Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu

Wydział Przyrodniczo-Technologiczny

Kierunek: Ochrona Środowiska

Paulina Miodyńska

Właściwości fitoremediacyjne roślin uprawianych na cele energetyczne

Phytoremediational characteristics of energy crops

Praca inżynierska

wykonana

w Katedrze Szczegółowej Uprawy Roślin

pod kierunkiem

prof. dr hab. Andrzeja Koteckiego

Wrocław, rok 2014

SPIS TREŚCI

Wstęp

Obserwowane na przestrzeni ostatniego stulecia szybki rozwój przemysłu, intensyfikacja rolnictwa oraz wzrost liczby ludności przyczyniły się do zanieczyszczenia środowiska naturalnego, a także wyjałowienia oraz degradacji gleb. Zagrożenie niosą między innymi chemiczne środki ochrony roślin, pyły metali ciężkich oraz inne substancje o charakterze chemicznym czy biologicznym uwalniane są do atmosfery. Wzrastająca ilość zanieczyszczeń spowodowała ich kumulację w glebach, wodzie i powietrzu do wartości przekraczających dopuszczalne. Taki poziom skażenia środowiska stanowi zagrożenie dla zdrowia zwierząt oraz ludzi, ponadto wyłącza z użytkowania tereny wcześniej używane rolniczo.

Obecnie grunty, które zostały zdegradowane bądź zdewastowane należy rekultywować między innymi poprzez poprawę ich właściwości chemicznych, a więc oczyszczenie ich z zanieczyszczeń. W tym celu wykorzystuje się szereg technologii oczyszczania, takich jak wymywanie, ekstrakcja metali, metody elektrochemiczne czy odparowanie form lotnych. Są to jednak metody kosztowne i pracochłonne, które poza oczyszczeniem gleby z zanieczyszczeń, niszczą jej strukturę oraz powodują trwałe zmiany w jej życiu biologicznym.

Duże nadzieje pokłada się więc w nowszej, bardziej przyjaznej środowisku metodzie, jaką jest fitoremediacja. Termin fitoremediacja zaproponował Ilia Raskin w 1991 r., jest on połączeniem słów phyton (gr. roślina) oraz remediare (łac. naprawiać). Technologia ta opiera się na wykorzystaniu roślin do poprawy właściwości fizycznych, chemicznych i biologicznych terenów zdegradowanych. Badania nad fitoremediacją przybrały na sile w latach osiemdziesiątych XX wieku, choć już wcześniej zauważano dobroczynny wpływ uprawy roślin na terenach skażonych. Przykładowo już w XIX wieku, w Niemczech, wykazano, że można zagospodarować rolniczo ścieki komunalne.

Fitoremediacja jest metodą obiecującą, nad którą obecnie przeprowadza się coraz więcej badań. Oczywiście wykorzystywanie roślin do oczyszczania środowiska ma zarówno wady i zalety, które będą przeanalizowane w niniejszej pracy.

Niniejsza praca ma na celu wykazanie przydatności roślin uprawianych na cele energetyczne do oczyszczania środowiska z zanieczyszczeń. Uwzględnione zostały wyniki badań zdolności fitoremediacyjnych czterech roślin: wierzby energetycznej, topinamburu, ślazowca pensylwańskiego oraz traw z rodzaju Miscanthus. Są to gatunki o niewielkich bądź średnich wymaganiach glebowych oraz o wysokiej wartości opałowej, dochodzącej w przypadku miskanta cukrowego do wartości opałowej węgla. Rozpatrzone zostały zarówno pozytywne, jak i negatywne aspekty stosowania tych właśnie roślin. Dalsza część pracy obejmuje analizę struktury upraw roślin energetycznych w Polsce oraz proponowane zalecenia jej dotyczące.

Część projektowa pracy ma stanowić przykład, jak można zastosować rośliny energetyczne, a konkretnie wierzbę energetyczną odmiany Tur, do procesu fitoremediacji oraz jak kształtuje się ekonomiczność takiego przedsięwzięcia.

1. Mechanizmy fitoremediacji

Fitoremediacja jest pojęciem szerokim, obejmującym różne mechanizmy, w których rośliny wyższe wykorzystywane są do oczyszczania matryc środowiskowych [Buczkowski, 2002]. Wielu autorów [Chaney, 1997; Meagher, 2000; Karczewska 2003] wymienia zwykle następujące mechanizmy:

• fitodegradacja,

• fitoekstrakcja,

• fitostabilizacja,

• fitowolatalizacja,

• rizofiltracja.

W każdym z nich stosuje się inne rodzaje roślin, które wspomagają oczyszczanie środowiska z różnych typów zanieczyszczeń: nieorganicznych (fitoekstrakcja), organicznych (fitodegradacja) bądź substancji z obu wymienionych grup (fitostabilizacja, fitowolatalizacja, rizofiltracja) [Buczkowski, 2002].

W dalszej części pracy opisano każdy z wymienionych mechanizmów.

