situated in the city centres, the PAH content w as much higher than in so ils o f parks situated in the outskirts, w hich dem onstrates local impact o f the anthropogenic factor. C oefficien ts calculated based on the phenanthrene/anthracene and fluoranthene/pyrene ratios sh ow that processes connected w ith carbon com bustion are the main source o f PAHs in the studied soils.

S ło w a kluczow e: gleb a m iejskie, ogrody parkowe, w ielop ierścien iow e w ęglow od ory aromatyczne K ey w ords: urban soils, park gardens, p o lycyclic aromatic hydrocarbons

This study w as founded by the M inistry o f Scien ce and Higher Education as research project N o . N N 305 214037.

WSTĘP

Zanieczyszczenia gleb miejskich wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycz­ nymi (WWA) powodują określone czynniki urbanistyczne. Zalicza się do nich: antropoge­ niczne pyły i opady atmosferyczne, duży udział podłoża sztucznego (nawierzchnie ulic, placów i dachów), osłabienie całkowitej wymiany powietrza na obszarach pokrytych zwartą zabudową, obecność lokalnych elektrociepłowni, wzmożony ruch komunikacyj­ ny, spływy z dróg asfaltowych oraz awaryjne wylewy produktów ropopochodnych

Wpływ czynników urbanistycznych na zawartość wielopierścieniowych... 17

ere i in. 1987, Maliszewska-Kordybach 1999, Adamczewska i in. 2000, Zimny 2005, Oleszczuk, Baran 2005]. Stopień antropogenicznego zanieczyszczenia gleb miejskich uza­ leżniony jest również od strefy wydzielonych terenów zurbanizowanych [Kabała 1995; Alexandrowskaya, Alexandrovskiy 2000; Gąsiorek, Niemyska-Łukaszuk 2004; Bielińska, Kołodziej 2009]. Na obszarach dużych miast wyróżnione zostały następujące strefy: cen­ trum, charakteryzujące się gęstą zabudową i intensywnością wpływów antropogenicz­ nych, dzielnice mieszkaniowe o luźnej zabudowie, dzielnice przemysłowe i strefy pod­ miejskie [Zimny 2005].

Ochrona i stały monitoring gleb miejskich, szczególnie w obrębie ogrodów parko­ wych wiąże się z szeroko rozumianą przyrodniczą rewitalizacją miast, której nadrzęd­ nym celem, realizowanym w ramach strategii zrównoważonego rozwoju, jest poprawa warunków ekologicznych życia, m.in. poprzez kształtowanie korzystnych warunków bioklimatycznych [Przewoźniak 2005]. Także od jakości gleb bezpośrednio zależy różno­ rodność biologiczna krajobrazu miejskiego i warunki zdrowotne populacji [Stuczyński i in. 2008].

Celem pracy było zbadanie zawartości WWA w glebach wybranych ogrodów parko­ wych usytuowanych w strefach śródmiejskich, na terenach pod presją skażeń antropoge­ nicznych oraz na obszarach peryferyjnych miast, o podobnych warunkach fizjograficz­ nych, lecz nie poddanych bezpośredniemu oddziaływaniu czynnika antropogenicznego.

MATERIAŁ I METODY

Badania przeprowadzono na materiale glebowym pobranym z poziomów próchnicz- nych 12 ogrodów parkowych zlokalizowanych w granicach administracyjnych następu­ jących miast: Kraków, Lublin, Miasteczko Śląskie, Szczecin, Zabrze i Zamość. Wytypo­ wano ogrody parkowe usytuowane w strefie śródmiejskiej, na terenach pod presją ska­ żeń antropogenicznych oraz na obszarach peryferyjnych miast, o podobnych warunkach fizjograficznych, lecz nie poddanych bezpośredniemu oddziaływaniu czynnika antropo­ genicznego. Potencjalnie wysokie zagrożenie skażeniem antropogenicznym reprezento­ wały obiekty: Kraków 1, Lublin 1, Miasteczko Śląskie 1, Szczecin 1, Zabrze 1, Zamość 1, a potencjalnie niski poziom skażenia antropogenicznego: Kraków 2, Miasteczko Śląskie 2, Lublin 2, Szczecin 2, Zabrze 2, Zamość 2.

