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 2015

SPIS TREŚCI

SPIS TABEL

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. Przegląd piśmiennictwa

1.1 Mechanizmy fitoremediacji

Fitoremediacja jest pojęciem szerokim, obejmującym różne mechanizmy, w których rośliny wyższe wykorzystywane są do oczyszczania matryc środowiskowych [Buczkowski i in., 2002]. Wielu autorów [Chaney i in., 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 i in., 2002].

W dalszej części pracy opisano każdy z wymienionych mechanizmów.

1.1.1 Fitodegradacja

W metodzie fitodegradacji (fitotransformacji) wykorzystuje się rośliny oraz mikroorganizmy do rozkładu substancji organicznych [Wrzosek i in., 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 i in., 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 i in., 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 i in., 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 i in., 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 i in., 2006].

1.1.2 Fitoekstrakcja

Metoda fitoekstrakcji polega na wykorzystaniu roślin do usunięcia z gleb i osadów substancji nieorganicznych, głównie metali ciężkich i substancji radioaktywnych [Marecik i in., 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 i in., 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 i in., 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 i in., 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.

1.1.3 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 i in., 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 i in., 2002].

Do unieruchomienia zanieczyszczeń dochodzi na skutek oddziaływania roślin na środowisko glebowe oraz na chemizm zanieczyszczeń [Marecik i in., 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]

1.1.4 Fitowolatalizacja

Metoda fitowolatalizacji (fitoewaporacji, fitoodparowania) polega na pobieraniu zanieczyszczeń przez rośliny i odparowywaniu ich w zmienionej, mniej toksycznej formie [Marecik i in., 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 i in., 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 i in., 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 i in., 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.

1.1.5 Rizofiltracja

Metoda rizofiltracji polega na wykorzystaniu strefy korzeniowej roślin do usuwania zanieczyszczeń z wody i ścieków [Wrzosek i in., 2008]. Niektóre gatunki roślin wodnych zdolne są do adsorpcji lub wytrącania zanieczyszczeń na powierzchni korzeni czy pobieraniu i akumulacji zanieczyszczeń w korzeniach. [Marecik i in., 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 i in., 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 i in., 2006], alternatera (Alternanthera sessilis), hiacynt wodny (Eichhornia crassipes), rzęsa drobna (Lemna minor) i wiele innych [Buczkowski i in., 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 i in.,2006].

1.2. Wybrane rośliny energetyczne o przydatności do fitoremediacji

Rośliny wykorzystywane w procesach fitoremediacji powinny charakteryzować się odpornością na duże stężenia zanieczyszczeń oraz zdolnością do ich akumulacji, także w przypadku występowania kilku zanieczyszczeń jednocześnie [Karczewska, 2003; Kabała i in., 2010]. Innymi pożądanymi cechami są: szybki wzrost i duża produkcja biomasy, niewielkie wymagania środowiskowe i tolerancja na podmakanie bądź przesuszenie gleby, odporność na choroby i szkodniki [Sarma, 2011].

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. Niski koszt przeprowadzenia zabiegów fitoremediacji powoduje, że metoda ta jest nie tylko przyjazna środowisku, ale i ekonomiczna. [Buczkowski i in., 2002]. Poniżej przedstawiono charakterystykę roślin, które wykazują wysoki potencjał przydatności do fitoremediacji w warunkach klimatycznych Polski.

1.2.1 Wierzba energetyczna

Wierzba (Salix) dość powszechnie występuje na terenie Polski, a najpopularniejszymi gatunkami wierzby energetycznej są wierzba wiciowa (Salix viminalis) i wierzba purpurowa (Salix purpurea) [Kościk, 2003]. Jednak do upraw na cele energetyczne wybiera się odmiany mieszańcowe, ze względu na łatwość krzyżowania różnych odmian w celu uzyskania pożądanych cech.

Wysokość pędów wierzby w dużym stopniu zależy od właściwości stanowiska, nawożenia i obsady [Stolarski, 2009]. Roczne przyrosty wynoszą 2-3 m [Kabała i in., 2010], a zbierane w cyklu trzyletnim rośliny przy zapewnieniu odpowiedniej obsady (około 24 tys. szt·ha^-1) oraz nawodnienia mogą mierzyć ponad 7 m [Stolarski, 2009]. Grubość pędów także zależy od wymienionych czynników i waha się między 1 a 3 cm. System korzeniowy jest masywny i sięga głęboko w strukturę gleby, nawet do 8-10 m. [Kościk, 2003; Wrzosek i in., 2008]. Do rodzaju Salix należą zarówno formy drzewiaste, jak i krzewiaste i są między sobą zróżnicowane [Harasimowicz-Hermann, Hermann, 2007].

Wierzba energetyczna nie jest posiada wysokich wymaganiach siedliskowych, jednak z ekonomicznego punktu widzenia zaleca się jej uprawę na glebach klas III-IVa [Kabała i in., 2010], a na glebach słabszych tylko przy poziomie wód gruntowych na wysokości 1-1,5m [Wrzosek i in., 2008]. Nie jest jednak ekonomiczna uprawa wierzby na pszennych kompleksach glebowych, odpowiednie natomiast będą kompleksy żytni dobry i zbożowy-pastewny mocny [Harasimowicz-Hermann, Hermann, 2007]. Odczyn gleby powinien wynosić 5,5 do 6,5, roczna suma opadów około 600 mm, a temperatura od czerwca do sierpnia, czyli w okresie najintensywniejszego wzrostu wierzby, powinna być umiarkowana. [Wrzosek i in., 2008]. Wierzba jest rośliną wodolubną i dobrze rozwija się na terenach podmokłych i wzdłuż cieków wodnych. Okres użytkowania plantacji wynosi średnio 15-20 lat, lecz przy dobrym nawożeniu i optymalnych warunkach siedliskowych może wynosić nawet 25 lat [Harasimowicz-Hermann, Hermann, 2007]. Szczegółowe wytyczne co do uprawy wierzby zostały zawarte w części projektowej niniejszej pracy.

