KIELECKIE TOWARZYSTWO NAUKOWE KATEDRA OCHRONY I KSZTAŁTOWANIA ŚRODOWISKA UNIWERSYTETU HUMANISTYCZNO-PRZYRODNICZEGO JANA KOCHANOWSKIEGO W KIELCACH

Transkrypt

1 KIELECKIE TOWARZYSTWO NAUKOWE KATEDRA OCHRONY I KSZTAŁTOWANIA ŚRODOWISKA UNIWERSYTETU HUMANISTYCZNO-PRZYRODNICZEGO JANA KOCHANOWSKIEGO W KIELCACH KIELCE SCIENTIFIC SOCIETY DEPARTMENT of ENVIRONMENT PROTECTION and MODELLING of the Jan Kochanowski University of Humanities and Sciences Monitoring Środowiska Przyrodniczego Monitoring of Natural Environment Redakcja Marek Jóźwiak Edited by Marek Jóźwiak Vol. 11 Kielce, grudzień 2010

2 Rada Redakcyjna, Editorial Committee: Arvids Barsevskis, Daugavpils (LV) Ben Dzięgielewski, Carbondale (USA) Wiesław Fałtynowicz, Wrocław (PL) Marek Jóźwiak, Kielce (PL) Andrzej Kostrzewski, Poznań (PL) (Przewodniczący, Editor-in-Chief ) Alojzy Kowalkowski, Słupsk (PL) Krzysztof Kożuchowski (PL) Danuta Leszczyńska, Jackson (USA) Carsten Lorz, Dresden (D) Evgeny M. Nesterov, Sankt Petersburg (RUS) Katarzyna Sawicka-Kapusta, Kraków (PL) Dmitrij A. Subietto, Sankt Petersburg (RUS) Maria Żygadło, Kielce (PL) Recenzenci, Reviewers: Tadeusz Ciupa, Kielce Marek Jóźwiak, Kielce Małgorzata A. Jóźwiak, Kielce Andrzej Kostrzewski, Poznań Krzysztof Kożuchowski, Łódź Stanisław Małek, Kraków Katarzyna Sawicka-Kapusta, Kraków Redaktor zeszytu, Editor: MAREK JÓŹWIAK Sekretarz redakcji, Secretary: Rafał Kozłowski Zdjęcie na okładce, Photo on the cover: MAREK JÓŹWIAK Sosna (Pinus Pallasiana) na zboczu góry Aj-Petri (Krym, Ukraina) Pine (Pinus Pallasiana) on the side of a mountain Aj-Petri (Crimea, Ukraine) Tłumaczenie tekstów angielskich, Explaining English texts: Magdalena Ożarska Publikacja wydana ze środków, Publication published of agents: Wojewódzkiego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej w Kielcach PT Łysogóry w Kielcach MLU Katowice ISBN ISSN Copyright by KIELECKIE TOWARZYSTWO NAUKOWE, KIELCE SCIENTIFIC SOCIETY Nakład 550 egz. Circulation of 550 copy Adres redakcji, Editorial office address: Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska UJK, ul. Świętokrzyska 15, Kielce, tel , fax , marjo@ujk.edu.pl

3 SPIS TREŚCI Przedmowa... 5 KONCEPCJE Marek Jóźwiak Erozja gleby w agroekosystemie i możliwości jej monitoringu... 9 METODY Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak, Mirosław Szwed Metody transplantacji porostów stosowane w biomonitoringu powietrza atmosferycznego Rafał Kozłowski, Małgorzata Anna Jóźwiak, Emilia Borowska Porównanie wybranych metod do obliczania wysokości opadu spływającego po pniach drzew WYNIKI Paweł Dudzik, Katarzyna Sawicka-Kapusta, Renata Tybik, Konrad Pacwa Ocena stopnia zanieczyszczenia środowiska Wolińskiego Parku Narodowego metalami, dwutlenkiem siarki i azotem Marek Jóźwiak, Krzysztof Jarzyna, Rafał Kozłowski, Mirosław Szwed Przebieg, przyczyny i skutki środowiskowe ekstremalnego zdarzenia pogodowego w Górach Świętokrzyskich w 2006 roku Maria A. Ibraeva, Azimbay Otarov, Bogusław Wiłkomirski, Małgorzata Suska-Malawska Poziom humusu w glebach nawadnianych masywów południowego Kazachstanu charakterystyka statystyczna Katarzyna Sawicka-Kapusta, Marta Zakrzewska, Gabriela Bydłoń, Joanna Hajduk Ocena zanieczyszczenia powietrza Stacji Bazowych ZMŚP metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki w latach z wykorzystaniem porostu Hypogymnia physodes Jacek Tylkowski, Mariusz Samołyk Monitoring fizykochemicznych właściwości pokrywy śnieżnej wyspy Wolin Łukasz Wiejaczka Zmiany w relacjach pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie wywołane funkcjonowaniem zbiornika retencyjnego Klimkówka EDUKACJA Ilona Żeber-Dzikowska Ekoedukacja młodzieży gimnazjalnej i ponadgimnazjalnej w Polsce ILUSTRACJE... 97