Na terenie każdego z 12 wytypowanych ogrodów parkowych wybrano po jednej reprezentatywnej powierzchni. Analizowana próbka glebowa z poziomu A była średnią z 5 próbek pobranych z każdej powierzchni.

Zgodnie z koncepcją klasyfikacji gleb miejskich (wg Greinerta [2003]) gleby ogrodów parkowych zaliczyć można do następujących jednostek hierarchicznych systematyki gleb Polski: dział - gleby antropogeniczne, rząd - gleby kulturoziemne, typ - hortisole.

Próbki glebowe do analiz laboratoryjnych pobrano z wybranych powierzchni we wrze­ śniu 2009 roku, w obrębie dużych trawników usytuowanych w centralnej części wyty­ powanych parków.

WWA oznaczano metodąHLPC z detekcjąUV (254 nm). Próbki gleb (30 g) ekstraho­ wano dwuchlorometanem w wannie ultradźwiękowej, ekstrakty oczyszczano techniką SPE, rozdział WWA przeprowadzono na kolumnie Spherisorb S5 PAH. Fazę ruchomą stanowiła mieszanina acetonitryl: woda (75:25, v/v). Wszystkie oznaczenia wykonywano w trzech powtórzeniach.

WYNIKI I DYSKUSJA

Zawartość sumy wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w badanych poziomach powierzchniowych gleb wahała się w szerokich granicach, jednak wyraźnie zależała od intensywności presji antropogenicznej (tab. 1). Największą zawartość tych związków stwierdzono w poziomach gleb z obszaru Górnego Śląska (Miasteczko Ślą­ skie, Zabrze). Oznaczona na tym terenie zawartość 16 WWA w przypadku gleb pocho­ dzących z parków usytuowanych w strefie śródmiejskiej przekraczała wartość 18 000 |ig • kg"1, a w glebach parków położonych na peryferiach tych miast kształtowała się w granicach od ok. 4000 do 5000 |ig • kg"1, co według kryteriów zaproponowanych przez

TABELA 1. Zawartość wielopierścieniowych węglow odorów aromatycznych (WWA) w poziomach próchnicznych badanych gleb [|jg • kg'1]

TABLE 1. PolycycHc aromatic hydrocarbons (PAHs) content in humic horizons o f investigated soils [Mg ' kg'1] WWA PAHs Obiekt Object K 1 K 2 L I L 2 M Ś 1 M Ś 2 S z 1 S z 2 Zab 1 Zab 2 Z 1 Z 2 N a 198 152 264 32 2489 868 219 73 2 8 7 4 712 58 12 A ce 216 175 238 4 2275 814 194 62 1683 345 47 9 A c 124 0 29 0 0 0 203 I 0 0 0 32 6 FI 32 18 57 15 321 116 86 | 25 368 89 0 0 Fen 29 21 68 5 422 145 42 11 489 112 18 4 Ant 16 11 15 1 205 32 38 | 3 237 31 6 1 Fin 184 139 208 11 2361 597 297 82 2 890 396 71 8 Pir 173 121 239 8 2136 4 0 4 179 17 2 062 384 34 7 BaA 86 47 152 15 1196 203 201 28 713 154 49 5 Ch 71 54 121 19 816 198 189 34 2265 522 56 2 BbF 191 129 185 9 3502 821 140 34 1093 206 63 10 BkF 68 43 66 10 654 309 181 29 1274 293 49 6 BaP 10 6 177 9 169 48 196 18 1069 287 0 0 DahA 189 118 42 3 193 37 155 24 317 105 28 4 BghiP 85 74 88 12 812 209 94 25 523 126 32 11 Ind 54 41 97 16 878 191 115 28 675 171 43 5 Z6 WWA 1726 1149 2046 169 18429 4 9 9 2 2 529 493 18532 3933 586 90 W W A - P A H s :

N a - naftalen, A ce - acenaftylen, Ac - acenaftalen, FI - fluoren, Fen - fenanlren, A n - antracen, Fin - fluoranten, Pir - piren, B aA - benzo [a]antracen, Ch - chrysen, BbF - benzD [b] fluoranten, BkF - benzo [k]fluoranten, BaP - benzo [ajpiren, D a h A - dibenzo[a,h]antracen,

BghiP - benzo [ghi]peiylen, Ind - indeno[l,2,3-cd]pireii Obiekt - Object:

K - Kraków, L - Lublin, MŚ - Miasteczko Śląskie, S z - Szczecin, Zab - Zabrze, Z - Zamość 1 - strefa śródmiejska - city centre, 2 - peryferie miast - outskirts o f city.