1.1 Fitodegradacja

W metodzie fitodegradacji (fitotransformacji) wykorzystuje się rośliny oraz mikroorganizmy do rozkładu substancji organicznych [Wrzosek, 2008]. Jest on możliwy dzięki metabolicznej aktywności roślin i może zachodzić zarówno wewnątrz roślin, jak i w rizosferze, z udziałem wydzielanych do niej enzymów [Buczkowski, 2002]. Fitodegradacja w sferze korzeniowej może polegać na desorpcji zanieczyszczeń organicznych z fazy stałej i uwalnianiu ich do roztworu glebowego, na przyspieszeniu ich transformacji na drodze kometabolizmu, bądź na stymulacji rozwoju mikroflory [Karczewska, 2012]. Zanieczyszczenia mogą być też pobierane z gleby, rozkładane w procesach metabolizmu, a następnie wykorzystywane do budowy tkanek roślinnych, np. na drodze lignifikacji [Marecik, 2006]. Fitodegradacja znalazła zastosowanie w oczyszczaniu gleb, osadów oraz wód powierzchniowych i gruntowych z takich substancji, jak: węglowodory, alkohole, fenole, aminy, kwasy i estry, PCB, chlorowane węglowodory (np. trichloroetylen), pochodne materiałów wybuchowych (np. nitrobenzen), substancje ropopochodne, pestycydy, niektóre WWA (np. antracen). Wykorzystywane są rośliny takie jak mieszańcowa wierzba, mieszańcowa topola [Buczkowski, 2002], przy wielu substancjach także grzyby mikoryzowe [Karczewska, 2012]. Możliwość pobierania ksenobiotyków zależy od gatunku roślin, wielkości transpiracji, a przede wszystkim fizykochemicznych właściwości zanieczyszczeń, z czego najważniejszą jest ich biodostępność [Marecik, 2006]. Pobieraniu i rozkładowi mogą ulegać związki organiczne, nisko- i średniocząsteczkowe, umiarkowanie hydrofilowe [Karczewska, 2012], co umożliwia roślinom ich sorbowanie i transportowanie. Z kolei związki bardzo dobrze rozpuszczalne w wodzie mogą być zbyt słabo sorbowane przez korzenie [Marecik, 2006].

1.2 Fitoekstrakcja

Metoda fitoekstrakcji polega na wykorzystaniu roślin do usunięcia z gleb i osadów substancji nieorganicznych, głównie metali ciężkich i substancji radioaktywnych [Marecik, 2006]. Niektóre rośliny zdolne są do pobierania ksenobiotyków, a następnie ich transportowania do części nadziemnych oraz ich koncentracji i akumulacji. Fitoekstrakcja została opracowana w Stanach Zjednoczonych, w celu oczyszczania gleb skażonych ołowiem [Sas-Nowosielska, 2009]. Prowadzono również badania mające na celu dobór odpowiednich gatunków roślin. Wykazano, że gatunki przydatne w tej metodzie powinny być zdolne do intensywnego pobierania metali ciężkich z gleby (tzw. hiperakumulatory) [Karczewska, 2003], gromadzenia dużych ilości zanieczyszczeń w tkankach nadziemnych, a tym samym być odporne na ich duże stężenia w środowisku [Sas-Nowosielska, 2009]. Ponadto powinny produkować znaczną ilość biomasy, być łatwe do uprawy i zbioru oraz wykazywać odporność na choroby i szkodniki. Przydatne mogą więc być gatunki rodziny Brassicaceae, np. gorczyca sarepska (Brassica juncea) lub rzepak. Najlepiej rozpoznana jest grupa około 300 hiperakumulatorów niklu [Karczewska, 2003], do której należą głównie rośliny związane z glebami serpentynitowymi. Hiperakumulatory niklu reprezentowane są w większości przez gatunki z rodzajów Brassicaceae i Euphorbiaceae. Wykazano także zdolności niektórych roślin do hiperakumulacji miedzi (np. Haumaniastrum katangense [Chipeng, 2010]), cynku (np. Thlaspi caerulescens), selenu (np. Astragalus bisulcatus) czy arsenu (np. paproć Pteris vittata), a do fitoekstrakcji kadmu można także wykorzystywać słonecznik zwyczajny (Helianthus annuus). Bogata w metale ciężkie biomasa roślin uprawianych w celu oczyszczenia gleby może stanowić odpad, traktowany jako niebezpieczny, lub ulegać dalszemu przetwarzaniu, np. kompostowaniu, odzysku metali, pirolizie lub spalaniu [Karczewska, 2003; Sas-Nowosielska, 2009].

 

Naturalnie występujące hiperakumulatory metali ciężkich nie mają jednak potencjału do wykorzystywania ich na szeroką skalę. Cechuje je ograniczony zasięg występowania, specyficzne warunki siedliskowe, mała produkcja biomasy oraz zazwyczaj słabo rozbudowany system korzeniowy [Karczewska, 2003]. Z tego względu przeprowadzane są badania nad uzyskaniem roślin o cechach uzasadniających ich wykorzystywanie w fitoremediacji gleb na drodze hodowli i manipulacji genetycznych [Buczkowski, 2002]. Hiperakumulatory wykorzystuje się w fitoekstrakcji ciągłej, jednej z dwóch technik fitoekstrakcji, opartej na procesach fizjologicznych roślin. Drugą techniką jest fitoekstrakcja wspomagana, w której do gleby wprowadza się dodatek substancji chelatujących, które zwiększają ilość pobieranych zanieczyszczeń. Dodatek substancji takich jak EDTA, HEDTA czy DTPA zwiększa fitoprzyswajalność zanieczyszczeń i ułatwia ich transport do nadziemnych części roślin. Rozważana jest także możliwość wykorzystywania naturalnych substancji, jak glicyna czy histydyna, ze względu na ich szybszą biodegradację w porównaniu do EDTA, a tym samym mniejsze zagrożenie przejściowego wzrostu stężenia metali w glebie. [Karczewska, 2003].