Wierzba energetyczna posiada wiele zastosowań. Przede wszystkim wykorzystywana jest na cele grzewcze, ze względu na wysoką wartość opałową. Drewno "powietrznie suche", o wilgotności do 28%, charakteryzuje się wartością opałową około 16 GJ·t^-1 [Kościk, 2003]. Z takiego drewna można tworzyć zrębki, spalane samodzielnie bądź wraz z węglem. Z wierzby można także produkować metanol, jednak nie jest to jej popularne zastosowanie. Nadaje się ona z kolei do rekultywacji terenów zdegradowanych chemicznie, zanieczyszczonych np. metalami ciężkimi. Wierzba jest rośliną o wysokiej przydatności w procesach fitoremediacji [Karczewska, 2003; Kościk, 2003;; Wrzosek i in., 2008; Jensen i in., 2009; Kabała i in., 2010], o zdolności do pobierania z podłoża cynku oraz kadmu. Máthé-Gáspár i Anton podają, że w pędach wierzby uprawianej na glebach o wysokich zawartościach metali ciężkich, tj. Cd ≥18,3 mg·kg^-1, Cu ≥ 285,6 mg·kg^-1, Pb ≥1115 mg·kg^-1, Zn ≥3082 mg·kg^-1, średnia akumulacja tych pierwiastków w tkankach wynosiła: Cd 63 mg·kg^-1 s.m.; Cu 21 mg·kg^-1 s.m; Pb 11 mg·kg^-1 s.m; Zn 3792
mg·kg^-1 s.m. [Máthé-Gáspár, Anton, 2005]. Miedź i ołów były w większym stopniu akumulowane w korzeniach, a kadm i cynk w częściach naziemnych. Wskaźnik BAF wierzby dla Cd i Zn wyniósł >1 zarówno w korzeniach, jak i pędach. Połączenie wysokiego pobierania metali ciężkich z podłoża oraz nieobniżonego przyrostu biomasy daje uprawa wierzby w środowisku umiarkowanie zanieczyszczonym, w okolicach 2,5 mg·kg^-1 kadmu oraz 400 mg·kg^-1 cynku. Rośliny są wtedy w stanie pobrać 0,13% całkowitej zawartości Cd oraz 0,29% Zn rocznie [Jensen i in, 2009]. Dodatkowo, plantację wierzby można nawozić osadami ściekowymi [Wrzosek i in., 2008]; procesy ich mineralizacji i humifikacji przyczyniają się do poprawy fizykochemicznych właściwości podłoża. Istnieje także możliwość stosowania wierzby do fitoremediacji terenów zanieczyszczonych 90Sr i 137Cs [Vandenhove i in., 2004] oraz cyjankiem żelaza [Ebbs i in., 2003].

Salix viminalis, Salix purpureum oraz ich mieszańce posiadają wysoki potencjał przydatności w procesach fitoremediacji - zarówno fitostabilizacji, w przypadku Cu i Pb, a także fitoekstrakcji w przypadku Cd i Zn [Jensen i in., 2009; Kabała i in., 2010]. Wykazują się dużymi przyrostami biomasy, która po zebraniu może z powodzeniem stanowić materiał opałowy. Ponadto dobrze plonują w warunkach klimatycznych Polski, dzięki czemu można je wprowadzać na zanieczyszczone nieużytki, na tereny wokół zakładów przemysłowych lub wzdłuż szlaków komunikacyjnych i cieków wodnych [Kościk, 2003].

1.2.2 Topinambur

Topinambur, czyli słonecznik bulwiasty (Helianthus tuberosus) jest rośliną, której kierunki wykorzystania są różnorodne. Z jego bulw otrzymuje się bioetanol oraz dodatki do benzyn, jego części nadziemne można po zaschnięciu spalać samodzielnie lub na drodze współspalania z węglem [Kościk, 2003]. Ponadto służą też do produkcji brykietów i peletów. Oprócz tego, także sama uprawa topinamburu może pełnić funkcje ochronne wokół pól uprawnych czy wybiegów dla ptactwa, ze względu na jego rozmiary oraz chętnie zjadane przez zwierzynę części. Dzięki swojej odporności na zawartość metali ciężkich w glebie, może stanowić osłonę m.in. wysypisk śmieci i tras komunikacyjnych.

 

Optymalnymi warunkami do uprawy topinamburu są gleby średnie, przewiewne, dostatecznie wilgotne i zasobne w składniki pokarmowe [Kabała i in., 2010]. Jednak plonuje dobrze także na glebach mniej zasobnych oraz znosi zmienne warunki klimatyczne w okresie wegetacji. Najintensywniejsze zawiązywanie bulw obserwuje się przy ciepłym i słonecznym okresie wegetacji [Kościk, 2003], z kolei w okresach chłodniejszych lepiej przyrastają części naziemne. Bulwy są odporne na temperatury do -30 stopni, ze względu na zawartość inuliny, która jest ich podstawowym składnikiem. Ponadto topinambur jest odporny na obecność w środowisku metali ciężkich [Jasiewicz, Antonkiewicz, 2000], co wskazuje na jego przydatność w fitoremediacji.