Wpływ czynników urbanistycznych na zawartość wielopierścieniowych... 19

IUNG [Maliszewska-Kordybach 1998] klasyfikuje gleby śródmiejskie do bardzo silnie zanieczyszczonych WWA (5°), a gleby zlokalizowane na obrzeżach Miasteczka Śląskiego i Zabrza, w zakresie od zanieczyszczonych (3°) do silnie zanieczyszczonych (4°). Kilka­ krotnie mniejszą zawartością WWA (<2600 |ig • kg"1) charakteryzowały się gleby z po­ zostałych obszarów badań. Najniższą sumę zawartości WWA zanotowano w poziomie A gleby z parków w Zamościu: od 90 |ag • kg'1 (park na peryferiach miasta) do 586 |Lig • kg'1 w parku położonym w strefie śródmiejskiej (tab. 1). Badania Maliszewskiej-Kordybach [1995] prowadzone na terenach użytkowanych rolniczo także wykazały wyraźnie wyższą za­ wartość WWA w glebach z obszaru Górnego Śląska w porównaniu w glebami zlokalizo­ wanymi w Polsce południowo-wschodniej. W obrębie gleb z Górnego Śląska oznaczone w niniejszych badaniach zawartości WWA w parkach zlokalizowanych na obrzeżach miast, były bardzo zbliżone do danych przedstawionych przez Maliszewską-Kordybach [1995], a w przypadku parków śródmiejskich do wyników zawartości WWA w glebach miasta Zabrze uzyskanych przez Dziewięckąi in. [1993]. Również badania autorów zagranicz­ nych [m.in. Bradley i in. 1994, Sańka i in. 1995] wykazały wysoką zawartość WWA w glebach na terenach uprzemysłowionych, kształtującą się na zbliżonym poziomie jak w glebach parków śródmiejskich zlokalizowanych na obszarze Górnego Śląska (tab. 1). Na­ leży podkreślić, że cytowane badania Maliszewskiej-Kordybach [1995] obejmowały gle­ by użytkowane rolniczo, usytuowane podobnie jak parki podmiejskie, poza zasięgiem bezpośrednich wpływów antropogenicznych. Wyraźnie wyższa zawartość sumy WWA w poziomach gleb parków położonych w centrach wytypowanych miast niż na ich obrze­ żach, mogła się wiązać zarówno z nasileniem presji antropogenicznej - szczególnie inten­ sywnej w strefach śródmiejskich - jak i z rozsegregowaniem materiału glebowego w trakcie przeobrażeń urbanistycznych i depozycją zanieczyszczeń antropogenicznych w różnych miejscach. Zanieczyszczenie środowiska glebowego związkami organicznymi w warunkach intensywnej urbanizacji (m.in.: modernizacji infrastruktury technicznej, renowacji kubatury, rekultywacji struktur zdewastowanych, kształtowania terenów zie­ leni) związane jest z użytkowaniem gleb miejskich i nanoszeniem substratów naturalnych i technogennych zróżnicowanych pod względem ilości, pochodzenia, składu, a także sposobu ich nanoszenia i przemieszczania przestrzennego [Greinert 2003, Zimny 2005, Bielińska i in. 2009]. Wyższa koncentracja zanieczyszczeń antropogenicznych w glebach położonych w centrum miasta w porównaniu z obszarami peryferyjnymi, jest jedną z charakterystycznych właściwości gleb terenów zurbanizowanych [Kabała 1995, Alexan- drowskaya, Alexandrovskiy 2000, Gąsiorek, Niemyska-Łukaszuk 2004, Bielińska, Koło­ dziej 2009].