4 CONTENTS Preface... 5 CONCEPTIONS Marek Jóźwiak Soil erosion in the agroecosystems and possibilities of monitoring... 9 METHODS Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak, Mirosław Szwed Methods of the transplant of lichens applied in atmospheric air biomonitoring Rafał Kozłowski, Małgorzata Anna Jóźwiak, Emilia Borowska Comparison of selected methods for calculation of stemflow volume RESULTS Paweł Dudzik, Katarzyna Sawicka-Kapusta, Renata Tybik, Konrad Pacwa Assessment of environmental pollution by metals, sulphure dioxide and nitrogen in Wolinski National Park Marek Jóźwiak, Krzysztof Jarzyna, Rafał Kozłowski, Mirosław Szwed The course, reasons and environmental effects of a 2006 extreme weather phenomenon in the Świętokrzyskie (Holy Cross) Mts Maria A. Ibraeva, Azimbay Otarov, Bogusław Wiłkomirski, Małgorzata Suska-Malawska Humus level in soils of Southern Kazakhstan irrigated massifs and their statistical characteristics Katarzyna Sawicka-Kapusta, Marta Zakrzewska, Gabriela Bydłoń, Joanna Hajduk Estimation of air pollution in the base stations of the integrated nature monitoring system by heavy metals and sulphur dioxide in using lichen Hypogymnia physodes Jacek Tylkowski, Mariusz Samołyk Monitoring of physicochemical properities of the Wolin Island snow cover Łukasz Wiejaczka Changes in the relations between conductivity and water temperature in the Ropa river caused by the functioning of the Klimkówka reservoir EDUCATION Ilona Żeber-Dzikowska The eco-education of the youth in gymnasiums and high schools in Poland ILLUSTRATIONS... 97

5 Szanowni Czytelnicy, z przyjemnością informujemy, że w dniu 25 czerwca 2010 r. Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego w ujednoliconym wykazie czasopism punktowanych pod poz. 838 umieściło nasze czasopismo Monitoring Środowiska Przyrodniczego, przyznając mu 6 pkt. Traktujemy to jako zobowiązanie do dalszych starań o wysoki poziom naukowy czasopisma PRZEDMOWA Oddajemy w ręce czytelników kolejny, 11 numer zeszytu Monitoring Środowiska Przyrodniczego. Tradycyjnie obejmuje on cztery działy: Koncepcje, Metody, Wyniki, Edukacja. W dziale Koncepcje znajdziecie Państwo jeden artykuł, dotyczący erozji gleb i konieczności wprowadzenia monitoringu tego zjawiska. W dziale Metody znalazł się przekrojowy artykuł omawiający metody transplantacji porostów jako biowskaźników. Omówiono w nim większość metod transplantacji porostów, jakie do tej pory zastosowano na świecie. Przedstawiono także metody zastosowane w Polsce przez autorów. Drugi artykuł metodyczny dotyczy analizy metod obliczania ilości opadu atmosferycznego docierającego do gleby w wyniku spływu po pniach drzew. Autorzy, wykorzystując trzy metody, porównywali ilość wody spływającej po pniach jodeł. Wynikowa część zeszytu zawiera sześć artykułów. Dotyczą one: oceny stopnia zanieczyszczenia powietrza w Wolińskim Parku Narodowym metalami ciężkimi, siarką i azotem przy wykorzystaniu plech porostu epifitycznego Hypogymnia physodes (L.) Nyl., przebiegu pogody w lipcu 2006 roku, który charakteryzował się ekstremalnymi warunkami termiczno-opadowymi, wyjątkowymi w skali wielolecia, oraz skutków środowiskowych tego ekstremalnego zdarzenia pogodowego, oceny poziomu substancji humusowych w glebach Masywu Akdalińskiego i Masywu Chilińskiego, położonych w południowym Kazachstanie, oceny zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki na terenie Stacji Bazowych Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego, monitoringu fizykochemicznych właściwości pokrywy śnieżnej wyspy Wolin oraz zmian w relacjach między konduktywnością a temperaturą wody w Ropie wywołane funkcjonowaniem zbiornika retencyjnego Klimkówka. W dziale Edukacja zamieszczono artykuł dotyczący badań świadomości ekologicznej młodzieży gimnazjalnej i ponadgimnazjalnej w Polsce. Z nadzieją, że opublikowane w zeszycie nr 11 artykuły naukowe znajdą zainteresowanie u czytelników serdecznie dziękuję Radzie Redakcyjnej i Recenzentom za dokładanie starań o wysoki poziom naukowy czasopisma, a Autorom za interesujące wyniki badań. Kielce, grudzień 2010 Marek Jóźwiak 5