Topinambur wykazuje się większością cech roślin przydatnych do fitoremediacji [Sarma, 2011], tzn. toleruje obecność metali ciężkich na terenie uprawy [Antonkiewicz, Jasiewicz, 2003]; wykazuje odpowiedni potencjał pobierania, transportowania i akumulowania metali ciężkich; daje dużą ilość biomasy [Kabała i in., 2010]; można uprawiać go w warunkach krajowych [Kościk, 2003]; jego strefa korzeniowa jest dobrze rozwinięta. Wiele badań wskazuje na wysokie wartości pobranych i akumulowanych w częściach nadziemnych metali ciężkich, zwłaszcza cynku, kadmu i niklu [Antonkiewicz, Jasiewicz, 2003]. Zawartość tych pierwiastków w tkankach może wynieść na kilogram suchej masy: 30 mg Cd, 7,3 mg Pb, 58 mg Ni, 9,2 mg Cu oraz 691,4 mg Zn. Ich zawartość rośnie wraz z ich dodawaniem do gleby, przy czym przy najwyższych dawkach obserwuje się drastyczny spadek pobierania metali. Pierwiastki, które były akumulowane w największych ilościach w liściach to kadm, nikiel i cynk, natomiast ołów i miedź akumulowały sie głównie w korzeniach. Procentowe pobranie tych pierwiastków podczas doświadczenia wazonowego określono na: Cd do 7,1%, Pb do 0,57%, Ni do 3,49%, Cu do 2,35%, Zn do 5,39%. Uważa się więc, że topinambur może być wykorzystywany przy oczyszczaniu gruntów zanieczyszczonych kadmem i cynkiem, w dużych ilościach akumuluje też miedź [Kabała i in., 2010].

1.2.3 Ślazowiec pensylwański

Ślazowiec pensylwański (Sida hermaphrodita) to krzew należący do rodziny ślazowatych (Malveaceae), o pędach osiągających wysokość nawet powyżej 4 m i o średnicy 5-30 mm [Kościk, 2003]. Jego łodygi są okrągławe i puste w środku, a ich liczba zwiększa się od jednej w pierwszym roku wegetacji do ok. 25 już w czwartym roku. Może być rozmnażany w sposób generatywny przez nasiona lub wegetatywny przez sadzonki [Kabała i in., 2010], z czego rozmnażanie wegetatywne wpływa na lepsze ukorzenianie się sadzonek, mniejsze zachwaszczenie plantacji w pierwszym roku uprawy oraz na szybszy wzrost i rozwój roślin [Wrzosek i in., 2008]. Przy rozmnażaniu przez nasiona na glebach łatwo zaskorupiających się mogą występować problemy ze wschodami roślin.

Jest to roślina o niewielkich wymaganiach glebowych, odporna na okresowe susze dzięki swojemu głębokiemu systemowi korzeniowemu. Może być uprawiana na gruntach słabych, zdegradowanych i odłogowanych. Udaje się na glebach klas III i IV, jednak nie na zbyt suchych glebach klas IV i V [Kabała i in., 2010]. Zalecany czas użytkowania plantacji to 15-20 lat [Kościk, 2003]. Ślazowiec pensylwański, ze względu na dużą zawartość związków białkowych w swoich tkankach, może być wykorzystywany na pasze. Ponadto ma on zastosowanie w przemyśle celulozowo-papierniczym i energetycznym, a także jako gatunek do nasadzeń śródpolnych, pasów ochronnych oraz jako roślina miododajna.

Nie bez znaczenia są także jego właściwości związane z pobieraniem i akumulowaniem w swoich tkankach metali ciężkich [Karczewska, 2003], głównie kadmu, manganu, niklu, żelaza m ołowiu i cynku [Wrzosek i in., 2008]. Antonkiewicz i Jasiewicz podają, że w swoich łodygach ślazowiec może gromadzić: w łodygach może gromadzić nawet do 50 mg·kg^-1 s.m. Zn, 5 mg·kg^-1 Cu, 10 mg·kg^-1 Ni, 5 mg·kg^-1 Pb i aż do 10 mg·kg^-1 Cd [Antonkiewicz i Jasiewicz 2002, 2005]. Są to ilości znaczące, jednak i tak mniejsze, niż ilości metali wiązane w korzeniach: do 30 mg·kg^-1 s.m. Pb, 40 mg·kg^-1 Cu, 150 mg·kg^-1 Ni, i aż do 400 mg·kg^-1 Zn oraz 60 mg·kg^-1 Cd. Pozwala to przypuszczać, że ślazowiec pensylwański może być wykorzystywany zarówno przy fitoekstrakcji, jak i fitostabilizacji zanieczyszczonych gleb [Kabała i in., 2010]. Wykazuje się dużym potencjałem plonotwórczym oraz zdolnością do pobierania z podłoża zarówno metali ciężkich, jak i pestycydów [Ignatowicz, 2009]. Niektóre badania sugerują, że potrafi on oczyszczać glebę z ołowiu, cynku i miedzi niż wierzba, przy czym daje plon mniejszy o jedynie 1,5 tony od plonu wierzby [Wrzosek i in., 2008]. Wilgotność biomasy podczas zbioru waha się w granicach 16-23%, a wartość opałowa zrębków to około 15 MJ·kg^-1.