W technice fitoekstrakcji wspomaganej można wykorzystywać oprócz hiperakumulatorów także gatunki uprawne, jak owies, jęczmień i gorczycę sarepską [Buczkowski, 2002], lecz na jej efektywność wpływa szereg czynników (właściwości zanieczyszczeń oraz gleby, warunki klimatyczne, dobór środków kompleksujących i inne), jednak metoda ta wymaga dalszych badań ze względu na jej znaczną ingerencję w środowisko.

1.3 Fitostabilizacja

Fitostabilizacja jest metodą, w której zanieczyszczenia w glebie są unieruchamiane na skutek ich absorpcji i kumulacji w korzeniach, adsorpcji na powierzchni korzeni lub przekształcania w związki trudno rozpuszczalne w obrębie sfery korzeniowej [Sas-Nowosielska, 2009]. Mechanizmy fitostabilizacji chronią przed bezpośrednim kontaktem z zanieczyszczeniami ze strony ludzi i zwierząt oraz zabezpieczają glebę przed procesami erozji [Karczewska, 2003], w trakcie których może dojść do skażenia terenów przyległych. Unieruchomienie substancji ma na celu ograniczenie ich przemieszczanie się w głąb profilu glebowego, do wód oraz do atmosfery , a tym samym do dalszych ogniw łańcucha pokarmowego [Marecik, 2006]. Technikę tą można stosować do ochrony hałd górniczych, składowisk odpadów przemysłowych bogatych w metale ciężkie, w tym składowisk odpadów poflotacyjnych, terenów dawnych kopalń odkrywkowych, stref ochronne wokół zakładów przemysłowych, czy innych terenów zanieczyszczonych i podatnych na degradację [Buczkowski, 2002].

Do unieruchomienia zanieczyszczeń dochodzi na skutek oddziaływania roślin na środowisko glebowe oraz na chemizm zanieczyszczeń [Marecik, 2006]. Rośliny wydzielają do gleby związki organiczne oraz dwutlenek węgla, które mogą wpływać na odczyn gleby czy na jej potencjał oksydoredukcyjny oraz redukować jony toksycznych metali do form niedostępnych dla roślin czy powodować ich wytrącanie w formie nieszkodliwych jonów. Na przykład stymulowane może być tworzenie się nierozpuszczalnego piromorfitu na glebach zanieczyszczonych ołowiem, a w rizosferze roślin głęboko korzeniących się dochodzi do zwiększonej redukcji toksycznych jonów Cr⁺⁶ do mniej szkodliwych jonów Cr⁺³ [Karczewska, 2003]. Pokrycie terenu roślinnością ma także duży wpływ na bilans wodny gleby przez zwiększenie ewapotranspiracji, a tym samym ograniczenie przesiąkania zanieczyszczonej wody w głąb profilu glebowego.

W procesie fitostabilizacji wykorzystuje się gatunki roślin, które zatrzymują zanieczyszczenia w korzeniach i nie transportują ich do części nadziemnych [Sas-Nowosielska, 2009]. Przykładowo takie właściwości wykazują gorczyca sarepska (Brassica juncea) i topola (Populus).

Fitostabilizacja może stanowić jednak tylko tymczasowy środek zaradczy, gdyż mimo zmniejszenia ryzyka migracji substancji, czy bezpośredniego kontaktu z nimi, środowisko dalej pozostaje zanieczyszczone. Ustawa POŚ dopuszcza co prawda odstąpienie od usunięcia zanieczyszczenia, przynajmniej do dopuszczalnej zawartości w glebie i ziemi substancji powodującej ryzyko, jednocześnie przy ograniczeniu możliwości rozprzestrzeniania się owych zanieczyszczeń i okresowego prowadzenia badań, lecz tylko w przypadkach, gdzie usunięcie zanieczyszczeń uniemożliwiają: brak technologii, negatywne dla środowiska skutki działań oczyszczających, nieproporcjonalne do osiągniętych korzyści lub niewspółmierne koszty. [Ustawa POŚ]

1.4 Fitowolatalizacja

Metoda fitowolatalizacji (fitoewaporacji, fitoodparowania) polega na pobieraniu zanieczyszczeń przez rośliny i odparowywaniu ich w zmienionej, mniej toksycznej formie [Marecik, 2006]. Wykazano, że istnieją gatunki potrafiące
w ten sposób przetwarzać selen, rtęć i arsen oraz związki organiczne: trójchloroetylen, benzen, nitrobenzen, fenol, atrazynę.