6 Dear Readers, We would like to inform that on the 25th June 2010 Ministry of Science and Higher Education placed our periodical Natural Environment Monitoring in unified register of scored periodicals at number 838 awarding 6 points. For us it is a commitment to further efforts to achieve higher standards. PREFACE We would like to give our readers the subsequent number of Natural Environment Monitoring. It contains four sections: Conception, Methods, Results and Education. In section Conception one may find an article on soil erosion and the need for introduction of monitoring of this phenomenon. In Methods there is a cross-sectional article describing transplantation methods of lichens as bioindicators. Most transplantation methods of lichens used in the world are described in this section as well as methods used by the authors in Poland. The second methodological article concerns the analysis of calculating method of rain which reaches the soil as a result of its flow down the tree trunks. Using three methods the authors compared the amount of water flowing down the fir trunks. Result section includes six articles. Assessment of environmental pollution by metals, sulphur dioxide and nitrogen in Woliński National Park using epiphytic lichen Hypogymnia Physodes is presented. The course, reasons and environmental effects of a 2006 extreme weather phenomenon which was characteristic of extreme thermo and rain conditions unique in many years and environmental results of this weather phenomenon, estimation of humus level in soils of Akdalinsky Massifs and Shilinsky Massif located in Southern Kazahstan, estimation of air pollution with heavy metals and sulphur dioxide in the base station of Integrated Monitoring System, monitoring of physicochemical properties of Wolin Island snow cover, and changes in the relation between conductivity and water temperature in the Ropa River caused by functioning of the Klimkówka Reservoir are presented. In Education section there is an article on ecologic awareness research among teenagers from junior high schools and secondary school students in Poland. Hopefully, our readers will find the articles Publisher in the 11th issue of Natural Environment Monitoring interesting, thank you very much all Editorial Committee members and Reviewers for their efforts and also Authors for presenting valuable papers. Kielce, December 2010 Marek Jóźwiak 6