Ślazowiec pensylwański może być uprawiany na terenach zdegradowanych, takich jak składowiska osadów ściekowych czy komunalnych oraz w pobliżu zakładów przemysłowych. Można także z powodzeniem uprawiać go na glebach suchych, nawożonych osadami ściekowymi. [Klimont, Bulińska-Radomska, 2013]

1.2.4 Trawy z rodzaju Miscanthus

Gatunkami traw z rodzaju Miscanthus, które zyskały popularność w Polsce, są miskant olbrzymi (Miscanthus sinesis giganteus) oraz miskant cukrowy (Miscanthus sacchariflorus) [Kościk, 2003]. Pochodzą one z krajów azjatyckich, takich jak Japonia, Chiny czy Tajlandia, lecz z powodzeniem można je uprawiać w Polsce. Charakteryzuje je fotosynteza typu C-4, bardziej wydajna od typu
C-3, charakterystycznego dla roślin naszej strefy klimatycznej. Miskant olbrzymi, może być rozmnażany wyłącznie wegetatywnie, gdyż w warunkach klimatu polskiego nie wytwarza on nasion [Kabała i in., 2010]. Może być to postrzegane jako wada, gdyż uniemożliwia tworzenie nowych, odporniejszych gatunków na drodze krzyżówek genetycznych oraz może prowadzić do degradacji materiału genetycznego, lecz z drugiej strony zabezpiecza przed niekontrolowanym rozprzestrzenianiem się roślin.

Pędy miskanta olbrzymiego osiągają wysokość 2-3,5 m i grubość 1-3 cm, a jego system korzeniowy jest dobrze rozwinięty, sięgający do 2,5 m wgłąb profilu glebowego [Kościk, 2003]. Miscanthus sinesis giganteus nie ma wysokich wymagań glebowych, udaje się już na glebach klas IV, o ile zapewnione będzie pH ok. 6,5, roczna suma opadów będzie wynosić około 600 mm, a średnia roczna temperatura 8^OC. Miscanthus sacchariflorus jest gatunkiem mniejszym, o pędach osiągających 2,5 m wysokości i 1 cm grubości. Jego system korzeniowy jest z kolei rozległy, sięgający 2,5 m. Miskant cukrowy preferuje gleby lekkie, zasobne w składniki pokarmowe i o umiarkowanej wilgotności [Wrzosek i in., 2008]. Odznacza się jednak wyższą odpornością na niskie temperatury.

Plon s.m. miskanta olbrzymiego mieści się w granicach 15-25 t·ha^-1 rocznie, przy czasie użytkowania plantacji 15-20 lat, a miskanta cukrowego w granicach 6-20 t·ha^-1 przy czasie użytkowania plantacji 10-12 lat [Kabała i in., 2010]. Biomasa produkowana przez trawy typu miskant mogą z powodzeniem stanowić materiał opałowy. Kościk wraz z Sawickim podają, że wartość opałowa miskanta olbrzymiego wynosi około 19 MJ·kg^-1, czyli o 4 MJ więcej niż w przypadku słomy szarej [Kościk, 2003]. Oprócz spalania, biomasa tych traw może być wykorzystywana do produkcji biometanu, z wydajnością około 410 m³ z kilograma s.m., co daje średnio 8200 m³ biometanu z hektara uprawy. Ponadto miskant pełni funkcje przeciwerozyjne i dekoracyjne oraz znajduje zastosowanie w przemyśle papierniczym, chemicznym i w budownictwie.

Miskant olbrzymi wykazuje zdolności do pobierania z gleby kadmu oraz cynku [Ociepa i in., 2008]. Plon roślin uprawianych na skażonej metalami glebie jest jednak ściśle uzależniony od poziomów nawodnienia i nawożenia, dlatego można z powodzeniem wykorzystywać do tego celu osady ściekowe lub komposty wykonane na ich bazie. Miskant cukrowy może być z kolei uprawiany na terenach zanieczyszczonych o silnie kwaśnym podłożu [Wrzosek i in., 2008] oraz stosowany do remediacji wapna poflotacyjnego, mimo tego, że dorasta wtedy do około 140 cm. Przykładowa koncentracja metali w słomie miskanta może osiągnąć: 70 mg·kg^-1 Zn, 15 mg·kg^-1 Cu, 4 mg·kg^-1 Ni, 4 mg·kg^-1 Pb i 1,5 mg·kg^-1 Cd [Kabała i in., 2010].

2. Fitoremediacja gleb przy stosowaniu roślin energetycznych

2.1 Przydatność roślin energetycznych w oczyszczaniu gleby

W poniższej tabeli zebrano dane wymienione w rozdziale drugim, w celu ich usystematyzowania.

 

Tabela 1. Podsumowanie charakterystyki opisywanych roślin energetycznych

Roślina	Plon s.m. z hektara [t·ha^-1]	Wartość opałowa [MJ·kg^-1]	Zdolności fitoremediacyjne	Preferencje siedliskowe	Wykorzystanie biomasy
Wierzba	20	16	Fitostabilizacja Cu i Pb; fitoekstrakcja Cd i Zn; 90Sr i 137Cs; cyjanku żelaza	Tereny podmokłe; gleby klas III-IVa, ew. słabsze, ale z zapewnieniem nawodnienia	Biomasa na zrębki
Topinambur	10-18	16,5	Fitoekstrakcja Cd, Zn, Ni, Cu	gleby średnie, przewiewne, dost. wilgotne i zasobne w skł. pokarmowe; bulwy odporne na mróz	Bulwy na bioetanol, biomasa na brykiety i pelety
Ślazowiec pensylwański	18,5	15	Fitoekstrakcja Cd, Mn, Ni, Fe, Pb, Zn;	gleby klas III i IV, ślazowiec jest odporny na suszę	Biomasa na spalenie
Miskantus	15-25	19	Fitoekstrakcja Zn, Cd, Cu	Gleby średnie lub lekkie od klasy IV, o pH 6,5	Biomasa na spalenie lub na biometan

 

Z wymienionych powyżej gatunków, wierzba jest najczęściej uprawianą rośliną energetyczną na terenie kraju. Daje duże plony oraz posiada dużą wartość energetyczną, można ją także współspalać wraz z węglem. W roku 2010 uprawy wierzby stanowiły 60% wszystkich upraw na cele energetyczne, tj. 6160 ha z 10200 ha [Szczukowski, Stolarski, 2013].

Wszystkie wymienione rośliny można wykorzystywać w procesach fitoremediacji, należy jednak dobierać gatunek do warunków siedliskowych oraz do rodzaju występujących zanieczyszczeń. I tak na glebach o płytkim poziomie zalegania wód podziemnych, zaleca się uprawiać wierzbę, z kolei na glebach słabszych i bardziej suchych, miskanta bądź ślazowca. Topinambur preferuje gleby średnie, jest też odporny na mróz. Wszystkie rośliny są w stanie z mniejszym lub większym skutkiem pobierać i akumulować w swoich tkankach kadm i cynk. Przykładowo, w doświadczeniu przeprowadzonym przez Kalembasę wykazano, że z jednego hektara upraw można wynieść z plonem następujące ilości cynku: z wierzbą 5,7 kg Zn, ze ślazowcem 0,4 kg Zn, a z miskantem 1,37 kg Zn [Kalembasa, 2006].

2.2 Pozytywne aspekty stosowania roślin energetycznych

Fitoremediacja określana jest jako "zielona" metoda oczyszczania, minimalnie zakłócająca istniejące warunki środowiskowe [Buczkowski i in., 2002; Wrzosek i in., 2008]. Może być stosowana osobno lub w połączeniu z innymi metodami. Przy stosowaniu wyłącznie fitoremediacji, gleba nie musi być transportowana, gdyż oczyszcza się ją na miejscu. Nie jest też konieczne wprowadzanie do środowiska substancji chemicznych, zaburzających właściwości fizykochemiczne gleb czy niszczące organizmy w niej żyjące. Metody fitoremediacji są tańsze niż klasyczne metody oczyszczania, a wykorzystywanie do tego celu roślin energetycznych pozwala na wykorzystywanie otrzymanej biomasy na cele grzewcze, co dodatkowo zwiększa opłacalność przedsięwzięcia [Masarovičová i in., 2009]. Istnieje zapotrzebowanie na plantacje roślin o dużym przyroście biomasy. Stanowią one alternatywne źródło energii, co pozwoliłoby zbliżyć się do wypełnienia założeń krajowych i unijnych, dotyczących zwiększenia udziału odnawialnych źródeł energii [Polityka energetyczna Polski do 2030 roku]. Pozyskiwanie energii z biomasy zmniejsza emisję CO₂, który jest pobierany przez rośliny w trakcie ich rozwoju [Masarovičová i in., 2009]. Prowadzi także do zwiększonej niezależności energetycznej i zmniejszonego importu energii.

Zanieczyszczone grunty, które obecnie są odłogowane, mogą stanowić miejsca plantacji roślin energetycznych o niewielkich wymaganiach glebowych [Wrzosek i in., 2008]. Plantacje niektórych z nich można nawozić osadami ściekowymi [Kabała i in., 2010], co pozwoli na ich zagospodarowanie oraz będzie sprzyjało procesom glebotwórczym. Niektórzy autorzy wskazują także na estetyczny aspekt upraw roślin energetycznych [Buczkowski i in., 2002]. Z pewnością są one estetyczniejsze, niż duże obszary nieużytków, lecz z drugiej strony uprawa monokultur na całej ich powierzchni wprowadzałaby do krajobrazu monotonię.

2.3 Negatywne aspekty stosowania roślin energetycznych

Oczyszczanie gleb przy pomocy roślin wiąże się niestety z długotrwałością procesu [Buczkowski in., 2002], a co za tym idzie, wyłączeniem terenu z użytkowania. Efektywność procesów fitoremediacji nie jest też wysoka, gdyż zależy od wielu czynników. Po pierwsze, rośliny pobierają metale tylko w przyswajalnych formach. Ołów, na przykład, jest nie tylko trudno przyswajalny dla roślin, ale też jest on przez nie magazynowany głównie w korzeniach, co nie prowadzi do jego usuwania ze środowiska. Po drugie, wysoki stopień zanieczyszczenia środowiska obniża plon. Może być to rozwiązywane przez nawożenie plantacji nawozami mineralnymi bogatymi w azot i fosfor, co jednak zwiększa koszty. Kolejnym czynnikiem obniżającym efektywność fitoremediacji jest występowanie polimetalicznych zanieczyszczeń. Z reguły rośliny są w stanie oczyszczać środowisko skażone jednym metalem, przy większej ich liczbie rośliny reagują gwałtownym spadkiem produkcji biomasy [Kucharski, 1999]. Jest to znacząca wada w oczyszczaniu gleb za pomocą roślin energetycznych, gdzie ważny jest zarówno aspekt oczyszczania gleby, jak i produkcji dużej ilości biomasy. Efektywność procesu może być wspomagana substancjami, takimi jak EDTA, które co prawda przyspieszają tempo oczyszczania, lecz stanowią potencjalne niebezpieczeństwo dla środowiska, więc ich stosowanie wymaga stałego nadzoru. [Buczkowski i in., 2002], nie należy też wprowadzać EDTA na tereny o płytkim zaleganiu wód podziemnych [Kabała i in., 2010]. Zagrożenie stanowi także rozwiewanie skażonych liści drzew na plantacjach wieloletnich [Karczewska, 2003], co powoduje rozprzestrzenianie się zanieczyszczeń.

Produktem powstającym w opisywanej metodzie jest zanieczyszczony metalami materiał, który następnie trzeba odpowiednio przetworzyć, aby skażenie nie rozprzestrzeniało się dalej [Masarovičová i in., 2009]. Oczywiście może być on wykorzystywany do celów grzewczych, lecz istnieją pewne ograniczenia, np. zaleca się skażoną biomasę poddawać gazyfikacji, a nie spalaniu. Przy produkcji energii z roślin energetycznych, należy wziąć pod uwagę niestabilność rynku biomasy rolnej, charakteryzujący się sezonowością popytu i podaży [Grzybek w: Studia i raporty IUNG-PIB, 2008]. Ryzyko braku zysku może zniechęcać rolników do zakładania i prowadzenia upraw.

Ciągle trwają prace nad materiałem genetycznym roślin energetycznych, mające na celu uzyskanie bardziej odpornych odmian. Z tym wiąże się ryzyko nadmiernego rozprzestrzeniania się gatunków modyfikowanych [Masarovičová i in., 2009], zwłaszcza gatunków obcych.

2.4 Perspektywa wykorzystania roślin energetycznych w fitoremediacji

Powierzchnia gruntów zdewastowanych i zdegradowanych wymagająca rekultywacji i zagospodarowania wynosiła na rok 2013 około 64 tys. hektarów, z czego zrekultywowano jedynie 1,9 tys. ha, natomiast powierzchnia gruntów ugorowanych wyniosła 450 tys. ha [Rocznik Statystyczny Rolnictwa 2014]. Jednak aby określić faktyczną powierzchnię terenu pod uprawę roślin na cele energetyczne, należy wziąć także pod uwagę warunki klimatyczne i siedliskowe, a także kwestię zapotrzebowania na takie uprawy. Pudełko i Faber oszacowali powierzchnię gruntów realnie możliwą do wykorzystania pod produkcję wierzby, miskanta i ślazowca na 0,34 mln ha, z których można by pozyskać 3,66 mln ton s.m. biomasy [Pudełko, Faber w: Bocian i in., 2010]. Wzięli oni pod uwagę tereny, które mogą być użytkowane rolniczo, położone w pobliżu największych elektrociepłowni, odpowiednie do uprawy poszczególnych gatunków (o odpowiednich kompleksach glebowych, optymalnej średniej sumie opadów itp.). Taka ilość biomasy mogłaby zaspokoić około jednej trzeciej zapotrzebowania dwudziestu największych elektrociepłowni systemowych na biomasę. Daje to możliwość wykorzystania potencjału rolniczego dużych ilości obszarów.

Uprawa omawianych w niniejszej pracy roślin pomogłaby także przybliżyć się do celów określonych w dokumencie Polityka Energetyczna Polski do 2030 roku, mówiących o udziale odnawialnych źródeł energii w całkowitym jej zużyciu.

Jednak kwestia wykorzystania właściwości fitoremediacyjnych roślin uprawianych na cele energetyczne do efektywnego oczyszczania terenów zanieczyszczonych jest wątpliwa. Po pierwsze, metoda fitoremediacji jest czasochłonna - doprowadzenie gleby do poziomu spełniającego standardy jakości zanieczyszczeń zajmuje dziesiątki, jeśli nie setki lat, zwłaszcza jeśli teren jest skażony różnymi typami substancji lub różnymi metalami ciężkimi [Kucharski, 1999; Karczewska, Pańczuk, 2004; Kalembasa i in., 2014]. Po drugie, konieczne byłoby wyłączenie danego terenu z użytkowania i prowadzenie na nim wieloletniej monokultury, co oczywiście nie jest sytuacją pożądaną. Biorąc pod uwagę zarówno pozytywne, jak i negatywne aspekty fitoremediacji z wykorzystaniem roślin energetycznych, można stwierdzić, że owszem, jest to technologia przyjazna środowisku i stosunkowo mało kosztowna, jednak w kwestii oczyszczania środowiska jej przydatność jest ograniczona. Ewentualnie mogłaby ona znaleźć zastosowanie w oczyszczaniu terenów o niewielkich przekroczeniach standardów zanieczyszczeń, lecz o dużej powierzchni, gdzie oczyszczanie tradycyjnymi metodami byłoby zbyt kosztowne. Bardziej rozsądne wydaje się wykorzystywanie fitostabilizacyjnych właściwości roślin o dużym przyroście biomasy, a więc ich uprawa w celu zatrzymania zanieczyszczeń w glebie w formach niepodatnych na wymywanie oraz w celu zapobiegania procesom erozji wodnej czy wietrznej. Wierzba, miskant, topinambur czy ślazowiec tolerują wysokie stężenia metali ciężkich, mogą być więc wprowadzane na tereny zanieczyszczone, które należy przed erozją chronić.

3. Część projektowa - plantacja wierzby krzewiastej

Część projektową niniejszej pracy inżynierskiej stanowi projekt plantacji wierzby krzewiastej. 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.

3.1. 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 płaską powierzchnię. Na większości obszaru plantacji występowała mada próchniczna bardzo ciężka, całkowita, wytworzona z iłu pylastego [Systematyki Gleb Polski 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 2. 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 mm	9,0	55,0
		0,1-0,02 mm	32,0	13,0
		<0,02 mm	59,0	32,0
		<0,002 mm	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

3.2. 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. Szerokość międzyrzędzi wynosiła naprzemiennie 0,75 m i 0,90 m, a odległość między roślinami w rzędzie wynosiła 0,50 m.

3.3. 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.

3.4. 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.

3.5. 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.

3.6. Kosztorys

Założenie jednohektarowej plantacji wierzby dla gęstości sadzenia 24000 szt.·ha^-1 wynosi 5820,2 zł. Wypłaty dla pracowników wyliczono uwzględniając aktualne wynagrodzenie dla osób pracujących w rolnictwie [Biuletyn Statystyczny 2014]. Podatek rolny obliczono dla roku 2014 [Ustawa 1984 r.; Komunikatu Prezesa Głównego Urzędu Statystycznego 18.10.2013 r.]. Zużycie środków trwałych, agrochemikaliów i surowców roślinnych określono na podstawie rozprawy habilitacyjnej prof. Stolarskiego.

Tabela 3. Rozkład kosztów założenia plantacji

Wyszczególnienie	Udział procentowy [%]	Koszty bezpośrednie [zł]
Praca ludzi	17,8	1035,6
Zużycie środków trwałych (ciągniki, maszyny)	13,3	762,7
Zużycie agrochemikaliów	3,6	212,3
Zużycie surowców roślinnych	62,3	3636,4
Podatek rolny	2,9	173,2
RAZEM	100,0	5820,2

Koszty bezpośrednie produkcji zrębków dla gęstości sadzenia 24000 szt.·ha^-1 przy zbiorze co 3 lata określono na 6683,4 zł, co wyniosło rocznie 2227,8 zł.

Tabela 4. Rozkład kosztów użytkowania plantacji

Wyszczególnienie	Udział procentowy [%]	Koszty bezpośrednie [zł]
Praca ludzi	13,3	887,1
Zużycie środków trwałych (ciągniki, maszyny)	47,0	3139,5
Zużycie agrochemikaliów	28,4	1897,6
Zużycie surowców roślinnych	3,6	239,6
Podatek rolny	7,8	519,6
RAZEM	100,0	6683,4
Na rok	100,0	2227,8

W tabeli 5 zestawiono koszty oraz przychody z plantacji.

Tabela 5. Zestawienie kosztów oraz przychodów

Czynnik	Wartość w zł
Koszty bezpośrednie produkcji zrębków loco plantacja	6683,4
Koszty transportu	3567,3
Koszty produkcji loco zakład konwersji	10250,7
Wartość plonu, zbiór co 3 lata	15554,4
Nadwyżka bezpośrednia loco plantacja	8871,0
Nadwyżka bezpośrednia loco zakład konwersji	5303,7
Wartość plonu na rok	5184,8
Nadwyżka bezpośrednia loco plantacja na rok	2957,0
Nadwyżka bezpośrednia loco zakład konwersji na rok	1767,9

3.7. Możliwy pobór zanieczyszczeń

Przyjęto, że wartości metali ciężkich odpowiadają wartościom naturalnym i jednocześnie nie przekraczają wartości dopuszczalnych dla gleb klasy B wg standardów jakości gleb [Rozporządzenie Ministra Środowiska z dn. 9.09.2002 w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi], tj. takich, jakie należy osiągnąć w procesie oczyszczania gleb. Możliwy pobór zanieczyszczeń określono na podstawie wyników zebranych przez Kabałę [Kabała i in., 2010].

Tabela 6. Możliwy pobór zanieczyszczeń (na podst. Kabały i in., 2010)

Pierwiastek	Stężenie metalu w biomasie [mg·kg^-1]	Roczne pobranie [g·ha^1]	Ubytek w glebie w ciągu 10 lat [mg·kg^-1]
Miedź	10	180	0,69
Kadm	0,6	10,8	0,04
Cynk	150	2700	10,4

4. Wnioski

Uprawa roślin na cele energetyczne może przynieść następujące korzyści: zwiększenie udziału odnawialnych źródeł energii w całkowitym jej zużyciu, zagospodarowanie nieużytków oraz terenów nienadających się pod uprawy roślin z przeznaczeniem żywieniowym, zagospodarowanie osadów ściekowych, którymi można owe rośliny nawozić, a także, w pewnym stopniu, może przyczynić się do oczyszczania gleb z zanieczyszczeń, dzięki mechanizmowi fitoekstrakcji i fitostabilizacji. Z pewnością rośliny te są dobrym źródłem biomasy, jako że dają wysokie plony i wykazują się niewielkimi wymaganiami siedliskowymi. Jednak do kwestii wykorzystywania ich do celów oczyszczania gleby należy podchodzić z rezerwą. Mimo, że wielu autorów wskazuje na bardzo dobre wyniki poboru metali ciężkich przez rośliny, takie jak wierzba
w doświadczeniach wazonowych, to należy mieć na uwadze fakt, iż w warunkach polowych rezultaty będą niższe.

W związku z nałożonym na Polskę obowiązkiem zwiększenia udziału OZE w sektorze energetycznym, istnieje konieczność zwiększenia powierzchni upraw roślin o dużej produkcji biomasy. Nasz kraj dysponuje dużą powierzchnią terenów potencjalnie przydatnych pod ich uprawę, a duża część z nich znajduje się w pobliżu elektrociepłowni i zakładów przemysłowych, co wskazuje na podwyższone zawartości metali ciężkich w glebie na tych obszarach. Wydaje się więc wskazane, aby rośliny energetyczne, które posiadają zdolności fitoremediacyjne, uprawiać właśnie na takich terenach. Fitoekstrakcję za pomocą roślin energetycznych można stosować do oczyszczania rozległych terenów, na których zanieczyszczenia występują w średnich stężeniach, a w miejscach, gdzie usunięcie zanieczyszczeń nie jest kwestią pilną, można wykorzystywać ich zdolności do fitostabilizacji, równocześnie chroniąc glebę przez procesami erozji.

Konieczne jest utworzenie sieci przedsiębiorstw związanych z remediacją gleb, zalecane są też dalsze badania prowadzące do uzyskania gatunków o większych zdolnościach poboru zanieczyszczeń i bardziej przystosowanych do klimatu Polski.

LITERATURA

Książki

1. Bocian P., Golec T., Rakowski J.: Nowoczesne technologie pozyskiwania i energetycznego wykorzystania biomasy, Instytut Energetyki, 2010

2. Buczkowski R., Kondzielski I., Szymański T.: Metody remediacji gleb zanieczyszczonych metalami. Wydawnictwo Uniwersytetu Mikołaja Kopernika, Toruń, 2002

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

4. Karczewska A.: Ochrona gleb i rekultywacja terenów zdegradowanych. Wydawnictwo UP, Wrocław, 2012

5. Kościk Bogdan.: Rośliny energetyczne. Wydawnictwo Akademii Rolniczej, Lublin, 2003

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

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

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

Artykuły

9. Antonkiewicz J., Jasiewicz C.: The use of plant accumulating heavy metals for detoxication of chemically polluted soils. EJPAU, Environmental Development, 5, 1, 2002

10. Antonkiewicz J., Jasiewicz C.: 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

11. Antonkiewicz J., Jasiewicz C.: Następczy wpływ chemicznego zanieczyszczenia gleby na zawartość metali ciężkich w ślazowcu pensylwańskim. Obieg pierwiastków w przyrodzie. IOŚ, Monografia, 3: 290-297, 2005

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

13. 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

14. Ebbs S., Bushey J., Poston S., Kosma D., Samiotakis M., Dzombak D. 2003. Transport and metabolism of free cyanide and iron cyanide complex by willow. Plant, Cell and Environment. 26: 1467-1478.

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

16. Jasiewicz C., Antonkiewicz J.: 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

17. Jensen J. K., Holm P., Nejrup J., Larsen M. B., Borggaard O. K.: The potential of willow for remediation of heavy metal polluted calcareous urban soils. Environmental Pollution 157 (2009) 931-937

18. Kabała C., Karczewska A., Kozak M.: Przydatność roślin energetycznych do rekultywacji i zagospodarowania gleb zdegradowanych. Zeszyty Naukowe Uniwersytetu Przyrodniczego we Wrocławiu, Rolnictwo XCVI, nr 576, 2010

19. Kabata-Pendias A. i in.: Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG, Puławy, 1993

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

21. Kalembasa S., Kuziemska B., Kalembasa D., Popek M.: Wpływ wapnowania i dodatku materiałów organicznych na plonowanie oraz zawartość azotu, fosforu i siarki w biomasie kupkówki pospolitej (Dactylis glomerata L.), uprawianej w warunkach zróżnicowanej zawartości niklu w glebie. Acta Agrophysica, 2014, 21(1), 35-50

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

23. Karczewska A., Pańczuk D.: Wstępna ocena możliwości zastosowania fitoekstrakcji do rekultywacji gleb stref ochronnych hut miedzi. Zeszyty problemowe postępów nauk rolniczych 2004 z. 502: 839-846

24. Klimont K., Bulińska-Radomska Z.: Możliwość wykorzystania ślazowca pensylwańskiego (Sida hermaphrodita Rusby) do rekultywacji terenów po otworowej eksploatacji siarki. Problemy Inżynierii Rolniczej, R. 21 (1) 125--132, 2013

25. Máthé-Gáspár G., Anton A., 2005. Study of phytoremediation by use of willow and rape. Acta Biologica Szegediensis, 49, 1-2: 73-74.

26. Marecik R., Króliczak P., Cyplik P.: Fitoremediacja- alternatywa dla tradycyjnych metod oczyszczania środowiska. Biotechnologia 3 (74) 88-97, 2006

27. Masarovičová E., Kráľová K., Peško M.: Energetic Plants - Cost And Benefit. Ecological Chemistry And Engineering. S., Vol. 16, No 3, 2009

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

29. Ociepa A., Lach J., Gałczyński Ł.: Korzyści i ograniczenia wynikające z zagospodarowania gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi pod uprawy roślin przemysłowo- energetycznych. Proceedings of ECOpole, Vol. 2, No. 1, 2008

30. Sarma H.: Metal hyperaccumulation in plants: a review focusing on phytoremediation technology. Journal of Environmental Science and Technology, 02/2011

31. Systematyka gleb Polski. 1989. Roczn. glebozn. 40(3/4): 1-150

32. Szczukowski S., Stolarski M., Plantacje drzew i krzewów szybko rosnących jako alternatywa biomasy z lasu - stan obecny, szanse i zagrożenia rozwoju. Biomasa leśna na cele energetyczne, Instytut Badawczy Leśnictwa, Sękocin Stary, 2013

33. Urbaniak M., Wyrwicka A., Kiedrzyńska E., Staniak S., Gałązka A., Tołoczko W., Siebielec W.: Problematyka przyrodniczego wykorzystania komunalnych osadów ściekowych. Acta Innovations, ISSN 2300-5599, nr 12, 2014

34. Vandenhove H., Goor F., Timofeyev S., Grebenkov A., Thiry Y. Short rotation coppice as altrnative land use for Chernobyl-contaminated areas of Belarus. International Journal of Phytoremediation. 6/2: 139-156.], 2004

35. Wrzosek J., Gawroński S., Gworek B.: Zastosowanie roślin energetycznych w technologii fitoremediacji. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych nr 37, Warszawa, 2008

Akty prawne

36. Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. Prawo ochrony środowiska. [Dz.U. 2001 nr 62 poz. 627]

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

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

39. 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

40. Strategia rozwoju energetyki odnawialnej, Warszawa, 2000

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

Strony www:

42. Biuletyn Statystyczny 2014, GUS [dostęp: 11/10/2014]

---