W praktyce można wykorzystywać rośliny do oczyszczania gleb zanieczyszczonych selenem i rtęcią [Karczewska, 2003]. Hiperakumulatorami selenu są przedstawiciele rodzaju Astragalus, np. traganek groniasty (Astralagus racemosus), Astragalus bisulcatus, a także gorczyca sarepska (Brassica juncea) [Buczkowski, 2002]. Selen wydzielany przez nie w postaci selenku dimetylu nadaje im charakterystyczny zapach czosnku. Koncentracja selenu w tkankach hiperakumulatorów osiąga rzędy tysięcy mg·kg^-1, dochodząc do 6800 mg·kg^-1. Pobrany i zakumulowany selen jest przekształcany do form metylowanych, które odznaczają się od 500 do 700 razy mniejszą toksycznością niż forma nieorganiczna tego pierwiastka [Marecik, 2006].

Fitoewaporacja rtęci nie została zaobserwowana u roślin wyższych, przeprowadzają ją jednak liczne bakterie [Karczewska, 2003], dlatego trwają prace nad hodowlami roślin transgranicznych, wyposażonych w bakteryjny gen odpowiedzialny za syntezę reduktazy rtęciowej [Buczkowski, 2002]. Bakterie w niego wyposażone, redukują toksyczny jon Hg²⁺ do mniej toksycznej, lotnej formy Hg⁰. Testowano rośliny takie jak: tulipanowiec amerykański (Liriodendron tulipifera), tytoń szlachetny (Nicotiana tabacum) i rzodkiewnik pospolity (Arabidopsis thaliana).

W rośliny wyższych nie zachodzą także mechanizmy fitowolatalizacji arsenu, które zaobserwowano jedynie u niektórych glonów morskich, bakterii i grzybów, co ogranicza stosowanie tej metody w fitoremediacji arsenu.

Fitoewaporacja związków nieorganicznych i organicznych, mimo, że nie generuje zanieczyszczonego odpadu, nie stanowi idealnego sposobu oczyszczania środowiska, gdyż zanieczyszczenia uwalniane są w zmienionej formie do atmosfery i tym samym mogą rozprzestrzeniać się na większe obszary.

1.5 Rizofiltracja

Metoda rizofiltracji polega na wykorzystaniu strefy korzeniowej roślin do usuwania zanieczyszczeń z wody i ścieków [Wrzosek, 2008]. Niektóre gatunki roślin wodnych zdolne są do adsorpcji lub wytrącania zanieczyszczeń na powierzchni korzeni czy pobieraniu i akumulacji zanieczyszczeń w korzeniach. [Marecik, 2006]. Rizofiltracja ma największe zastosowanie w usuwaniu ze środowiska wodnego ołowiu, w mniejszym stopniu także arsenu i jonów innych metali ciężkich oraz pierwiastków radioaktywnych, występujących w niskich stężeniach. Dzięki tej metodzie można z powodzeniem oczyszczać ścieki bytowo-gospodarcze [Buczkowski, 2002], np.. Stosując układy rizofiltrujące z trzciną, wierzbą, bądź innymi odmianami szybko rosnących drzew. Stosuje się także pasy zadrzewień i zakrzewień śródpolnych oraz pasy wokół składowisk odpadów, w których nasadza się gatunki wykorzystujące mechanizm rizofiltracji do zabezpieczania terenów przyległych przed spływami zanieczyszczeń. Prowadzone są także badania z wykorzystaniem sztucznych mokradeł do oczyszczania ścieków obciążonych metalami ciężkimi. Roślinami, które można wykorzystywać w metodzie rizofiltracji są m.in. gorczyca (Brassica juncea) [Marecik, 2006], alternatera (Alternanthera sessilis), hiacynt wodny (Eichhornia crassipes), rzęsa drobna (Lemna minor) i wiele innych [Buczkowski, 2002]. Coraz większym zainteresowaniem cieszą się też rośliny lądowe, które hodowane w uprawach hydroponicznych i aeroponicznych wykazują się większą efektywnością w oczyszczaniu z zanieczyszczeń niż rośliny wodne [Marecik,2006].2. Miejsce roślin energetycznych wśród roślin wykorzystywanych w fitoremediacji

2.1 Właściwości roślin energetycznych, które wpływają na ich wykorzystanie w procesie fitoremediacji

Rośliny wykorzystywane w procesach fitoremediacji powinny być odporne na duże stężenia zanieczyszczeń oraz zdolnością do ich akumulacji, także w przypadku występowania kilku zanieczyszczeń jednocześnie. Innymi pożądanymi cechami są: szybki wzrost i duża produkcja biomasy, niewielkie wymagania środowiskowe oraz odporność na choroby i szkodniki.

Wykorzystanie do tego celu roślin energetycznych wydaje się więc być jak najbardziej uzasadnione. Wykazują się one szybkim wzrostem, ponadto otrzymaną biomasę można wykorzystywać jako źródło energii odnawialnej. Dodatkowo niski koszt przeprowadzenia zabiegów fitoremediacji powoduje, że metoda ta jest nie tylko przyjazna środowisku, ale i ekonomiczna.