7 Koncepcje Conceptions

8

9 SOIL EROSION IN THE AGROECOSYSTEM AND POSSIBILITIES OF MONITORING Marek Jóźwiak Jóźwiak M., 2010: Soil erosion in the agroecosystem and possibilities of monitoring (Erozja gleby w agroekosystemie i możliwości jej monitoringu) Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s. 9-12, Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Abstract: The shape of conditions for the development of soil erosion processes in agricultural ecosystems depends on natural and anthropogenic factors. Soil cover, relief and climate play essential role in soil susceptibility to washing out. As a process of washing out or drifting the covering soil layer, erosion changes the soil environment to great extent. Erosion occurrence is not only a reason for changing the relief and soil degradation but also force strengthening food components migration. Despite the fact that Polish moderate climate limits the erosion occurrence, the diversified mountain. piedmont, upland and lake district relief as well as the high degree of soil susceptibility to washing out and blowing away cause that 27,6% of arable land is endangered by soil drifting, 28,5% by water sheet erosion and 17,5% by ravine erosion (GUS, 2009). The eroded regions are very complex farming areas. They are characterized by the loss of natural balance leading to negative and most frequently permanent changes of ecological conditions. The conditions of plant growth and development become worse as a result of degradation caused by erosion, relief deformation, and water relation disturbance and washing out the components thus giving the reflection on the decrease in crops. These multi-directions of dangers resulting from erosion occurrence make it necessary to initiate activities in order to organize the erosion monitoring system. Key words: agricultural ecosystems, threat, soil erosion, degradation. Słowa klucze: rolniczy ecosystem, zagrożenie, erozja gleb, degradacja. Marek Jóźwiak,, Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska UJK Kielce, tel , fax , marjo@ujk.edu.pl 1. Introduction Erosion of the Earth surface is natural process in antropogenically non-transformed ecosystem. It is one of the essential nature factors forming the crust of the Earth. In Poland natural erosion appears solely in upper parts of the mountains where the cultivation of the steep rock walls is impossible to be conducted. With the increase of human industrial activity, erosion becomes more and more degradation factor. Therefore, even at the present moment, approximately the half of arable land in the world is more or less liable to soil erosion. Every day approximately 3200 ha of lands are devastated, however, generally the size of devastation is estimated to be 2 milliard ha of arable land which is 15% of the continent area (Achasov et al., 2000). 200 years ago the colonist, mainly the English, started ploughing the prairie of North America and cultivating wheat in monoculture, which caused the water and air erosion processes resulting in complete devastation of 20 mln ha of soil according to Bennet (1955). Cultivation became unprofitable on further 60 mln ha and approximately 300 mln ha were partially devastated. In South America deserts of erosion covered 300 thousand 9

10 km 2 in 1939, but 24 years later thousand km 2 are endangered by erosion and the soil loss amounts to 6 miliard tons annually on the area of 800 thousand km 2. Erosion occurrence is visibly marked on the cultivated area. Ploghlands are system mostly transformed by man. Nature in original form ceased to exist on vast areas. Naturally balanced biocoenoses were replaced with poor agricultural coenoses in which food chains consisted of fewer links. None of human activities exerts such complex influence on biocoenosis as agriculture. Therefore, unforeseeable changes which are unwanted due to their destructive changes are parallel to consciously stimulated and controlled transformation of the former. It is very important to choose a firm cultivation system for the given place which should be executed from ecological point of view and cannot lead to degradation of ecosystems due to such process as soil erosion (Chaplot et al., 2002). 2. Entire Natural and Industrial Conditions of Development of Soil Erosion Processes in Agricultural Ecosystems The shape of conditions for the development of soil erosion processes in agricultural ecosystems depends on natural and anthropogenic factors. Soil cover, relief and climate play essential role in soil susceptibility to washing out. According to many researchers (Bonilla et al., 2007; Fiener, 2007; Jóźwiak, 1999) dust soil formed from loessial and loessial like silt belongs to soil mostly susceptible to erosion. This susceptibility is determined by huge amount of dust fraction (particle diameter 0,1 0,01) and relatively small abundance in colloid. The second group consists of limestone silt. It is conditioned by quantitative relation of soil fraction to framing and the type of parent rock. Limestone soil is formed from lime stone such as chalk and marl which are less erosion resistant than limestone soil formed from cohesive soil. The researchers (Józefaciuk, Józefaciuk, 2001; Smolska, 2002) claim that limestone degradation due to its very small capacity of self-regeneration is even higher in comparison with loessial soil. The third group of soil consists of sandy soil. Sandy soil susceptibility to erosion is conditioned by mechanical composition. Loose and integral sand as well as soil with lighter mechanical composition belong to strongly susceptible soil but different argillaceous sand to medium-susceptible soil. Relief is the second natural factor which has an influence on the development and intensity of erosion processes. It is generally assumed that erosion intensity depends on drop and length of a slope (Smolska, 2008). With agricultural use the admissible border of the slope amounts to 20% of arable land and 30% of grassland. The essential factor is the character of relief. The more wavy and cut with valleys the surface of arable land is the faster water run-off is. It is necessary to focus the attention on the soil slope position because at the same slope the process of washing out and silting up may occur (Yun et al., 2002). The erosion occurrence is determined by meteorological factors such as quantity, decomposition and rainfall intensity as well as the terms of occurrence. