!"!# $% &$!
'$ (!(!"!%) * ) $ + ,-- *$-) .($-)/
# 0!12 '& ! *!-) !3!
4 # #
Panu dr hab. Ryszardowi Ciepałowi za promotorstwo, uwagi metodyczne i okazaną pomoc w trakcie powstawania niniejszej rozprawy,
Pani dr Teresie Zaufal, Pani dr Annie ĝliwiĔskiej-Wyrzychowskiej, Pani dr Mai Głowackiej oraz Pani dr Izabeli Gerold-ĝmietaĔskiej za poĞwiĊcony czas, Īyczliwe konsultacje i cenne uwagi,
KoleĪankom i Kolegom z Katedry Ekologii,
a takĪe mojej Rodzinie i współpracownikom z firmy Ecomesh Ltd za wytrwałoĞü, wyrozumiałoĞü oraz za nieocenioną pomoc – bez której praca ta nie miałaby szansy powstaü
składam serdeczne podziĊkowania
3
1. WSTĉP I CEL BADAē ...5
2. LITERATURA PRZEDMIOTU...7
2.1. Wpływ emisji przemysłowych na Ğrodowisko przyrodnicze...7
2.2. Oddziaływanie zanieczyszczeĔ na wybrane elementy Ğrodowiska przyrodniczego...14
2.3. Dendroanaliza jako narzĊdzie w biomonitoringu zanieczyszczeĔ Ğrodowiska...22
3. RYS FIZJOGRAFICZNY TERENU BADAē ...24
3.1. PołoĪenie fizyczno – geograficzne ...24
3.2. Ukształtowanie terenu...24
3.3. Budowa geologiczna...24
3.4. Warunki klimatyczne i stosunki wodne...25
3.5. Gleby ...26
3.6. Szata roĞlinna badanego terenu...27
4. METODYKA BADAē...28
4.1. ZałoĪenia teoretyczne...28
4.2. Charakterystyka powierzchni badawczych ...30
4.3. Metody analiz laboratoryjnych……...41
4.3.1. Chemiczna analiza gleby...41
4.3.2. Analiza materiału roĞlinnego...42
4.3.3. Pomiary dendrometryczne P. sylvestris i analiza chemiczna drewna...46
4.4. Statystyczne metody opracowania wyników...49
5. WYNIKI ...53
5.1. Odczyn gleby, zawartoĞü substancji organicznej i makroskładników w glebie...53
5.2. ZawartoĞü metali ciĊĪkich w glebie...57
5.3. ZawartoĞü metali w roĞlinach zielnych i szpilkach P. sylvestris...65
5.4. Analiza chemiczna kory P. sylvestris...74
5.5. StĊĪenie metali w drewnie P. sylvestris...78
5.6. Analiza przyrostów rocznych P. sylvestris...86
5.7. Badania dendrometryczne P. sylvestris...93
5.8. Analizy statystyczne i porównawcze...96
5.8.1. ZawartoĞü badanych pierwiastków w glebie i biotestach...96
5.8.2. Analiza wielkoĞci przyrostu rocznego gruboĞci drzew w badanych drzewostanach...112
4
6. DYSKUSJA WYNIKÓW I PODSUMOWANIE...119
6.1. Kierunek i dynamika zmian wybranych wskaĨników ekologicznych w fitocenozach obciąĪonych zanieczyszczeniami przemysłowymi...119
6.1.1. Odczyn gleby i zawartoĞü substancji organicznej...119
6.1.2. ZawartoĞü wybranych pierwiastków w glebie...121
6.1.3. ZawartoĞü wybranych pierwiastków w roĞlinach runa i szpilkach P. sylvestris………..130
6.1.4. Kora P. sylvestris jako bioindykator stanu Ğrodowiska...141
6.2. Dendroekologiczne badania drzewostanów sosnowych...143
7. WNIOSKI ...151
8. LITERATURA ...154
9. ANEKS...177
5
1. WstĊp i cel badaĔ
Negatywny wpływ zanieczyszczeĔ emitowanych przez przemysł na lasy jest szeroko udokumentowany. Skutki ich oddziaływaĔ, przejawiające siĊ m.in. silną degradacją drzewostanów, są szczególnie widoczne w rejonach przemysłowych.
Najbardziej naraĪone na zanieczyszczenia przemysłowe w Polsce są lasy na terenie województwa Ğląskiego, ze wzglĊdu na działalnoĞü licznych zakładów przemysłowych, w tym szczególnie uciąĪliwych dla Ğrodowiska przyrodniczego hut i zakładów przetwórczych metali oraz elektrowni opalanych wĊglem kamiennym [ZWOLIēSKI, ORZEŁ
2002]. Uszkodzenia drzewostanów w wyniku tych oddziaływaĔ mogą byü rezultatem bezpoĞredniego działania zanieczyszczeĔ na drzewa bądĨ mogą powstawaü poĞrednio poprzez zaburzenie funkcjonowania całego układu, jakim jest ekosystem leĞny.
Ustalenie zaleĪnoĞci pomiĊdzy stopniem zanieczyszczenia Ğrodowiska przez przemysł a produkcyjnoĞcią drzewostanów wymaga stosowania metodyki badaĔ, pozwalającej na wykluczenie czynników zakłócających tĊ relacjĊ. MoĪliwoĞü taką dają badania gradientowe, tj. przeprowadzane na powierzchniach zlokalizowanych w róĪnych odległoĞciach od Ĩródła emisji, róĪniących siĊ stopniem przemysłowego zanieczyszczenia, lecz porównywalnych pod wzglĊdem typu siedliska i warunków klimatycznych [QINGHONG, BRÄKENHIELM 1995, cyt. za ZWOLIēSKI, ORZEŁ 2002].
W tym celu badania prowadzono w okolicach Huty Katowice, której obecna nazwa to Oddział Dąbrowa Górnicza spółki Mittal Steel Poland S.A. w Katowicach, niemniej jednak w pracy stosowano nazwĊ skróconą „Huta Katowice”.
Dane dotyczące emisji Huty Katowice pochodzące z lat wzmoĪonej jej działalnoĞci wskazują na okres niekontrolowanego wzrostu zanieczyszczeĔ. Po roku 1990 w związku z przemianami i restrukturyzacją zakładu nastąpił gwałtowny spadek deponowanych w Ğrodowisku zanieczyszczeĔ, a takĪe zmiana ich składu jakoĞciowego – zmniejszenie udziału pyłów i SO2 a wzrost udziału NOx. Dlatego niezmiernie istotne jest poznanie mechanizmów reakcji zachodzących w chwili obecnej w ekosystemach poddanych tak zmieniającemu siĊ oddziaływaniu czynników antropogenicznych.
Celem badaĔ podjĊtych w niniejszej pracy było:
- okreĞlenie stopnia obciąĪenia, przez metale ciĊĪkie i siarkĊ, zbiorowisk borowych podlegających wpływom emisji z „Huty Katowice”,
- oszacowanie zmian zawartoĞci badanych pierwiastków w glebie i biotestach na przestrzeni kolejnych lat,
6 - ocena stopnia i trwałoĞci kumulacji zanieczyszczeĔ w wybranych elementach ekosystemów leĞnych,
- okreĞlenie przydatnoĞci wybranych wskaĨników ekologicznych do oceny wpływu zanieczyszczeĔ na zbiorowiska borowe.
7
2. Literatura przedmiotu
2.1.Wpływ emisji przemysłowych na Ğrodowisko przyrodnicze.
Lasy są jednymi z najbardziej złoĪonych i najtrwalszych ekosystemów lądowych, DziĊki procesom fotosyntezy odnawiają zapasy tlenu w atmosferze, wiąĪąc dwutlenek wĊgla z powietrza i łagodzą efekt cieplarniany. UmoĪliwiają bytowanie wielu gatunkom roĞlin i zwierząt, chroniąc róĪnorodnoĞü biologiczną i jej zasoby genowe. Oczyszczają Ğrodowisko, tłumiąc hałas, zmniejszając siłĊ wiatru, zatrzymując pyły i gazy, a takĪe stabilizują klimat i kształtują krajobraz [RYKOWSKI 1993, cyt. za: JUDA-REZLER 2000].
Znaczne uszkodzenia drzewostanów spowodowały, Īe wszystkie te funkcje zostały zagroĪone. Na stan lasów wpływają metody gospodarki leĞnej, stopieĔ deformacji ekologicznej, a takĪe tradycyjne zagroĪenia: masowe pojawianie siĊ szkodników owadzich, wystĊpowanie chorób grzybowych oraz warunki klimatyczne powodujące szkody i klĊski Īywiołowe: wiatrołomy, Ğniegołomy, susze i mrozy [JUDA-REZLER 2000]. Na te tradycyjne zagroĪenia nakładają siĊ skutki bezpoĞredniego i poĞredniego oddziaływania zanieczyszczeĔ powietrza [WIDERA 1980, ROSTAēSKI 1990, LOREK 1993, VACEK i in. 1999;
JUDA-REZLER K. 2000], prowadząc w efekcie do zniszczenia lasów, których stan i poziom szkód jest wyjątkowo skomplikowany do oceny [VACEK i in. 1999; JUDA-REZLER 2000].
Proces zamierania lasu, objawiający siĊ uszkodzeniem koron drzew leĞnych, powoduje znaczne osłabienie ich ĪywotnoĞci. Obserwowane na duĪych obszarach degradacje zbiorowisk leĞnych, wywołują bezpoĞrednie oddziaływania zanieczyszczeĔ powietrza oraz poĞrednio zmiany chemicznych właĞciwoĞci gleby. Pierwsze objawy zamierania lasu stwierdzono w XIX w. wokół oĞrodków przemysłowych Anglii (Manchester, Liverpool). W pierwszych dziesiĊcioleciach XX w. zaobserwowano wymieranie jodły wystĊpującej na granicy naturalnego zasiĊgu wyznaczonego dla tego gatunku [http://www.zieloni.osiedle.net.pl/fzb-globalne-zagrozenia-srodowiska- www.zieloni.w.pl.htm]. PowaĪny kryzys ujawnił siĊ 1971 w Rudawach na granicy niemiecko-czeskiej, gdzie na skutek zanieczyszczeĔ powietrza, głównie SO2, zniszczeniu uległ Ğwierk na obszarze 100 000 ha [http://www.zieloni.osiedle.net.pl/fzb-globalne- zagrozenia-srodowiska-www.zieloni.w.pl.htm]. Do 1980 roku choroba ta rozprzestrzeniła siĊ w całej Europie – od krajów skandynawskich po FrancjĊ. DotkniĊte nią były róĪne gatunki drzew: Ğwierk, jodła i sosna oraz buk i dąb. Do 1987 roku degradacja lasów objĊła obszar 14,2 mln hektarów [GAWEL i in. 1996]. Wymieranie znacznej iloĞci gatunków roĞlinnych na rozległych obszarach sugerowało tez wpływ niektórych czynników
8 klimatycznych. Ten sam proces zanotowano w Ameryce Północnej, szczególnie w przypadku czerwonego Ğwierka w górach Adirondack w stanach Nowy York i Nowa Anglia [WELLBURN 1988; GAWEL i in. 1996]. Niezwykłe były szczegóły dotyczące procesu stopniowego wymierania drzew. NajwczeĞniejsze objawy obejmowały ĪółkniĊcie najstarszych igieł drzew szpilkowych. Kolejno dochodziło do ĪółkniĊcia i odpadania młodszych igieł, obumierania pĊdów, uszkodzenia systemów korzeniowych, zakłóceĔ w bilansie wodnym drzew, zakłóceĔ w zaopatrywaniu drzew w substancje odĪywcze, co prowadziło do zmniejszenia siĊ wysokoĞci warstw drzew i zredukowanego przyrostu radialnego. Poprzez nastĊpujące przerzedzenie koron drzew, zwiĊkszył siĊ dostĊp Ğwiatła do najniĪszych warstw lasu zmieniając w konsekwencji stosunki iloĞciowe i jakoĞciowe roĞlin w runie leĞnym i warstwie mszystej. [CZUCHAJOWSKA, STRĄCZEK 1979; WELLBURN
1988; ŁUKASIK 1990; WASIŁOWSKA 1994; WIĄCKOWSKI 1998; VACEK i in. 1999].
Wysuwano liczne hipotezy na temat przyczyn tej degradacji. Intensywnie badano teĪ stresy klimatyczne – głównie susze, jak równieĪ czynniki edaficzne, które choü niekiedy odpowiedzialne za ten stan, rzadko były główną przyczyną zmian. Problem ten znalazł siĊ w centrum uwagi opinii publicznej, dlatego teĪ badania wymierania lasów stanowią dzisiaj klasyczny przykład kształtowania głównych kierunków badawczych przez politykĊ i Ğrodki masowego przekazu. Pobudzenie obaw opinii publicznej miało wielki wpływ na gromadzenie Ğrodków finansowych na prowadzenie badaĔ w zakresie wymierania lasów [ BELL, TRESHOW 2002]. GODBOLD i HÜTTERMAN [1994] stwierdzili, Īe wyraĨny wpływ depozycji kwaĞnej był poĞredni i modyfikowany przez zmiany składu chemicznego gleb, które indukowały teĪ inne procesy. Najbardziej prawdopodobna była jednak hipoteza, Īe wymieranie lasów było związane z rozmaitymi stresami, działającymi pojedynczo lub kompleksowo, w zaleĪnoĞci od rozpatrywanego regionu. Znajduje to potwierdzenie w tym, ze poszczególne objawy degradacji nie są dokładnie takie same na kaĪdym obszarze [BELL, TRESHOW 2002].
Szczególnie dramatyczna sytuacja wystĊpowała w tzw. Czarnym Trójkącie, leĪącym u zbiegu granic Polski, Czech i Niemiec. Region ten był bowiem najwiĊkszym w Europie zagłĊbiem wydobycia wĊgla brunatnego, z produkcją około 200 mln ton rocznie (25% wydobycia w skali Europy). WĊgiel ten spalany był na miejscu, w 16 wielkich elektrowniach, słuĪąc teĪ jako paliwo do ogrzewania mieszaĔ w Saksonii i Północnych Czechach. W rezultacie spalania tak wielkich iloĞci wĊgla brunatnego z terenu o powierzchni zaledwie 1/4 powierzchni Holandii powstawała emisja dwutlenku siarki rzĊdu 3 mln ton rocznie i emisja tlenków azotu około 1 mln ton rocznie. Te kwaĞne gazy
9 uwolnione do atmosfery spowodowały tak wielkie zakwaszenie opadów atmosferycznych, Īe stały siĊ przyczyną klĊski ekologicznej, powodując masowe wymieranie górskich lasów i katastrofalne zakwaszenie gleb w Karkonoszach i Górach Izerskich.
[http://www.gridw.pl/raport_pl/caly/8a.htm; HERPIN i in. 1996; VACEK i in. 1999].
STACHURSKI, ZIMKA [2004] wykazali, Īe zjawisko obumierania lasów Ğwierkowych w Sudetach ma charakter kompleksowy o podłoĪu pokarmowym. Z jednej strony wystĊpuje deficyt całego szeregu pierwiastków (N, K, Ca, Mg, Fe), z drugiej zaĞ nadmiar i toksyczne działanie innych: S, Al., Pb. Do tego dołączają zakłócenia wywołane wzglĊdnym nadmiarem fosforu w stosunku do zaopatrzenia roĞlin w N, K i Fe. Te pokarmowe zaburzenia wpływają negatywnie na metabolizm roĞlin: obniĪa siĊ wytwarzanie chlorofilu, zwiĊksza produkcja związków organicznych o charakterze wtórnych metabolitów (polifenole), a w przypadku silnego deficytu Mg nastĊpuje proces defoliacji prowadzący do obumierania drzew.
PołoĪenie Polski jest niekorzystne ze wzglĊdu na transgraniczne przenoszenie zanieczyszczeĔ powietrza oraz kierunki panujących wiatrów. Na zagroĪenie naszych lasów wpływają emisje pochodzące z krajowych zakładów przemysłowych, jak i – w nie mniejszym stopniu – pochodzące z zagranicy. Na terytorium Polski opada około 350 tys.
ton siarki rocznie wiĊcej aniĪeli wynosi emisja krajowa tego pierwiastka. Przez stosowanie bardzo wysokich kominów (200-400 m) zasiĊg emisji przemysłowych danego zakładu okreĞla siĊ setkami kilometrów, a zjawiska kwaĞnych opadów mogą wystĊpowaü nawet do odległoĞci 1000 km od emitora. [PATALAS 1986]
Do obszarów szczególnie zagroĪonych naleĪą lasy połoĪone w sąsiedztwie GórnoĞląskiego OkrĊgu Przemysłowego, Legnicko-Głogowskiego OkrĊgu Miedziowego, Tarnobrzeskiego ZagłĊbia Siarkowego, Krakowskiego OkrĊgu Przemysłowego i w sąsiedztwie Kombinatu Siarkowego w Puławach. W wyjątkowo tragicznej sytuacji znajdują siĊ lasy Sudetów Zachodnich, gdzie tempo niekorzystnych zmian jest szczególnie szybkie. WyraĨne szkody obserwowane teĪ były w sąsiedztwie Kombinatu Paliwowo - Energetycznego w Bełchatowie [GRODZIēSKA 1979; PATALAS 1986; GODZIK S. 1989;
BIAŁOBOK 1989A, 1989B; GODZIK, SIENKIEWICZ 1990A, 1990B; HERPIN i in. 1996;
MARKERT i in. 1996;VACEK i in. 1999]
W ostatniej dekadzie nastąpiło powaĪne ograniczenie emisji zanieczyszczeĔ przemysłowych w Polsce. ZróĪnicowana efektywnoĞü stosowanych urządzeĔ ochrony powietrza w ich zatrzymywaniu i neutralizacji (pyłów o ponad 90%, a tlenków siarki i azotu o odpowiednio 39% i 12%) spowodowała jednak istotną zmianĊ proporcji pomiĊdzy iloĞcią emitowanych związków alkalicznych i kwasotwórczych gazów. Stwarzając tym
10 zagroĪenie silniejszego, aniĪeli to miało miejsce wczeĞniej, zakwaszenia siedlisk leĞnych.
W konsekwencji zwiĊkszonej kwaĞnej depozycji naleĪy siĊ takĪe spodziewaü wzmoĪonego uruchamiania skumulowanych w glebach metali ciĊĪkich, co moĪe byü szczególnie groĨne dla lasów usytuowanych w sąsiedztwie zakładów metalurgicznych [ZWOLIēSKI 2002]. W łaĔcuchu zaleĪnoĞci: „przemysł – zanieczyszczenie powietrza – negatywne zmiany w Ğrodowisku przyrodniczym – zamieranie lasów” ostatnie ogniwo, tj.
proces zamierania lasów moĪe trwaü jeszcze przez długi okres, nawet po znacznym ograniczeniu czynników sprawczych [SZYMAēSKI 1994].
Znaczny udział Polski w szkodliwych emisjach ma obszar GórnoĞląskiego OkrĊgu Przemysłowego. Region ten od wielu lat poddawany jest niekorzystnym wpływom człowieka. Przejawia siĊ to głównie poprzez eksploatacjĊ i przeróbkĊ złóĪ wĊgla kamiennego, rud cynku i ołowiu oraz wielu innych kopalin. Początki działalnoĞci przemysłowej na tym terenie datuje siĊ na XII wiek. Jednak najwiĊksze przyspieszenie rozwoju przemysłu, w tym równieĪ hutnictwa Īelaza przyniosły dwa ostatnie stulecia [KARWETA 1989].
Znaczący udział w zanieczyszczeniu na terenie GOP ma „Huta Katowice”, najwiĊksza huta Īelaza w Polsce, obecnie Oddział Dąbrowa Górnicza spółki Mittal Steel Poland S.A. w Katowicach. DecyzjĊ o budowie huty podjĊto w 1972 roku. Pierwszy etap budowy zakoĔczono w 1978r. Obecnie Huta zajmuje powierzchniĊ 7,5 km2 i jest zakładem surowcowym. W załoĪeniach zakład ten miał spowodowaü obniĪenie emisji zanieczyszczeĔ powietrza poprzez modernizacjĊ hutnictwa surowcowego w GOP-ie.
Jednak po jego uruchomieniu sytuacja uległa znacznemu pogorszeniu. Wzrost emisji zanieczyszczeĔ z huty nałoĪył siĊ na juĪ istniejący wysoki poziom skaĪenia Ğrodowiska w tym rejonie. ZałoĪenia projektowe przewidywały, Īe Huta Katowice w I etapie przy zdolnoĞci produkcyjnej 4,5 mln ton stali w ciągu roku, emitowaü bĊdzie rocznie około 22,5 tys. ton pyłu i 36 tys. ton dwutlenku siarki. ZałoĪenia te zostały jednak znacznie przekroczone, przez co emisja pyłu wyniosła około 55 tys. ton/rok, głównie za sprawą elektrociepłowni – niskiej kalorycznoĞci paliwa i wysokiej zawartoĞci popiołów oraz niĪszej skutecznoĞci elektrofiltrów. W latach 1981-1984 nastąpił wyraĨny spadek emisji pyłu i dwutlenku siarki [CIEPAŁ 1984; KAPAŁA 1989]. Zmiany te były wynikiem usuwania błĊdów projektowo-wykonawczych i działaĔ zmierzających do poprawy skutecznoĞci działania urządzeĔ ochronnych. Jednak budowa i włączenie w struktury kombinatu
„Koksowni PrzyjaĨĔ” oddalonej o 4 km od huty spowodowało ponowny wzrost emisji we wschodniej czĊĞci GOP. Stała siĊ ona nowym Ĩródłem emisji zanieczyszczeĔ, a w szczególnoĞci wĊglowodorów, związków siarki i tlenków azotu.
11 Głównymi substancjami fitotoksycznymi emitowanymi przez hutĊ są: dwutlenek siarki, tlenek wĊgla, tlenki azotu, związki fluoru i pyły. W skład pyłów wchodzą duĪe iloĞci Īelaza, wapnia i magnezu, które mogą powodowaü alkalizacjĊ opadów i w konsekwencji nadmierną alkalizacjĊ gleb. Metale ciĊĪkie, szczególnie kadm, cynk i ołów, wystĊpują w mniejszych iloĞciach [LOREK 1993]. SpoĞród wymienionych zanieczyszczeĔ powietrza dwutlenek siarki jest emitowany przez prawie wszystkie oddziały produkcyjne huty.
W połowie lat 90-tych zapoczątkowano program działaĔ proekologicznych, który przyniósł znaczny postĊp potwierdzony miĊdzy innymi zdecydowaną redukcją wskaĨników emisji zanieczyszczeĔ do Ğrodowiska naturalnego – piĊciokrotnym zmniejszeniem emisji pyłów przemysłowych, zredukowaniem o połowĊ emisji dwutlenku wĊgla oraz zuĪycia wody [B.O.ĝ. 2002, 2006]. W ramach tych działaĔ zmodyfikowano technologiĊ procesu spiekania, zmodernizowano elektrofiltry odpylające oraz instalacjĊ odzysku ciepła. W paĨdzierniku 2001 roku Huta Katowice S.A. otrzymała certyfikat stwierdzający, Īe w firmie działa system zarządzania Ğrodowiskowego zgodny z normą ISO 14001 [RZECZPOSPOLITA 2002]. WielkoĞü emisji zanieczyszczeĔ pyłowo - gazowych Huty Katowice prezentuje tabela I [Aneks] oraz Rys. 1 i Rys. 2.
12
Rys. 1. Emisja pyłu i SO2 z Huty Katowice w latach 1978-2004 [B.O.ĝ. 2006]
0.0 1.0 2.0 3.0 4.0 5.0
1978 1980
1982 1984
1986 1988
1990 1992
1994 1996
1998 2000
2002 2004
mln Mg/rok
Produkcja stali
Rys. 2. Produkcja stali w Hucie Katowice w latach 1978-2004 [B.O.ĝ. 2006]
0 10,000 20,000 30,000 40,000 50,000 60,000 70,000
1978 1980
1982 1984
1986 1988
1990 1992
1994 1996
1998 2000
2002 2004
Mg/rok
pył SO2
13 Istotne zmiany w Ğrodowisku nastĊpujące w wyniku pojawienia siĊ w nim nowego czynnika ekologicznego – zanieczyszczeĔ – spowodowały koniecznoĞü przeprowadzenia badaĔ, które pozwoliłyby okreĞliü zasiĊg oddziaływania tych zanieczyszczeĔ oraz ustaliü wysokoĞü szkód wyrządzonych w Ğrodowisku przyrodniczym [CIEPAŁ 1992]. Wiele publikacji dotyczy stanu Ğrodowiska wokół zakładów przemysłowych. Badania te pozwalają na poznanie wpływu i skutków emisji przemysłowych na roĞlinnoĞü i gleby terenów sąsiadujących z uciąĪliwymi zakładami. Istotny wpływ na wielkoĞü stĊĪeĔ pierwiastków toksycznych w tych dwóch komponentach Ğrodowiska ma odległoĞü od emitora oraz przewaĪający kierunek wiatrów, dlatego teĪ wiĊkszoĞü prac z tego zakresu uwzglĊdnia te czynniki.
Badania prowadzone przez WARTERESIEWICZ [1987, 1989] dowodzą, Īe znaczne stĊĪenia substancji toksycznych powodują wyraĨny spadek plonów roĞlin uprawnych w rejonie oddziaływania huty. NajwiĊksze straty w plonach wystąpiły w okolicach Łosienia, KazdĊbia i Strzemieszyc, leĪących w promieniu 4,5km na wschód i południowy-wschód od huty. Mniejsze straty stwierdzono w ŁĊce i Okradzionowie, miejscowoĞciach znajdujących siĊ w odległoĞci około 5,5 – 7,0 km od Ĩródła emisji. Straty w plonach roĞlin uprawnych w odległoĞci do 5 km od „Huty Katowice” dochodzą do 35% dla jĊczmienia jarego, do 30% w przypadku bobiku i nawet do 50% w przypadku ziemniaków.
RównieĪ w ekosystemach leĞnych zauwaĪalne są znaczne zmiany wywołane działalnoĞcią „Huty Katowice”. ROSTAēSKI [1989] wyróĪnił trzy strefy zagroĪenia drzewostanów szpilkowych wokół tego kombinatu. Strefa III obejmuje obszar bĊdący pod wpływem antropopresji i rozciąga siĊ w promieniu 1,5-2,0 km od zakładu. Strefa II o obniĪonej ĪywotnoĞci drzewostanów szpilkowych znajduje siĊ w odległoĞci 10,0 km w kierunku północno-wschodnim i do 7,5 km w kierunku wschodnim. Dalej wystĊpuje strefa I o słabnącym oddziaływaniu emisji. Analizując niektóre elementy taksacyjne badanych drzewostanów ROSTAēSKI [1980] podaje, ze bonitacja siedlisk uległa obniĪeniu od 0,5 do 2 klas. Wykazano teĪ zmniejszenie siĊ przyrostu masy drzewostanów szpilkowych w zaleĪnoĞci od odległoĞci od Ĩródła emisji. Zanikają gatunki borowe kosztem heliofilnych taksonów łąkowych i murawowych [ROSTAēSKI 1980, 1989; CIEPAŁ 1984].
Szereg prac dotyczy równieĪ zaburzeĔ procesów fizjologicznych u roĞlin, wywołanych działaniem toksyn oraz moĪliwoĞci absorpcji pierwiastków przez róĪne gatunki roĞlin, a takĪe zawartoĞci metali w glebach [LOREK 1979, 1993; CIEPAŁ 1984, 1992; PALOWSKI
1986; ŁUKASIK-WOJTASZEK 1987; DĄBROWSKA i in. 1989; KARWETA 1989, 1992;
14 WRONA 1989; PRZYBYLSKI 1990A, 1990B; ŁUKASIK, CIEPAŁ 1991; WYĩGOLIK, MICHALSKI 1993;POMIERNY, CIEPAŁ 2004; POMIERNY i in. 2005].
Jedną z metod zmniejszenia wpływu wielkich zakładów przemysłowych jest wyznaczenie wokół nich stref ochronnych. Główna funkcja strefy ochronnej polega na zasadniczym wyeliminowaniu, a gdy jest to moĪliwe zmniejszeniu do wartoĞci przewidzianych ustawą, wszystkich uciąĪliwoĞci powstałych z powodu funkcjonowania zakładu. Dobre efekty moĪna osiągnąü przez racjonalne zagospodarowanie przestrzenne oraz optymalne zagospodarowanie strefy ochronnej, co w wielu przypadkach łączy siĊ z jej zagospodarowaniem biologicznym [NIKONOV i in. 2001; GRESZTA, GRUSZKA, KOWALKOWSKA 2002, ERENC 2004A]. Strefa taka w okolicach „Huty Katowice”
początkowo obejmowała powierzchniĊ 8754ha. JuĪ w latach 1974 – 79, w ramach I etapu budowy Huty Katowice, zalesiono około 455ha. Całkowita powierzchnia zalesiona przez HutĊ obejmuje 834ha, z czego 784 ha w gminie Dąbrowa Górnicza. W 2002 roku Wojewoda ĝląski wydał decyzjĊ o ograniczeniu strefy ochronnej. Powierzchnia strefy zmniejszyła siĊ do około 74ha [PROTOKÓŁ 2003].