[7] Rośliny energetyczne / pod red. Bogdana Kościka ; [aut. Halina Borkowska et al.].  Lublin : Wydaw. Akademii Rolniczej, cop. 2003

[25] Zastosowanie roślin energetycznych w technologii fitoremediacji. Justyna Wrzosek, Stanisłam Gawroński, Barbara Gworek. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 37, Warszawa, 2008 r.

2.2 Wierzba energetyczna

[21] The potential of willow for remediation of heavy metal polluted calcareous urban soils. Julie K. Jensen, Peter E. Holm, Jens Nejrup, Morten B. Larsen, Ole K. Borggaard. Environmental Pollution 157 (2009) 931-937

2.3 Topinambur

[13] Ocena przydatności topinamburu (Helianthus tuberosus L.) do fitoremediacji gleby zanieczyszczonej Cd, Pb, Ni, Cu i Zn. Jacek Antonkiewicz, Czesława Jasiewicz. Akademia Rolnicza im. H. Kołłątaja, Katedra Chemii Rolnej, Kraków 2003

[22] Wpływ zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi na właściwości fizykochemiczne gleby, plon i skład chemiczny topinamburu (Helianthus tuberosus L.). Czesława Jasiewicz, Jacek Antonkiewicz. Zeszyty naukowe Akademii Rolniczej w Szczecinie nr 211; 141-146, 2000 r.

2.4 Ślazowiec pensylwański

2.5 Trawy z rodzaju Miscanthus

3. Fitoremediacja gleb przy stosowaniu roślin energetycznych

3.1 Stan zanieczyszczenia gleb w Polsce oraz metody ich oczyszczania

- metody techniczne oraz fitotechnologie - ich znaczenie w dzisiejszym oczyszczaniu gleby

3.2 Przydatność roślin energetycznych w oczyszczaniu gleby

- w czym rośliny energetyczne przewyższają inne gatunki; zagospodarowanie odpadów

[10] Ilość i skład chemiczny popiołu z biomasy roślin, Dorota Kalembasa Acta Agrophysica, 2006, 7(4), 909-914, Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Akademia Podlaska w Siedlcach

[19] Popioły z biomasy a możliwości wykorzystania do celów nawozowych Sławomir STANKOWSKI 1, Elżbieta Jolanta BIELIŃSKA(plik 97_publikacja)

3.3 Pozytywne skutki płynące z zastosowania roślin energetycznych

- wykorzystanie terenów zanieczyszczonych

- wprowadzanie roślinności- zmniejszanie erozji

- usuwanie zanieczyszczeń

- koszty niższe niż w przypadku metod technicznych (metody klasyczne in situ: 100-150 USD·m^-3, metody klasyczne ex situ: 250-350 USD·m^-3, fitoekstrakcja 20-80 USD·m^-3 łącznie z kosztami składowania odpadów).

3.4 Negatywne skutki płynące z zastosowania roślin energetycznych

- wpływ na krajobraz

- koszty nawożenia i ochrony przed zwierzyną leśną

- zagrożenie życia biologicznego w glebie

- potencjalna możliwość zanieczyszczenia wód wskutek uruchomienia metali w metodach hiperakumulacji indukowanej

3.5 Perspektywa wykorzystania roślin energetycznych w fitoremediacji

Kabała, Wrzosek, Karczewska x 2, Kalembasa, Buczkowski

4. Uprawa roślin energetycznych

4.1 Uprawa roślin energetycznych w Polsce

- powierzchnia i rozmieszczenie upraw

4.2 Potencjał właściwości fitoremediacyjnych roślin energetycznych

- tereny (i/lub przykładowe sytuacje), gdzie można wykorzystywać właściwości fitoremediacyjnych roślin energetycznych

4.3 Unijny program produkcji biomasy

- zakładany udział procentowy w programie unijnym produkcji biomasy i przewidywany wobec tego nowy udział uprawy roślin energetycznych (wzrost o 8 mln ton do 2020 r.)

5. Część projektowa

Część projektową niniejszej pracy inżynierskiej stanowi projekt plantacji wierzby energetycznej. Określono ilość, rodzaj i rozstaw sadzonek, potrzebne nawożenie i środki ochrony roślin, wykonane zabiegi agrotechniczne, kalendarz poszczególnych zabiegów oraz kosztorys założenia i prowadzenia plantacji. Na koniec oszacowano możliwą ilość pobranych zanieczyszczeń przez rośliny dzięki ich zdolnościom fitoekstrakcji, skupiając się na ołowiu, kadmie i cynku. Przyjęto, że w glebie występują naturalne zawartości tych pierwiastków. Projekt opracowano głównie na podstawie rozprawy habilitacyjnej prof. Mariusza Stolarskiego - Agrotechniczne i ekonomiczne aspekty produkcji biomasy wierzby krzewiastej (Salix spp.) jako surowca energetycznego z 2009 r.