Analiza poszczególnych WWA wykazała dominujący udział węglowodorów 4-pier- ścieniowych, których zawartość w większości badanych próbek przekraczała 30% cał­ kowitej zawartości badanych związków (tab. 2). Na podobnym poziomie kształtował się również udział węglowodorów 2-pierścieniowych. W glebach pochodzących z analizo­ wanych parków w Szczecinie i Zabrzu dominowały związki 4-pierścieniowe. Największą zawartość węglowodorów 4-pierścieniowych stwierdzono w glebie parku usytuowane­ go w śródmieściu Zabrza, gdzie udział tych związków wśród oznaczanych WWA wyno­ sił ponad 40% (tab. 2).

Bez względu na obszar badań najniższą zawartość stwierdzono w przypadku węglo­ wodorów 3-pierścieniowych (tab. 2). Udział węglowodorów 3-pierścieniowych, poza dwoma przypadkami (Lublin 2 i Miasteczko Śląskie 1) nie przekraczał 10% całkowitej zawartości oznaczanych związków. Związki 3-pierścieniowe charakteryzują się niższą hydrofobowością niż 4-6-pierścieniowe WWA, co wpływa na ich łatwiejszą i szybszą

TABELA 2. Udział [%] poszczególnych WWA w sumie oznaczonych WWA w poziomach próchnieznych badanych gleb w zależności od liczby pierścieni TABLE 2. Contribution [%] o f individual PAHs in the pool o f the determined PAHs in humic horizons o f investigated soils in relation to the number o f rings

desorpcję [Hartlieb i in. 2003]. Pozostałe grupy WWA charakteryzują się większą stabilnością i sil­ niejszym wiązaniem przez materię organiczną [Pi- gnatello, Xing 1996]. Zawartość WWA w glebach zmienia się w miarę upływu czasu, o czym decy­ duje wypadkowa szeregu procesów biotycznych i abiotycznych zachodzących w złożonym i wielo­ fazowym układzie gleba-roślina-drobnoustroje-za- nieczyszczenia [Reid i in. 2000; Smreczak, Mali- szewska-Kordybach 2003]. Biodegradacja WWA w glebach uzależniona jest od wielu czynników, m.in.: ilości i składu grupowego tych zanieczyszczeń, tem­ pa desorpcji frakcji węglowodorów silniej sorbo- wanych w glebie, właściwości fizykochemicznych gleby, zdolności różnych grup organizmów żywych do pobierania i rozkładu tych związków [Nam, Kur- kor 2000; Reid i in. 2000]. Na intensywność bio­ degradacji WWA ma wpływ tzw. „starzenie się” za­ nieczyszczeń w glebie, czyli procesy powstawania trwałych połączeń zanieczyszczenia-materia orga­ niczna, zamykanie cząsteczek zanieczyszczeń w mi- kroporach agregatów glebowych, a także powsta­ wania trwałych połączeń między zanieczyszczeniami i innymi składnikami gleby [Smreczak, Maliszew- ska-Kordybach 2003]. W glebach o zanieczysz­ czeniu „starym” dominują silnie sorbowane przez frakcję stałą, potencjalnie „trudno dostępne” dla bio­ tycznych elementów środowiska glebowego wę­ glowodory 5- i 6-pierścieniowe. Istotny wpływ na wielkość sorpcji ma skład materii organicznej. WWA są najsilniej sorbowane przez huminy, słabiej przez kwasy huminowe, a najsłabiej przez kwasy fulwowe [Nam, Kurkor 2000]. Istotną rolę w wiązaniu WWA w środowisku glebowym odgrywa materia organiczna pochodzenia antropogenicznego, tj. czarny węgiel (CW) definiowany jako pozostałość niepełnego spalania biomasy i paliw, zawierający sadzę oraz węgiel drzewny [Oleszczuk 2007]. Na skutek silnego wiązania WWA przez CW (często 10-1000-krotnie większej niż w przypadku naturalnej materii organicznej) obserwuje się znaczącą redukcję desorpcji tych ksenobiotyków [Comelis- sen i in. 2003]. Zatem materia organiczna pochodzenia antropogenicznego, powszechnie występująca na terenach zurbanizowanych, może znacznie ograniczać możliwość degra­ dacji WWA, przyczyniając się do skażenia gleb miejskich tymi związkami.

Współczynniki obliczone na podstawie wzajemnych stosunków fenantren/antracen i fluoranten/piren są najczęściej wykorzystywane do określenia prawdopodobnych źródeł WWA [Gschwend, Hites 1981; Oleszczuk, Baran 2005]. Analiza uzyskanych wyników wykazała, że dominującym źródłem WWA w badanych glebach miejskich są procesy związane ze spalaniem węgla, co znajduje potwierdzenie w wartościach współczynnika fenantren/antracen, które nie przekroczyły poziomu 10 (wahały się w zakresie od 1,1 do 4,5), a w przypadku współczynnika fluoranten/piren były wyższe od 1.

Obiekt Object Liczba pierścieni Number o f rings 2 i 3 4 5 6 K 1 31,0 i 4,4 29,8 26,5 8,0 K 2 28,4 1 4,3 31,4 25,7 10,0 L I 25,9 | 6,8 35,2 22,9 9,0 L 2 21,3 12,4 31,3 18,3 16,5 M Ś 1 [25,8 15,2 35,3 24,5 9,1 MŚ 2 133,7

j

Wpływ czynników urbanistycznych na zawartość wielopierścieniowych... 21

WNIOSKI

1. Zawartość wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w badanych gle­ bach miejskich wykazywała duże zróżnicowanie, w zależności od intensywności presji antropogenicznej. Najbardziej zanieczyszczone WWA były gleby pochodzące z obszaru Górnego Śląska (3°-5° zanieczyszczenia), a najmniejszą zawartość tych związ­ ków stwierdzono w glebach parków z terenu miasta Zamościa.

2. W glebach parków usytuowanych w strefach śródmiejskich zawartość WWA była kilkakrotnie większa niż w glebach z parków położonych na peryferiach miast, co wskazuje na miejscowe oddziaływanie presji czynnika antropogenicznego.

3. Współczynniki obliczone na podstawie wzajemnych stosunków fenantren/antracen i fluoranten/piren wskazują, że głównym źródłem WWA w badanych glebach są pro­ cesy związane ze spalaniem węgla.

4. Badanie z tego zakresu powinny być kontynuowane, ponieważ pozwolą ocenić eko­ logiczne skutki narastającej presji antropogenicznej na terenach zurbanizowanych, generującej stopniowe nagromadzanie się zanieczyszczeń organicznych w glebach miejskich.

LITERATURA

ADAMCZEWSKA M., SIEPAK J., GRAMOWSKA H. 2000: Studies o f levels o f polycyclic aromatic hydro­ carbons in soils subjected to anthropopressure in the city o f Poznań. Pol. J. Environ. Stud. 9: 305-321. ALEXANDROWSKAYA E.I., ALEXANDROVSKIY A.L. 2000: History o f the cultural layer in Moscow and

accumulation o f anthropogenic substances in it. Catena. 41: 249-259.

BIELIŃSKA E.J., KOŁODZIEJ B. 2009: The effect o f common dandelion (Terraxacum officinale Web.) rhizosphere on heavy metal content and enzymatic activity on soils. Acta Horticulturae 826: 345-350. BIELIŃSKA E.J., LIGĘZA S., CHUDECKA J., TOMASZEWICZ T. 2009. Soil Transformations in an Urban

Landscape. Monograph, edited by Prof. Bolesław Bieniek: “Soil o f Chosen landscapes”, ISBN 978-83- 929462-4-3, Univ. O f Warmia and Mazury in Olsztyn: 85-98.

BRADLEY L.J.N., MAGEE B.H., ALLEN S.L. 1994: Background levels o f polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and selected metals in New England urban soils. J. Soil Contam. 3: 349-361.

CORNELISSEN G., RIGTERINK H., TEN HULSCHER D.E.M, VRIND B.A., VAN NOORT P.C.M. 2003: A simple „Tenax” extraction method to determine the availability o f sediment-sorbed organic compounds.

Environ. Toxicol. Chem. 20: 706-711.

DZIEWIĘCKA B., ŁUKASIK K., WCISŁO E. 1993. A method for evaluation o f agricultural areas contamina­ ted with polycyclic aromatic hydrocarbons. Internal Report o f Institute fo r Ecology o f Industrial A reas, Katowice, 66 ss.

GĄSIOREK M., NIEMYSKA-ŁUKASZUK J. 2004: Kadm i ołów w glebach antropogenicznych ogrodów klasztornych Krakowa. Rocz. Glebozn. 55, 1: 127-134.

GREINERT A. 2003: Studia nad glebami obszaru zurbanizowanego Zielonej Góry. Oficyna Wydaw. UZ, Zielona Góra, 132 ss.

GSCHWEND P.M., HITES R.A. 1981: Fluxes o f the polyclic aromatic compounds to marine and lacustrine sediments in the northeastern United States. Geochim. Cosmochim. Acta 45: 2359-2367.

HARTLIEB N., ERTUNC T., SCHAEFFER A., KLEIN W. 2003: Mineralization, metabolism and formation o f nonextractable residues o f 14C-labelled organic contaminants during pilot-scale composing o f munici­ pal biowaste. Environ. Pollut. 126: 83-91.

KABAŁA C. 1995: Próba określenia tendencji zmian właściwości gleb Tomaszowa Mazowieckiego. Zesz.

Probl. Post. Nauk Roln. 418: 323-328.

MALISZEWSKA-KORDYBACH B. 1995: Trwałość wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w glebach. IUNG Puławy: 20 ss.

MALISZEWSKA-KORDYBACH B. 1998: Biodegradacja i oddziaływanie WWA w środowisku glebowym; wpływ na rośliny w początkowym stadium ich rozwoju, Ogólnopolskie Sympozjum Naukowo-Techniczne „Bioremediacja Gruntów”, Wisła-Bukowa, 2-6 grudnia 1998: 171-176.

MALISZEWSKA-KORDYBACH B. 1999: Persistent organie contaminants in the environment: PAHs as case study. W: Bioavailability o f organic xenobiotics in the environment, Kluwer Acadenic Publishers'. 3-34. NAM K., KURKOR J.J. 2000: Combined ozonation and biodegradation for remediation o f mixtures o f

polycyclic aromatic hydrocarbons in soil. Kluwer Academic Publishers, Netherlands, Biodegradation 11: 1-18.

OLESZCZUK P. 2007: Określanie biodostępności - nowe wyzwanie w badaniach ochrony środowiska. Bio-

skop. 3: 17-21.

OLESZCZUK P., BARAN S. 2005: Zawartość wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w glebach ogródków działkowych podlegających zróżnicowanym wpływom antropogenicznym. Rocz. Glebozn. 56, 3/4: 67-77.

PIGNATELLO J.J., XING B. 1996: Mechanisms o f slow sorption o f organic chemicals to natura particles.

Environ. Sci. Technol. 30: 1-11.

PRZEWOŹNIAK M. 2005: Teoretyczne aspekty przyrodniczej rewitalizacji miast: ku metodologii zintegro­ wanej rewitalizacji urbanistyczno-przyrodniczej. Teka Kom. Arch. Stud. Krajobr. - OL PAN 3: 25-34. REID B.J., JONES K.T., SEMPLE K.T. 2000: Bioavailability o f persistent organie pollutants in soil and

sediments - a perspective on mechanisms, consequences and assessment. Environ. Pollut. 120: 103-110. SAŃKA M., STRNAD M., VONDRA J., PATERSON E. 1995: Sources o f soil and plant contamination in an

urban environment and possible assessment methods. Intern. J. Environ. A nal Chem. 59: 327-343. SICRE M.A., MARTY J.C., SALIOT A., APARICIO X., GREMALT J., ALBAIGES J. 1987: Aliphatic and aromatic

hydrocarbons (PAHs) during the biodegradation of PAHs. Acta Hydrochim. Hydrobiol. 24: 260-266. SMRECZAK B., MALISZEWSKA-KORDYBACH B. 2003: Preliminary studies on the evaluation o f poten­

tially bioavailable fractions o f polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soils contaminated with these compounds. Arch. Environ. Prot. 29: 41-49.

STUCZYŃSKI T., FOGEL P., JADCZYSZYN J. 2008: Uwagi do zagadnienia ochrony gleb na obszarach zurbanizowanych. Wyd.: IUNG-PIB, Bydgoszcz: 22 ss.

ZIMNY H. 2005: Ekologia miasta. Agencja Reklamowo-Wydawnicza Arkadiusz Gregorczyk. Warszawa: 233 ss.

Prof. dr hab. Elżbieta Jolanta Bielińska

Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie

ul. Leszczyńskiego 7 20-069 Lublin,