Rola „zielonej ochrony” nie powinna byü przeceniona, poniewaĪ znacznie bardziej efektywne są metody techniczne, jak np. technologie ograniczające emisje. JednakĪe roĞliny, głównie lasy odgrywają bez wątpienia duĪą role. Im wiĊksza nasza wiedza o ich funkcjonowaniu tym lepsze i bardziej efektywne mogą byü strefy ochronne [CIEPAŁ 1996].
2.2. Oddziaływanie zanieczyszczeĔ na wybrane elementy Ğrodowiska przyrodniczego.
Gleba
DziałalnoĞü przemysłu wpływa w sposób istotny na rozmiar szkód spowodowanych w poszczególnych elementach biosfery, wĞród których gleba zajmuje miejsce szczególne. W odróĪnieniu, bowiem od takich elementów biosfery, jak woda i powietrze, gleba naleĪy do zasobów niepomnaĪalnych, a czĊsto i nieodnawialnych.
Ponadto gleba cechuje siĊ znacznym konserwatyzmem, co powoduje, Īe wpływ czynników antropogenicznych jest bardzo długotrwały, a czasem zmiany spowodowane przez nie są nieodwracalne [STRZYSZCZ 1981; TERELAK i in. 1997; EDWARDS 2002].
Skutkiem ubocznym rozwoju cywilizacji jest nadmierne nagromadzenie w Ğrodowisku glebowym substancji toksycznych, w tym metali ciĊĪkich. Ich zawartoĞü w glebie ukształtowana została w okreĞlonych warunkach ekologicznych przy współudziale
15 czynnika antropogenicznego. Charakter skał macierzystych oraz przebieg procesów glebotwórczych i geologicznych to naturalne czynniki kształtujące ich tło biogeochemiczne [KABATA-PENDIAS, PENDIAS 1999]. IloĞü metali ciĊĪkich pochodzących z naturalnego Ĩródła, jakim są skały macierzyste, jakkolwiek zróĪnicowana, na ogół nie zagraĪa ĪyznoĞci gleby, a wiĊc nie pogarsza warunków wzrostu roĞlin i ich jakoĞci. Inaczej jest, gdy gleba wzbogacona jest w metale ciĊĪkie niekiedy wielokrotnie w stosunku do naturalnej zawartoĞci, przez wprowadzenie ich do Ğrodowiska w wyniku przemysłowej i gospodarczej działalnoĞci człowieka. Wówczas mogą one wpływaü szkodliwie na właĞciwoĞci biologiczne gleby, działaü toksycznie na roĞliny oraz powodowaü skaĪenie łaĔcucha Īywieniowego i wód gruntowych [GORLACH 1995].
ZawartoĞü metali ciĊĪkich w glebach waha siĊ w szerokich granicach [KABATA- PENDIAS, PENDIAS 1999; GAMBUĝ, GORLACH 2001A; PISAREK 2001]. Metale, dostające siĊ do gleby, mogą ulegaü przeróĪnym transformacjom, poczynając od odkładania siĊ w formie nierozpuszczalnych związków o stosunkowo nikłym oddziaływaniu na roĞliny i mikroorganizmy – do wystĊpowania w bardzo aktywnej zjonizowanej formie. Mogą takĪe tworzyü połączenia chelatowe z substancjami humusowymi, które stanowią ochronĊ przed toksycznym oddziaływaniem jonu metalu [KABATA-PENDIAS, PENDIAS 1999].
Rozmieszczenie i stĊĪenie pierwiastków Ğladowych w glebach uzaleĪnione jest przede wszystkim od zawartoĞci i jakoĞci próchnicy, od ich składu granulometrycznego, w tym od udziału frakcji ilastej, a takĪe od czynników warunkujących kwasowoĞü gleby [KABATA- PENDIAS, PENDIAS 1999, TERELAK i in. 2002, GAMBUĝ, GORLACH 2001A, PISAREK 2001].
BioprzyswajalnoĞü metali ciĊĪkich jest zaleĪna od róĪnych właĞciwoĞci gleby jak zawartoĞü: próchnicy, minerałów ilastych, tlenków Īelaza, glinu i manganu oraz od wartoĞci pH. Z wymienionych właĞciwoĞci najbardziej zmienną wielkoĞcią w warunkach polowych jest pH [GORLACH 1995; KABATA-PENDIAS, PENDIAS 1999; LAUREYSENS i in.
2004, BASTA i in. 2005]. NaleĪy jednak zaznaczyü, Īe bioprzyswajalnoĞü metali ciĊĪkich zaleĪy takĪe od roĞliny. RóĪne gatunki i odmiany roĞlin, rosnące w tych samych warunkach, wykazują niejednakową zdolnoĞü pobierania metali ciĊĪkich z gleby [GORLACH 1995, GAMBUĝ, GORLACH 2001B, LASAT 2002]. ZróĪnicowanie w pobieraniu metali ciĊĪkich miĊdzy gatunkami roĞlin jest szczególnie duĪe w warunkach kwaĞnego odczynu gleby, gdyĪ wzrasta wtedy rozpuszczalnoĞü wiĊkszoĞci pierwiastków toksycznych dla roĞlin (metale ciĊĪkie, glin), a maleje głównych składników pokarmowych.
ZwiĊkszona mobilnoĞü pierwiastków toksycznych w Ğrodowisku wpływa na wzrost ich akumulacji w roĞlinach, stanowi to powaĪne zagroĪenie dla organizmów Īywych [BADORA
16 2002]. PrzyswajalnoĞü metali ciĊĪkich w glebie zmniejsza siĊ wraz ze wzrostem zawartoĞci próchnicy, minerałów ilastych, tlenków Fe, Al i Mn, [GAMBUĝ, GORLACH
2001B; BLAKE, GOULDING 2002].
Niskie pH gleb sprzyja wietrzeniu minerałów, co prowadzi do uwalniania siĊ krzemionki oraz związków glinu, Īelaza i manganu [BADORA 2002; BLAKE, GOULDING 2002].
WartoĞci pH są równieĪ głównym czynnikiem decydującym o sile wiązania metali ciĊĪkich przez substancjĊ organiczną i mineralną [LEDIN i in. 1996, BADORA 2002, BASTA
i in. 2005]. Substancja organiczna obecna w glebie jest adsorbowana na powierzchni mineralnej gleby. Według STEVENSONA [1994, cyt. za BADORA 2002] istnieje wiele hipotez objaĞniających sposób wiązania siĊ obu komponentów gleby. Istotnymi elementami stabilizującymi strukturĊ organiczno-mineralną gleby są wapĔ lub glin.
ObecnoĞü metali ciĊĪkich w glebie sprzyja natomiast destrukcji tej struktury, metale ciĊĪkie, bowiem, konkurują z substancją organiczną o miejsce adsorpcji na powierzchni mineralnej. W obecnoĞci metali moĪe nastĊpowaü równieĪ strącanie siĊ związków humusowo-meatlicznych [BADORA 2002]. ALLOWAY [1990] oraz ADRIANO [1986]
dowodzą, Īe wiązanie poszczególnych metali przez substancjĊ organiczną jest róĪne i zaleĪy nie tylko od pH gleby, ale takĪe od rodzaju metalu. W przypadku Cd lub Zn spadek pH poniĪej 6 zmniejsza do minimum siłĊ wiązania tych metali przez kwas huminowy, gdy tymczasem dla Pb w warunkach pH 4 siła wiązania tego jonu przez kwas huminowy jest znacząca [BADORA 2002]. Metale najmniej ruchliwe w glebie (Cu, Pb, Cr) i przy tym najsilniej wiązane przez substancjĊ organiczną, a takĪe mineralną gleby najtrudniej ulegają akumulacji w roĞlinach, metale najruchliwsze (Zn, Cd) najłatwiej, a Mn, Al i Fe zajmują miejsce poĞrednie [KACZOR 1998, BADORA 2002, WYĩGOLIK i in. 2002, KABATA-PENDIAS
2004].
Na desorpcjĊ metali ciĊĪkich z gleby ma równieĪ wpływ pojemnoĞü sorpcyjna gleby. W miarĊ wzrostu pojemnoĞci sorpcyjnej obniĪa siĊ wskaĨnik ich uwalniania do roztworu glebowego. Kationowa pojemnoĞü sorpcyjna gleby wywiera silny wpływ nie tylko na desorpcjĊ metali ciĊĪkich z gleby, ale takĪe na ich bioprzyswajalnoĞü [GAMBUĝ, GORLACH
2001a, BLAKE, GOULDING 2002, LASAT 2002, WYĩGOLIK i in. 2002, KABATA-PENDIAS
2004, BASTA i in. 2005].
Problem metali ciĊĪkich ogranicza siĊ jednak do stosunkowo niewielkich obszarów okalających zakłady metalurgiczne. Szerszy zasiĊg negatywnego oddziaływania na gleby mają zanieczyszczenia gazowe (SO2 i NOx), bĊdące prekursorami kwaĞnych opadów, a emitowane głównie przez elektrownie, elektrociepłownie oraz zakłady przemysłowe
17 [BADORA 2002, EDWARDS 2002]. KwaĞne opady powodowaü mogą, wspomniane wczeĞniej, wymywanie składników pokarmowych w głąb profilu glebowego, uwalnianie toksycznych dla korzeni i grzybów mikoryzowych jonów glinu oraz zakłócanie pobierania i transportu składników pokarmowych z gleby do roĞliny [ESHER i in. 1992, PERSSON, MAJDI 1995 cyt. za BADORA 2002].
Z reguły w otoczeniu zakładów emitujących zanieczyszczenia nastĊpuje nagromadzenie w glebach jednego składnika wiodącego oraz szeregu składników towarzyszących. Nagromadzenie to doprowadza czĊsto do stĊĪeĔ toksycznych dla roĞlin, co powoduje, Īe zanikają one w najbliĪszym sąsiedztwie emitora lub teĪ pojawia siĊ roĞlinnoĞü znosząca znaczne stĊĪenie danego składnika [STRZYSZCZ 1981, EDWARDS
2002].
RoĞliny
Wpływ zanieczyszczeĔ powietrza na roĞlinnoĞü uzaleĪniony jest od trzech parametrów: od składu fizyko – chemicznego zanieczyszczeĔ oraz od ich stĊĪenia i czasu oddziaływania. Dotyczy to zarówno zanieczyszczeĔ gazowych, jak i pyłowych, które zaleĪą od wielkoĞci i rodzaju produkcji oraz urządzeĔ oczyszczających posiadanych przez zakłady przemysłowe.
BezpoĞrednie oddziaływanie zanieczyszczeĔ zawartych w powietrzu atmosferycznym ma dwojaki aspekt. Przy stosunkowo niskim stĊĪeniu moĪe spowodowaü zanieczyszczenie roĞliny przez sedymentacjĊ na jej powierzchni. Poziom depozycji zaleĪy od szorstkoĞci powierzchni liĞci i wilgotnoĞci ich powierzchni. Szorstkie powierzchnie zwiĊkszają tempo depozycji i utrudniają usuniĊcie przez deszcz zdeponowanych cząstek.
WielkoĞü depozycji zaleĪy takĪe od czasu utrzymywania siĊ liĞci; długo Īyjące liĞcie mają wiĊcej czasu na akumulacjĊ zdeponowanych zanieczyszczeĔ [BELL, TRESHOW 2004].
Zanieczyszczenia mogą takĪe blokowaü szparki w liĞciach i/lub byü przyswajane przez tkanki liĞcia, co wpływaü moĪe na bezpoĞrednie obniĪenie transpiracji kutykularnej i pobierania CO2, obniĪenie intensywnoĞci fotosyntezy lub poĞrednie działanie mechaniczne (redukcja oĞwietlenia, podwyĪszenie ciepłoty liĞcia) i chemiczne (degradacja i rozkład chlorofilu) [CZARNOWSKI 1983; FABISZEWSKI i in. 1983a, b; ŁUKASIK 1990; HUANG, SHINDO 2000; BELL, TRESHOW 2004; ŁUKASIK i in. 2006]. Ponadto silne chroniczne działanie imisji przemysłowych na nadziemne czĊĞci roĞlin moĪe powodowaü znaczne ich uszkodzenia. Zwykle są to chlorozy tkanek, organów lub całych roĞlin, które z czasem przechodzą w nekrozy [GODZIK 1989A, BALAGANSKAYA, KUDRJAVTSEVA 1998, BARANOWSKA-MOREK 2003].
18 Kolejna droga, jaką zanieczyszczenia atmosferczne mogą wpływaü na roĞlinnoĞü to depozycja na podłoĪu (np. glebie, korze) i poĞredni wpływ przez zmiany w jego chemizmie. Korzenie roĞlin rosnących na zanieczyszczonych glebach są naraĪone na uszkodzenia w postaci zaniku włoĞników i zamieranie odgałĊzieĔ. WiąĪe siĊ to bezpoĞrednio z ograniczeniem liczby mikoryz, powodując niewłaĞciwe Īywienie mineralne, wiĊkszą podatnoĞü na choroby i wzrost wraĪliwoĞci na suszĊ [CIEPAŁ 1992;
TURNAU 1993; WERNER, CHOJNACKI 1994; MAKKONEN, HELMISAARI 1999; TURNAU i in.
2002; CHLEBICKI 2004].
Substancje gazowe, a przede wszystkim SO2, wywołują wiĊkszoĞü uszkodzeĔ roĞlin.
Ze wzglĊdu na duĪe właĞciwoĞci toksyczne, SO2 stanowi czynnik uszkadzający, najbardziej dający o sobie znaü w okresie maksymalnej aktywnoĞci procesu fotosyntezy lub w czasie wzglĊdnej wilgotnoĞci powietrza bliskiej 100%. Poprzez połączenie z wodą i utlenienie SO2 tworzy kwas siarkowy i siarkawy, które mogą uszkadzaü powierzchnie liĞci [SIUTA 1980].
Niskie stĊĪenia SO2 oddziałujące w sposób ciągły przez dłuĪszy czas wpływają na działalnoĞü enzymów roĞlinnych prowadząc do spowolnienia procesów oddychania, transpiracji i fotosyntezy, co w efekcie prowadzi do hamowania rozwoju roĞliny i obniĪenia plonowania. DuĪe stĊĪenia SO2 powodują uszkodzenia aparatu asymilacyjnego roĞlin. Jednak w przypadku niedoboru w glebie, siarka znajdująca siĊ w powietrzu w niskich stĊĪeniach moĪe byü dodatkowym jej Ĩródłem i stymulowaü wzrost roĞlin [ CIEPAŁ
1992, WIERZBICKA 1995, KANTARCI 2003, BELL, TRESHOW 2004, ERENC 2004A].
RoĞliny róĪnią siĊ stopniem wraĪliwoĞci na zanieczyszczenia powietrza dwutlenkiem siarki. Do roĞlin bardzo wraĪliwych na działanie SO2 naleĪą mchy i porosty, które znikają z wiĊkszych miast i rejonów przemysłowych w związku ze stałym stĊĪeniem tego gazu [BYTNEROWICZ, MOLSKI 1974; FABISZEWSKI i in. 1983b; GRODZIēSKA 1983;
HERPIN i in. 1996; MARKERT i in. 1996; MIGASZEWSKI i in. 2001; WOLTERBEEK 2002;
BELL, TRESHOW 2004; GOMBER i in. 2004]. ZaleĪnie od gatunku roĞlin i warunków zewnĊtrznych pierwsze symptomy uszkodzeĔ pojawiają siĊ przy stĊĪeniach SO2 0,038 – 0,38% (0,1mg/m3). Ustalenie jednoznacznej granicy stĊĪenia SO2, od której zaczyna siĊ toksyczne oddziaływanie jest bardzo trudne, gdyĪ graniczne stĊĪenie SO2 tolerowane przez róĪne roĞliny przy długotrwałym oddziaływaniu waha siĊ miĊdzy 0,15 i 0,4% s. m.
[GRESZTA 1987; CIEPAŁ 1992; MIGASZEWSKI i in. 2001; BELL, TRESHOW 2004].
WystĊpujące w obszarach silnie skaĪonego Ğrodowiska dobrze widoczne uszkodzenia roĞlin, takie jak zahamowanie wzrostu, obniĪenie biomasy, zmniejszenie
19 plonów, wiĊksza podatnoĞü na choroby spowodowane są przez metale ciĊĪkie. Toksyczne objawy u roĞlin wystĊpują przy odpowiednio duĪej zawartoĞci w nich metali: Cu – 30 mg/kg s. m.; Zn – ponad 1500 mg/kg s. m.; Mn – ponad 1000-1500 mg/kg s. m.; Cd – ponad 15 mg/kg s. m.; Pb – ponad 500 mg/kg s. m.. Natomiast poziomy dopuszczalnej iloĞci metali w ĪywnoĞci są duĪo niĪsze i np. dla Pb jest to 1,5 mg/kg s. m., Cd – 0,15 mg/kg s. m., czyli ponad 100 razy mniej niĪ próg pierwszych uszkodzeĔ. Oznacza to zatem, Īe roĞliny bez Īadnego wpływu na swój rozwój i plonowanie mogą przekroczyü, dopuszczalną dla produktów spoĪywanych przez ludzi, normĊ zawartoĞci metali w swoich tkankach. Jest to zjawisko niebezpieczne, poniewaĪ prowadzi do włączenia w obieg biologiczny nadmiernych iloĞci metali ciĊĪkich [WIERZBICKA 1995; JUDA-REZLER 2000;
KABATA-PENDIAS 2004].
W walce z zanieczyszczeniem powietrza lasy i tereny zadrzewione to dwa podstawowe elementy, stanowiące naturalną barierĊ dla przemieszczających siĊ mas powietrza i czynnie zmniejszające stopieĔ zanieczyszczeĔ przez rozrzedzenie i absorpcjĊ pyłów i gazów. Zbyt duĪa koncentracja pyłów w powietrzu powoduje zmniejszenie właĞciwoĞci emisjochłonnych lasu przez nadmierne obciąĪenie koron drzew pyłem i zmniejszenie sił przyczepnoĞci. Ładunek metali podlegających dalszej migracji zaleĪy od wielkoĞci powierzchni zdolnej do zatrzymywania pyłów, wielkoĞci i czĊstoĞci opadów atmosferycznych, spłukujących uprzednio zdeponowany pył do gleby oraz do struktury powierzchni liĞci i igieł. [ MIROSŁAWSKI i in. 1992]
Stwierdzono gatunkową wraĪliwoĞü drzew na zanieczyszczenia. Bardziej odporne są lasy liĞciaste spełniające funkcjĊ sezonowego filtra. Natomiast lasy iglaste, pełniące tĊ funkcjĊ przez cały rok są bardziej wraĪliwe a szczególnie jodła, Ğwierk, sosna [CABAŁA
1980; CIEPAŁ 1992; MIROSŁAWSKI i in. 1992; RACHWAŁ 1994; MIGASZEWSKI i in. 2001;
BELL, TRESHOW 2004]. Według JANICKIEGO (1989 cyt. za MIROSŁAWSKI i in. 1992), 1 ha lasu Ğwierkowego moĪe pochwyciü około 32 tony pyłu rocznie, 1 ha lasu sosnowego – 36 ton, a 1 ha lasu bukowego – aĪ 68 ton pyłu rocznie [MIROSŁAWSKI i in. 1992].
Zbiorowiska leĞne reagują na zanieczyszczenie powietrza przede wszystkim:
zmianą składu gatunkowego roĞlin, zmianą pokroju oraz spadkiem produktywnoĞci.
Zwarcie drzew szybko maleje. Osłabione drzewostany znacznie łatwiej ulegają inwazji szkodników. W skrajnych przypadkach dochodzi nawet do zupełnego wypadniĊcia z fitocenoz gatunków najbardziej wraĪliwych (iglastych), natomiast pozostałe, bardziej odporne gatunki (np. brzoza) takĪe wykazują duĪy stopieĔ uszkodzenia. Wraz z obumieraniem warstwy drzew zmieniają siĊ warunki Ğwietlne i wilgotnoĞciowe dna lasu.
20 Zaczynają wkraczaü gatunki bardziej ĞwiatłoĪądne, nieleĞne zarówno rodzime jak i obcego pochodzenia [CABAŁA 1980; ROSTAēSKI 1980, 1989, 1990; CIEPAŁ1984; KUROWSKI 1993;
ĝLIWIēSKA-WYRZYCHOWSKA i in. 2004, ORZEŁ, SOCHA 2000; NOSOVA, LEONOVA 2001;
EDWARDS 2002].
Kora
W ostatnich latach wiele uwagi poĞwiĊcono znalezieniu obiektywnych i moĪliwie prostych metod oceny zanieczyszczenia Ğrodowiska. Zwrócono m.in. uwagĊ, iĪ dla oceny zanieczyszczeĔ atmosfery są niektóre właĞciwoĞci kory drzew, wystawionej na ciągłe oddziaływanie zanieczyszczeĔ [GRODZIēSKA 1981; HÄRTEL 1982; KREINER, HÄRTEL 1986;
MALZAHN, NIEDZIELSKA 1986; MEDWECKA-KORNAĝ i in. 1989]. Brano pod uwagĊ odczyn jej powierzchni, który obniĪa siĊ pod wpływem dwutlenku siarki zawartego w powietrzu [MEDWECKA-KORNAĝ i in. 1989].
KwasowoĞü kory drzew uwaĪana jest za dobry wskaĨnik zanieczyszczenia Ğrodowiska gazami emitowanymi przez przemysł – zwłaszcza dwutlenkiem siarki. Badania i dyskusje doprowadziły do wniosku, Īe w Ğrodowisku wzglĊdnie wolnym od zanieczyszczeĔ pochodzenia przemysłowego brak jest istotnej statystycznie korelacji pomiĊdzy stĊĪeniem SO2 w powietrzu a odczynem kory [GRETHER 1977, cyt. za PALOWSKI i in. 2002], natomiast na terenach, gdzie zanieczyszczenie gazami przemysłowymi było na wyĪszym poziomie, stwierdzono dobrą przydatnoĞü badaĔ kwasowoĞci kory drzew do celów bioindykacyjnych [GRODZIēSKA 1983; SZCZEPNOWICZ, GAWROēSKI 1999; PALOWSKI i in.
2002]. Za najbardziej odpowiednie uwaĪa siĊ gatunki drzew o grubej, szorstkiej i porowatej korowinie. KorĊ drzew stosuje siĊ najczĊĞciej do badania jakoĞci Ğrodowiska na duĪych obszarach, np. w parkach narodowych [PALOWSKI i in. 2002]. GRODZIēSKA [1981]
stwierdziła wysoką dodatnią korelacjĊ pomiĊdzy pH kory sosny a odległoĞcią od Ĩródła zanieczyszczeĔ powietrza oraz wyraĨną zaleĪnoĞü miĊdzy kwasowoĞcią kory sosny a przestrzennym układem stĊĪeĔ SO2 na obszarze Puszczy Niepołomickiej.
Koncentracja zanieczyszczeĔ na pniach moĪe łączyü siĊ ze swoistymi warunkami Ğrodowiska, takimi jak zróĪnicowanie rzeĨby, spływy powietrza po zboczach i czĊste inwersje temperatury, które modyfikują kierunki wiatrów. W niektórych przypadkach wpływ mają inne czynniki, takie jak połoĪenie danego stanowiska wzglĊdem drogi lub wywiewanie przez wiatr i wypłukiwanie przez deszcz cząstek z powierzchni kory od strony dowietrznej [MEDWECKA-KORNAĝi in. 1989].
21 Kora sosny jest w stanie absorbowaü chemicznie aktywne komponenty, dlatego moĪe byü wykorzystywana jako bioindykator zanieczyszczenia powietrza gazami i pyłami, które są mechanicznie deponowane. Analiza chemiczna kory sosny pozwala oszacowaü długo trwające w czasie emisje przemysłowe, natomiast analizy powietrza czy testy roĞlin zielnych skupiają siĊ tylko na chwilowym stanie zanieczyszczenia obejmującym okres wykonywania pomiarów lub czas ekspozycji. Porównanie zawartoĞci pierwiastków w korze i drewnie z tego samego drzewa jest metodą rozpoznania i oceny wpływów antropogenicznych na drzewa. Na powierzchniach, które nie podlegają ciągłym zanieczyszczeniom atmosfery metalami, zawartoĞü składników nieorganicznych w korze i drewnie zaleĪy głównie od pobierania jonów z gleby [SAAREALA i in. 2005]. ZawartoĞü składników nieorganicznych jest wielokrotnie wyĪsza w korze niĪ w drewnie zasadniczym.
LAUREYSENS i in.[2004] oszacowali dziesiĊciokrotne wiĊkszą zawartoĞü Al w korze Populus spp. niĪ w drewnie, szeĞciokrotnie wiĊkszą Mn i Zn, czterokrotnie wiĊkszą Fe i trzykrotnie wiĊkszą Cd. Jednak skład pierwiastków jest bardzo podobny w obydwu porównywanych materiałach. Podobne wyniki uzyskali SAAREALA i in. [2005] dla kory i drewna sosny.
UĪycie kory jako biopaliwa pochodzącej z drzew rosnących na terenach silnie zanieczyszczonych metalami ciĊĪkimi powoduje wytwarzanie popiołu, który nie powinien byü dopuszczony do ponownego obiegu w Ğrodowisku przyrodniczym [SAAREALA i in.
2005].
2.3. Dendroanaliza jako narzĊdzie w biomonitoringu zanieczyszczeĔ Ğrodowiska.
Przyrost gruboĞci jest jedną z podstawowych charakterystyk dendrometrycznych w badaniach nad produkcyjnoĞcią drzew i drzewostanów. Roczny przyrost gruboĞci jest skorelowany z warunkami wzrostu danego drzewa. Trudno jest oceniü, w jakim stopniu redukcja szerokoĞci przyrostów rocznych jest rezultatem zanieczyszczeĔ powietrza, gdyĪ szerokoĞü słoja rocznego jest zaleĪna w głównej mierze od takich czynników jak: gatunek drzewa, wiek drzewa, stanowisko biosocjalne, warunki siedliskowe i meteorologiczne, trzebieĪe oraz współzaleĪnoĞci z innymi organizmami (mikoryza, gradacje owadów) [BEKER 1995; ZIELSKI 1997; ZWOLIēSKI, ORZEŁ 2000; TOLUNAY 2003].
Po przekroczeniu bariery odpornoĞciowej, właĞciwej dla poszczególnych gatunków, uaktywniają siĊ procesy spowalniające rozwój drzew, aĪ do całkowitego zatrzymania ich
22 funkcji Īyciowych. W początkowym okresie oddziaływania imisji czĊsto ma miejsce stymulacja przyrostu zazwyczaj przez 3 do 6 lat. Zjawisko takie zaobserwowano na NiĪu Polskim i w Krainie ĝląskiej badając wzrost wysokoĞci sosny zwyczajnej [MIĝ, RĄCZKA
2002]. Przy niskich stĊĪeniach zanieczyszczeĔ drzewo obumiera powoli, a rejestrowane straty przyrostu rozciągniĊte są niekiedy na bardzo długi okres czasu. U Ğwierków spadek przyrostu rozpoczyna siĊ niekiedy na 30 lat przed osiągniĊciem punktu krytycznego [ZAWADA 1994, 2001]. Zmiany zachodzące w drewnie są znaczące – zmniejsza siĊ szerokoĞü słoi rocznych. CzĊsto drzewo nie odkłada w ogóle słoja, wzglĊdnie zagĊszczenie ich jest tak duĪe, Īe istnieją powaĪne trudnoĞci w ich odczytaniu. Równolegle z ograniczeniem powierzchni przekroju pierĞnicy nastĊpuje zmniejszenie przyrostu na wysokoĞü, co jest równoznaczne z zagĊszczeniem okółków, w wyniku czego drzewo jest bardziej sĊkate [GRESZTA, GRUSZKA, KOWALKOWSKA 2002]. Do tej pory podjĊtych zostało wiele badaĔ dotyczących wpływu zanieczyszczeĔ przemysłowych na wielkoĞü przyrostów rocznych [LINDERHOLM 1999, FELIKSIK, WILCZYēSKI 2003, KANTARCI 2003, TOLUNAY
2003].
Badania rozkładu promieniowego zawartoĞci metali ciĊĪkich w pierĞcieniach przyrostów rocznych drzew są z uwagą obserwowane przez badaczy zajmujących siĊ wpływem zanieczyszczeĔ na rozwój drzew, ze wzglĊdu na moĪliwą korelacjĊ pomiĊdzy zawartoĞcią metali w poszczególnych pierĞcieniach a historycznymi zmianami zanieczyszczenia Ğrodowiska. W licznych badaniach wykazano, Īe w drewnie drzew uszkodzonych imisją zawartoĞci składników zarówno odĪywczych jak i toksycznych są podwyĪszone [ŁUKASZEWSKI, OPYDO 1984; HAGEMEYER 1999; NABAIS i in. 1999, OPYDO
i in. 2002]. Pobrane przez korzenie jony w procesie transpiracji mogą byü z prądem wody przemieszczane przez pieĔ i konary drzewa do gałĊzi i liĞci, gdzie nastĊpuje ich kumulacja.
Pobrane jony są przemieszczane zarówno w kierunku pionowym jak i promieniowym. W przypadku przemieszczania promieniowego (radialnego) w kierunku Ğrodka pnia, jony docierają do starszych warstw drewna. Strefa przejĞciowa miĊdzy bielem, a twardzielą moĪe stanowiü pewną barierĊ dla transportu jonów do wnĊtrza. Wskazuje na to nagromadzenie jonów w strefie przejĞciowej miĊdzy drewnem twardzielowym, a miĊkkim, jak równieĪ zróĪnicowanie zawartoĞci jonów w obu rodzajach drewna takich gatunków jak:
dąb [HAGEMEYR 1999; OPYDO i in. 2002; OPYDO i in. 2005], buk [HAGEMEYER, SCHÄFER
1995], jawor [WATMOUGH, HUTCHINSON 1996; PATRICK, FARMER 2006], sosna [ŁUKASZEWSKI, OPYDO 1984; BRACKHAGE i in. 1996]. ZróĪnicowanie zawartoĞci jonów w drewnie miĊkkim i twardzielowym moĪe wynikaü ze zróĪnicowanych funkcji obydwu
23 rodzajów drewna. RdzeĔ stanowi pewnego rodzaju szkielet roĞlinny, który nie bierze udziału w gospodarce wodnej drzewa; to biel spełnia funkcje przewodzenia wody i magazynowania substancji, przy czym przewodzenie wody w zaleĪnoĞci od gatunku drzewa ograniczone jest do wĊĪszego, wzglĊdnie szerszego, pasma drewna miĊkkiego [BRAUN 1982, cyt. za GRESZTA, GRUSZKA, KOWALKOWSKA 2002]. Przemieszczanie toksycznych substancji promieniami do rdzenia moĪe byü jednym z mechanizmów detoksykacyjnych drzew [NABAIS i in. 1999].
Na skutek tak zróĪnicowanych procesów transportu w drzewie, wzorce radialnej zawartoĞci metali ciĊĪkich w pierĞcieniach rocznych powinny byü stosowane w biomonitoringu z wielką ostroĪnoĞcią, na co zwraca uwagĊ WATMOUGH [1999] oraz wszyscy wyĪej wymienieni autorzy.
24
3. Rys fizjograficzny terenu badaĔ
3.1. PołoĪenie fizyczno – geograficzne
Badania prowadzono na terenach bĊdących pod bezpoĞrednim wpływem jednego z najwiĊkszych zakładów przemysłowych GórnoĞląskiego OkrĊgu Przemysłowego jakim jest Huta Katowice - dawniej druga, co do wielkoĞci huta Īelaza w Polsce, obecnie Oddział Dąbrowa Górnicza spółki Mittal Steel Poland S.A. w Katowicach (poprzednio Ispat Polska Stal S.A.). Huta ta jest zlokalizowana w Dąbrowie Górniczej w dzielnicy Gołonóg, w północno-wschodniej czĊĞci miasta. Swym rozległym połoĪeniem wyznacza wschodnią granicĊ GórnoĞląskiego OkrĊgu Przemysłowego.
Tereny zajĊte przez hutĊ połoĪone są na obszarze WyĪyny ĝląskiej w obrĊbie dwóch niĪszych jednostek geomorfologicznych tj. mezoregionów:
• Garbu Tarnogórskiego od strony północno-wschodniej
• WyĪyny Katowickiej od strony południowo-zachodniej.
WyĪyna Katowicka, na terenie, której połoĪona jest Dąbrowa Górnicza otoczona jest od strony południowej przez Pagóry Jaworznickie, od strony południowo-zachodniej przez PłaskowyĪ Rybnicki, na zachodzie graniczy z Kotliną Raciborską natomiast od strony północno-zachodniej styka siĊ z Garbem Tarnogórskim.
Garb Tarnogórski na północy graniczy z ObniĪeniem Górnej Warty i WyĪyną CzĊstochowską, natomiast od wschodu otacza go WyĪyna Olkuska a od zachodu Równina Opolska. [wg KONDRACKI 2000]
3.2. Ukształtowanie terenu
RzeĨba terenu ma charakter falisty. Garb Tarnogórski usytuowany w kierunku północno-wschodnim w stosunku do terenów „Huty Katowice” jest pasmem wzniesieĔ o długoĞci 20 km i szerokoĞci 6 km, rozpoczynający siĊ przełomem Czarnej Przemszy koło Przeczyc, a koĔczący siĊ przełomem Białej Przemszy w pobliĪu Okradzionowa.
Mezoregion ten wznosi siĊ do wysokoĞci 340 – 398 m n.p.m. i opada ku WyĪynie Katowickiej. NajwyĪszy punkt tj. 398 m n.p.m. znajduje siĊ pod Twardowicami [KONDRACKI 2000].
3.3. Budowa geologiczna
Budowa geologiczna mezoregionu jest doĞü zróĪnicowana. NajniĪsze pokłady stanowią warstwy brzeĪne karbonu górnego, wystĊpując w postaci wĊgla kamiennego
25 podzielonego warstwami piaskowców, zlepieĔców i łupków przy północnym kraĔcu zagłĊbia wĊglowego [KRÓLIKOWSKI 1976, cyt. za ROSTAēSKI 1980].
Utwory permskie wykształcone jako piaskowce, oraz utwory triasowe pod postacią margli, wapieni i dolomitów tworzą wypiĊtrzenie od Gołonoga po Strzemieszyce.
Całą równinną czĊĞü WyĪyny Katowickiej zaĞcielają materiały skalne pochodzenia plejstoceĔskiego, o miąĪszoĞci siĊgającej 40 m w czĊĞci północnej i zaledwie 2 m na południu. Utwory te – reprezentowane przez piaski, gliny i iły, naniesione są przez dwa zlodowacenia: karpackie i Ğrodkowopolskie.
Osady najmłodsze tzn. holoceĔskie stanowią piaski rzeczne, iły i torfy, które zalegają w dolinach rzek [wg KONDRACKI 2000].
3.4. Warunki klimatyczne i stosunki wodne
Pod wzglĊdem klimatycznym badany obszar naleĪy do Regionu ĝląsko- Krakowskiego, charakteryzującego siĊ klimatem typu wyĪowego, o duĪej iloĞci ciepłych i deszczowych dni oraz dłuĪszym okresie zimy i lata. ĝrednia temperatura roczna wynosi 7,4°C (wiosny 7,1°C; lata 17,0°C; jesieni 8,4°C; zimy –1,9°C) [WOĝ1996].
Roczna suma opadów to około 715 mm (najwiĊkszy opad w okresie letnim, najmniejszy – zimą)[ WOĝ1996].
PrzewaĪają wiatry zachodnie i południowo-zachodnie, w mniejszym stopniu z kierunków północno-zachodniego i wschodniego; najmniej jest wiatrów z kierunku południowego (Ryc.3, Ryc.4). WystĊpuje teĪ duĪa liczba dni bezwietrznych (około 65).
Okres wegetacyjny wynosi 210 – 220 dni. [WOĝ1996; MATUSZKIEWICZ 2001].
Przez WyĪynĊ ĝląską przechodzi dział wód miĊdzy dorzeczami Odry i Wisły, a dokładnie przebiega przez PłaskowyĪ Bytomsko-Katowicki WyĪyny Katowickiej. Garb Tarnogórski jest połoĪony w całoĞci w dorzeczu Wisły. Jest on odwadniany przez rzeki:
BrynicĊ, Czarną PrzemszĊ i Białą PrzemszĊ [KONDRACKI 2000].
26
Rys.3. Rozkład kierunków wiatru na stacji meteorologicznej w Ząbkowicach w latach 1961-1990 w (w %)
[BIULETYN IMGW 1992]
3.5. Gleby
W związku z podłoĪem geologicznym Garbu Tarnogórskiego i WyĪyny Katowickiej gleby wystĊpujące na tym terenie są odpowiednio zróĪnicowane. W czĊĞci północnej wystĊpują gleby bielicowe zajmujące około 65% całej WyĪyny ĝląskiej, a zajĊte głównie przez roĞlinnoĞü borów sosnowych [BROĩEK, ZWYDAK 2003]. Gleby bielicowe wystĊpują na wszystkich powierzchniach badawczych bĊdących podstawa niniejszej rozprawy [OPERAT GLEBOWO-SIEDLISKOWY NADLEĝNICTWA SIEWIERZ 2005; OPERAT GLEBOWO- SIEDLISKOWY NADLEĝNICTWA GROTNIKI 2005].
CzĊĞü południową zajmują gleby brunatne wytworzone z piasków, glin i utworów pyłowych, stanowią one 10% gleb WyĪyny ĝląskiej i są wykorzystywane pod uprawy rolnicze.
W czĊĞci centralnej na terenach poeksploatacyjnych znajdują siĊ gleby początkowego stadium rozwoju, poddawane zadrzewieniu lub innym formom rekultywacji.
W dolinach rzek wystĊpują gleby mułowo – bagienne uĪytkowane jako łąki i pastwiska [LAZAR 1976].
Ząbkowice
0 5 10 15 20 N
NE
E
SE S
SW W
NW
Ząbkowice
0 1 2 3 4 N
NE
E
SE S
SW W
NW
Rys.4. Rozkład Ğrednich prĊdkoĞci wiatru na stacji meteorologicznej w Ząbkowicach w latach 1961-1990 (w m/s) [BIULETYN IMGW 1992]
27
3.6. Szata roĞlinna badanego terenu
Z badanym obszarem, obejmującym omawiane mezoregiony, związany jest zespół Leucobryo-Pinetum (subatlantycki bór sosnowy) [ŁUKASIK 1982]. Zespół ten naleĪy do klasy Vaccinio-Piceetea, rzĊdu Piceetalia abietis i związku Dicrano-Pinion i wraz z zespołem Peucedano-Pinetum tworzy parĊ zespołów wikaryzujących, czyli zastĊpujących siĊ regionalnie. Swym zasiĊgiem zespół Leucobryo-Pinetum obejmuje 70% terytorium kraju [MATUSZKIWICZ 2001].
W drzewostanie dominuje sosna (Pinus sylvestris) z niewielkim udziałem brzozy brodawkowatej (Betula pendula). Warstwa krzewów jest utworzona przez gatunki z drzewostanu oraz jarząb (Sorbus aucuparia), kruszynĊ (Frangula alnus), dąb szypyłkowy (Quercus robur). W runie dominują krzewinki – borówki (Vaccinium myrtillus, V. vitis- idaea) i wrzos (Calluna vulgaris) oraz wąskolistne trawy (Festuca ovina, Deschampsia flexuosa). Rosną tu równieĪ gatunki charakterystyczne dla zespołu Leucobryo-Pinetum:
Chimaphila umbellata, Orthilia chlorantha oraz Orthilia secunda. W warstwie mszystej obok przewaĪających Pleurozium schreberi, Hylocomium splendens i Dicranum polysetum wystĊpuje Leucobryum glaucum [SZAFER, ZARZYCKI 1977; MATUSZKIEWICZ 2001].
ĝciółka dostarczana przez zespół, złoĪona głównie ze szpilek sosnowych rozkłada siĊ trudno. ZaĞciela ona dno lasu zwartą warstwą, utrudniającą dostĊp powietrza do gleby [MATUSZKIEWICZ 2001].
Szczegółową charakterystykĊ składu gatunkowego szaty roĞlinnej kaĪdego stanowiska dokonano za pomocą zdjĊü fitosocjologicznych, zamieszczonych w Aneksie (Tab. II).
28
4. Materiał i metody
4.1. ZałoĪenia teoretyczne
Badaniami objĊto 6 stałych powierzchni badawczych zlokalizowanych na siedliskach borowych otaczających HutĊ Katowice w Dąbrowie Górniczej, a naleĪących administracyjnie do lasów NadleĞnictwa Siewierz. Jak juĪ wspomniano we wstĊpie, obecna nazwa Huty Katowice to Oddział Dąbrowa Górnicza spółki Mittal Steel Poland S.A. w Katowicach; w pracy przyjĊto jednak nazwĊ skróconą „Huta Katowice”.
W rejonie Dąbrowy Górniczej w roku 1975 zespół Naukowców Uniwersytetu ĝląskiego rozpoczął cykl badaĔ mających na celu zbadanie zmian w składzie fitocenoz pod wpływem oddziaływania emitora. W owym czasie załoĪono w lasach NadleĞnictwa Siewierz 18 stałych powierzchni badawczych w róĪnych zbiorowiskach leĞnych, z czego 8 powierzchni w ĞwieĪym borze sosnowym. Do roku 2003 pozostały w rejonie huty jedynie 4 powierzchnie, w których przeprowadzono badania bĊdące podstawą rozprawy. ZałoĪono równieĪ dwie dodatkowe powierzchnie w celu umoĪliwienia przeĞledzenia gradientu skaĪenia oraz jedną powierzchniĊ kontrolną. Szczegółowa charakterystyka powierzchni badawczych opisana została w dalszej czĊĞci rozdziału. Badania prowadzono w latach 2003 - 2005 i miały one na celu porównanie aktualnego stanu fitocenoz borowych z wczeĞniejszymi danymi wykazując zmiany, jakie zaszły w ciągu 30 lat od momentu rozpoczĊcia programu badawczego. W tym celu naleĪało wykonaü badania opierając siĊ na zastosowanych uprzednio metodach oraz poszerzono zakres o szczegółowe badania dendrometryczne i rozszerzone analizy chemiczne. Wyniki badaĔ opracowano statystycznie.
Pomimo znacznego postĊpu badaĔ definicja terminu „wskaĨnika biologicznego”, a takĪe kryteria przydatnoĞci jego zastosowania nie są jednoznaczne. Najistotniejsze wydaje siĊ wymaganie, aby roĞlina lub reakcja wskaĨnikowa dawała moĪliwoĞü iloĞciowego okreĞlenia obecnoĞci związku toksycznego w znanym przedziale czasowym. Wszystkie inne Īądania stawiane bio- i fitowskaĨnikom w odniesieniu do badaĔ skaĪenia Ğrodowiska, jak choüby ich niski koszt, szybkoĞü w reagowaniu, koniecznoĞü okazywania symptomów wizualnych, stały siĊ - w miarĊ rozwoju eksperymentalnych badaĔ ekologicznych na obszarach ulegających skaĪeniu - mniej istotne. Z ogólnych ĪądaĔ stawianych bioindykatorom istotną sprawą pozostaje ich łatwa dostĊpnoĞü, czyli wymaganie, aby gatunek był pospolity [FABISZEWSKI i in. 1983b]. Do badaĔ wybrano gatunki spełniające to kryterium, a dodatkowo uznane za najbardziej reprezentatywne dla zespołu (Leucobryo-
29
Pinetum) wystĊpującego na wszystkich powierzchniach badawczych, mające duĪy udział w biomasie runa, łatwo dzielące siĊ na okreĞlone czĊĞci. Ponadto gatunki te stanowiły przedmiot wczeĞniejszych badaĔ [ROSTAēSKI, PRZYBYLSKI 1980; LOREK 1979; CIEPAŁ
1984, 1992, 1996; ŁUKASIK, CIEPAŁ 1991; PRZYBYLSKI 1990b; ŁUKASIK 1990], co umoĪliwia porównanie wyników i wykazanie zmian, jakie zaszły w fitocenozach na badanym terenie. RoĞliny runa rozdzielono równieĪ na liĞcie i łodygi [ŁUKASIK, CIEPAŁ
1990; KOZANECKA i in. 2002] lub liĞcie i ogonki liĞciowe (Fragaria vesca) w celu przeĞledzenia tendencji do gromadzenia siĊ metali w poszczególnych gatunkach roĞlin oraz ich czĊĞciach morfologicznych [CZUCHAJOWSKA i in. 1980; ŁUKASIK, CIEPAŁ 1990].
Dla zobrazowania całoĞci oddziaływaĔ zanieczyszczeĔ przemysłowych na roĞliny istotna jest równieĪ wiedza na temat gleby, poniewaĪ z niej roĞlina pobiera wodĊ i sole mineralne. W tym celu postanowiono zbadaü kwasowoĞü, skład chemiczny i mineralny gleby. Próby glebowe wycina siĊ rĊczną szufelką, szpachelką lub noĪem ze Ğrodkowej najbardziej typowej czĊĞci dla danego poziomu lub warstwy [OSTROWSKA i in. 1991]. Z poziomu wierzchniego (organicznego) pobiera siĊ próbĊ tak, aby wraz z glebą nie pobraü Ğciółki (nie rozłoĪonej substancji organicznej) [OSTROWSKA i in. 1991].
Metale pochodzące z zanieczyszczeĔ powietrza są akumulowane głównie w górnej warstwie (0 - 10 cm) gleby [CIEPAŁ 1996]. Aby moĪliwe było przeĞledzenie przemieszczania siĊ zanieczyszczeĔ w głąb gleby próby pobierano z kolejnych poziomów metrycznych co 10 cm do głĊbokoĞci 50 cm, gdyĪ wiĊkszoĞü roĞlin runa i siewek drzew jest zakorzenionych właĞnie do tej głĊbokoĞci [CIEPAŁ 1996].
W zaleĪnoĞci od pochodzenia, pierwiastki Ğladowe wystĊpują w róĪnych formach mineralnych i związkach chemicznych, oraz w róĪnych połączeniach z glebowymi składnikami mineralnymi i organicznymi. Od formy (frakcji) zaleĪy ich zachowanie w układzie gleba - woda - roĞlina. Uwalnianie metali ciĊĪkich w glebie nie zawsze koreluje z iloĞcią pobraną przez roĞliny lub zaleĪnoĞü ta pod wzglĊdem statystycznym jest stosunkowo niewielka. Ogólna zawartoĞü metali ciĊĪkich w glebie nie zawsze jest wiĊc bezpoĞrednim wskaĨnikiem bioprzyswajalnoĞci [GORLACH 1995]. Dlatego czĊsto oznacza siĊ pulĊ dostĊpną dla roĞlin i mikroorganizmów poprzez tzw. “selektywną ekstrakcjĊ” za pomocą roztworów soli: CaCl2, MgCl2, NaNO3, NH4COOH w koncentracjach 0,01 – 1M [GUPTA i in. 1996; MOREL 1997; ŁUKASIK 2006]. WiĊkszoĞü badaĔ monitoringowych jest prowadzona poprzez porównanie frakcji biodostĊpnych metali z ich zawartoĞcią całkowitą lub tzw. frakcją ogólną w glebie [OSTROWSKA i inni 1991; GUPTA i in. 1996;
PEIJNENBURG, JAGER 2003; ŁUKASIK 2006]. OkreĞlenie biodostĊpnoĞci ksenobiotyka i jego