5.1. Powierzchnia plantacji, warunki glebowe

Doświadczenie zlokalizowano w miejscowości Obory koło Kwidzyna, w Dolinie Kwidzyńskiej, będącej częścią Doliny Dolnej Wisły. Pole pod plantację zajmuje 1 hektar, ma wymiary 100 m x 100 m i stosunkowo płaska powierzchnię. na większości obszaru plantacji występowała mada próchniczna bardzo ciężka, całkowita, wytworzona z iłu pylastego (wg systematyki gleb z 1989 r.), na niewielkiej części także mada właściwa, średnio zwięzła, płytka na piasku luźnym. Zbadano poziomy próchniczne obu gleb na głębokości 0-37 cm. Wyniki zebrano w poniższej tabeli. Badane gleby miały odczyn od obojętnego do zasadowego (pH_KCL 6,6-7,3). Zawartość materii organicznej w madzie ciężkiej określono na 6,78% (co świadczy o dużej żyzności gleby), a w madzie średniej na 3,71%. Poziomy próchniczne charakteryzował wąski stosunek C:N, świadczący o ich wysokiej aktywności biologicznej. Pojemność kompleksu sorpcyjnego w madzie bardzo ciężkiej była bardzo wysoka (30 cmol(+)kg^-1 gleby), w poziomie próchnicznym mady średniej była niższa. Zawartość części spławialnych wynosiła w madzie bardzo ciężkiej 59%, w madzie średniej dwa razy mniej. Mada średnia charakteryzowała się gorszymi warunkami powierzchnio-wodnymi niż mada bardzo ciężka.

Tabela 1. Właściwości fizykochemiczne, fizyczne i powietrzno-wodne i skład granulometryczny gleby

		Mada próchniczna, bardzo ciężka, całkowita	Mada właściwa, średnio zwięzła, płytka na piasku luźnym
pH		6,9	7,3
CaCO3 [%]		0,59	0,40
Materia organiczna [%]		6,78	3,71
C organiczny [%]		2,42	1,30
N ogółem		0,297	0,168
C:N		8,15	7,74
Poj. kompleksu sorpcyjnego [cmol(+) kg^-1]		30,0	22,4
Skład granulometryczny	1,0-0,1	9,0	55,0
		0,1-0,02	32,0	13,0
		<0,02	59,0	32,0
		<0,002	16,0	15,0
Gęstość fazy stałej [Mg·m^-3]		2,53	2,58
Gęstość objętościowa [Mg·m^-3]		1,19	1,54
Porowatość ogólna		53,00	40,33
Makropory >30µm [%]		12,44	10,17
Mezopory 0,2-30 µm [%]		33,88	21,16
Mikropory <0,2 µm [%]		23,62	19,58

5.2. Ilość i rodzaj sadzonek, gęstość sadzenia i rozstaw

Ilość sadzonek określono na 24000 sztuki zrębków wierzby energetycznej gatunku Tur, a wobec tego gęstość sadzenia na 24000 szt.·ha^-1, biorąc pod uwagę dane potwierdzające wysoką ekonomiczność takiej ilości. Przedplonem dla wierzby była lucerna. Schemat rozstawu przedstawiono na rysunku 1.

 [tu Rys. 1 - Rozstaw sadzonek]

5.3. Nawożenie

W roku założenia plantacji nie stosowano nawożenia mineralnego. W kolejnych latach, co roku wysiewano dawki: N 90 kg·ha^-1, P 18 kg·ha^-1, K 66 kg·ha^-1. Azot wysiewano w dwóch częściach: 50 kg·ha^-1 w okresie rozpoczęcia wegetacji roślin jako saletrę amonową, 40 kg·ha^-1 jako mocznik na koniec maja. Stosowano fosfor w postaci superfosfatu potrójnego i potas jako sól potasową przed rozpoczęciem wegetacji.

5.4. Środki ochrony roślin

Przed założeniem plantacji przeprowadzono oprysk Roundupem 360 SL w dawce 5 dm³·ha^-1 w celu zniszczenia przedplonu (lucerny) oraz chwastów. Bezpośrednio po sadzeniu zrzezów oprysk Azoprimem 50 WP w dawce 3 kg·ha^-1. Taką samą dawkę Azoprimu 50 WP założono po każdym zbiorze, przed ruszeniem następnego okresu wegetacji. W pierwszej dekadzie maja pierwszego roku upraw oprysk Fosfatem 100 EC w dawce 150 ml·ha^-1, w celu ograniczenia rozwoju szkodników.

5.5. Zabiegi agrotechniczne

Zimą przed założeniem plantacji wykonano dwukrotne talerzowanie broną talerzową w celu rozdrobnienia masy roślinnej poplonu, następnie orkę na głębokości 30 cm. Wiosną przed założeniem plantacji przeprowadzono dwukrotne bronowanie. W pierwszym roku, w III dekadzie czerwca i I dekadzie sierpnia pole dwukrotnie pielono w celu ograniczenia powtórnego zachwaszczenia. W pozostałych latach nie stosowano pielęgnacji mechanicznej.

Zbiór przeprowadzano w cyklu trzyletnim. Pierwszy, sanitarny zbiór roślin podkaszarką spalinową tarczową po roku uprawy przeprowadzono w celu stymulowania rozkrzewienia i wzrostu pędów w latach następnych. Kolejne zbiory wykonywano w lutym: jednoetapowe, dwurzędowe silosokombajnem JF Double Z20, współpracującym z ciągnikiem Ursus 1224.

 

5.6. Kosztorys

Założenie jednohektarowej plantacji wierzby dla gęstości sadzenia 24000 szt./ha wynosi 5734,5zł, wliczając w to koszt zbioru sanitarnego, jednak nie wliczając .

Koszty bezpośrednie produkcji zrębków dla gęstości sadzenia 24000 szt.·ha^-1 przy zbiorze co 3 lata określono na 6476,5 zł.

Koszty całkowite użytkowania określono na

Wartość nadwyżki bezpośredniej

5.7. Możliwy pobór zanieczyszczeń

[Jensen J. K. i in.: The potential of willow for remediation of heavy metal polluted calcareous urban soils. Environmental Pollution 157, 2009] - 0,13% całkowitego kadmu przy zaw. 2,5 mg Cd/kg i 0,29% cynku przy zaw. 400 mg Zn/kg dla obsady ok. 26700 szt.·ha^-1.

[Kalembasa S. i in.: Zawartość metali ciężkich w wierzbie (Salix viminalis) przy zróżnicowanym nawożeniu azotowym. Acta Agrophysica 13(2), 2009 ] - Przy danych zawartościach pobrano:

Pb 0,47 mg·kg^-1 - 62,9 g·ha^-1, Cd 0,428 mg·kg^-1 - 10,48 g·ha^-1,

Zn 361,7 mg·kg^-1 - 6163 g·ha^-1

WNIOSKI

Wykorzystanie fitoremediacyjnych właściwości roślin energetycznych:

- szansą na odratowanie terenów skażonych, pohutniczych, po zakładach chemicznych

- najlepszą metodą oczyszczania rozległych terenów, na których zanieczyszczenia występują w średnich stężeniach

Konieczność utworzenia sieci przedsiębiorstw i organizacji związanych z remediacją gleb

LITERATURA

Książki

1. Bocian Paweł i in.: Nowoczesne technologie pozyskiwania i energetycznego wykorzystania biomasy, Instytut Energetyki, 2010

2. Buczkowski Roman i in.: Metody remediacji gleb zanieczyszczonych metalami. Wydawnictwo Uniwersytetu Mikołaja Kopernika, Toruń, 2002

3. Harasimowicz-Hermann Grażyna, Hermann Janusz: Uprawa wierzby krzewiastej na cele energetyczne. Wydawnictwa Uczelniane UTP w Bydgoszczy, Bydgoszcz, 2007

4. Kabata-Pendias Alina, Pendias Henryk: Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa, 1999

5. Karczewska Anna: Ochrona gleb i rekultywacja terenów zdegradowanych. Wydawnictwo UP, Wrocław, 2012

6. Kościk Bogdan i in.: Rośliny energetyczne. Wydawnictwo Akademii Rolniczej, Lublin, 2003

7. Sas-Nowosielska Aleksandra: Fitotechnologie w remediacji terenów zanieczyszczonych przez przemysł cynkowo-ołowiowy. Wydawnictwo Politechniki Częstochowskiej, Częstochowa, 2009

8. Stolarski Mariusz: Agrotechniczne i ekonomiczne aspekty produkcji biomasy wierzby krzewiastej (Salix spp.) jako surowca energetycznego. Wydawnictwo UWM, Olsztyn 2009

9. Studia i raporty IUNG-PIB - Uprawa roślin energetycznych a wykorzystanie rolniczej przestrzeni produkcyjnej w Polsce, Puławy, 2008

10. Willey Neil: Phytoremediation : Methods and Reviews. Humana Press,Totowa, 2006

11. Zimny Lesław: Encyklopedia ekologiczno-rolnicza. Wydawnictwo Akademii Rolniczej, Wrocław, 2003

Artykuły

12. Antonkiewicz Jacek, Jasiewicz Czesława: Ocena przydatności topinamburu (Helianthus tuberosus L.) do fitoremediacji gleby zanieczyszczonej Cd, Pb, Ni, Cu i Zn. Akademia Rolnicza im. H. Kołłątaja, Katedra Chemii Rolnej, Kraków 2003

13. Bożko Anna, Puchta Krzysztof: Zawartość ołowiu w Polsce w glebach obszarów silnie uprzemysłowionych oraz w pobliżu źródeł emisji. s. 243-249

14. Chaney R.L. i in. Phytoremediation of soil metals. Current Opinions in Biotechnology 8: 279-284. 1997.

15. Chipeng F. K. i in.: Copper tolerance in the cuprophyte Haumaniastrum katangense (S. Moore) P.A. Duvign. & Plancke. Plant and Soil 328 (1-2), s. 235-244, 2010

16. Gworek B. i in.: Ocena ryzyka gospodarowania na gruntach zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Część I. Toksyczność i drogi przenoszenia metali ciężkich w środowisku. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 19, 2000

17. Gworek B. i in.: Ocena ryzyka gospodarowania na gruntach zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Część II. Procedura oceny ryzyka.

18. Ignatowicz Katarzyna: Badania rozpoznawcze możliwości zastosowania fitoremediacji do ochrony terenów wokół mogilników pestycydowych. Politechnika Białostocka. Środkowo-Pomorskie Towarzystwo Naukowe Ochrony Środowiska, Tom 11, 2009

19. Jasiewicz Czesława, Antonkiewicz Jacek: Wpływ zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi na właściwości fizykochemiczne gleby, plon i skład chemiczny topinamburu (Helianthus tuberosus L.). Zeszyty naukowe Akademii Rolniczej w Szczecinie nr 211; 141-146, 2000

20. Jensen Julie K. et al.: The potential of willow for remediation of heavy metal polluted calcareous urban soils. Environmental Pollution 157 (2009) 931-937

21. Kabała Cezary i in.: Przydatność roślin energetycznych do rekultywacji i zagospodarowania gleb zdegradowanych. Zeszyty Naukowe Uniwersytetu Przyrodniczego we Wrocławiu, Rolnictwo XCVI, nr 576, 2010

22. Kalembasa Dorota: Ilość i skład chemiczny popiołu z biomasy roślin. Acta Agrophysica, 2006, 7(4), 909-914, Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Akademia Podlaska w Siedlcach

23. Kalembasa Stanisław i in.: Zawartość metali ciężkich w wierzbie (Salix Viminalis) przy zróżnicowanym nawożeniu azotowym. Acta Agrophysica, 2009, 13(2), 385-392

24. Karczewska Anna: Perspektywy zastosowania fitoremediacji w rekultywacji gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 25/26, 2003 r.

25. Karczewska Anna, Kabała Cezary: Gleby zanieczyszczone metalami ciężkimi i arsenem- potrzeby i metody rekultywacji. Zeszyty naukowe Uniwersytetu Przyrodniczego we Wrocławiu, Rolnictwo XCVI, nr 576, 2010.

26. Karczewska Anna, Pańczuk Dawid: Wstępna ocena możliwości zastosowania fitoekstrakcji do rekultywacji gleb stref ochronnych hut miedzi. Instytut Gleboznawstwa i Ochrony Środowiska Rolniczego, Akademia Rolnicza we Wrocławiu

27. Marecik Roman i in.: Fitoremediacja- alternatywa dla tradycyjnych metod oczyszczania środowiska. Katedra Biotechnologii i Mikrobiologii Żywności, Akademia Rolnicza im. Augusta Cieskowskiego, Poznań,

28. Masarovičová Elena i in.: Energetic Plants - Cost And Benefit. Ecological Chemistry And Engineering. S., Vol. 16, No 3, 2009

29. Meagher R.B. Phytoremediation of toxic elemental and organic pollutants. Review. Current Opinions in Plant Biology 3 (2): 153-162. 2000.

30. Mleczek Mirosław i in.: Wpływ warunków glebowych na efektywność akumulacji jonów metali ciężkich przez wierzby. Materiały Konferencyjne XV Jubileuszowej Międzynarodowej Konferencji "Rekultywacja i rewitalizacja terenów zdegradowanych", Puck 22-25.04.2009 r. (Praca zbiorowa pod redakcją Grzegorza Maliny. Poznań, 59-65, 2009)

31. Ociepa Agnieszka i in.: Korzyści i ograniczenia wynikające z zagospodarowania gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi pod uprawy roślin przemysłowo- energetycznych. Proceedings of ECOpole, Vol. 2, No. 1, 2008

32. Sas-Nowosielska Aleksandra i in.: Problemy związane z fitoremediacją terenów rolniczych położonych w rejonie oddziaływania przemysłu metali nieżelaznych. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 18, 1999 r.

33. Stankowski Sławomir, Bielińska Elżbieta Joanna: Popioły z biomasy a możliwości wykorzystania do celów nawozowych

34. Urbaniak M. i in: Problematyka przyrodniczego wykorzystania komunalnych osadów ściekowych. Acta Innovations, ISSN 2300-5599, nr 12, 2014

35. Wójcik Przemysław, Tomaszewska Barbara: Biotechnologia w remediacji zanieczyszczeń organicznych. Instytut Biochemii Technicznej Politechniki Łódzkiej. Biotechnologia 4 (71), 156-172, 2005

36. Wrzosek J. i in.: Zastosowanie roślin energetycznych w technologii fitoremediacji. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 37, Warszawa, 2008

37. + kilka artykułów z: Tereny zdegradowane i rekultywowane - możliwości ich zagospodarowania [jak w [28]]

Akty prawne

38. Ustawa POŚ

39. Ustawa z dn. 15 listopada 1984 r. o podatku rolnym [tj. Dz.U. 2013 nr 0 poz. 1381]

40. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dn. 9.09.2002 w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [Dz.U. 2002 nr 165 poz. 1359]

41. WYTYCZNE IUNG do oceny stopnia zanieczyszczenia gleb metalami ciężkim

42. Komunikat Prezesa Głównego Urzędu Statystycznego z dnia 18 października 2013 r. w sprawie średniej ceny skupu żyta za okres 11 kwartałów będącej podstawą do ustalenia podatku rolnego

43. Strategia rozwoju energetyki odnawialnej, Warszawa, 2000

44. Polityka energetyczna Polski do 2030 roku, Warszawa, 2009

45. Projekt  polityki energetycznej Polski do 2050 roku, Warszawa, 2014

---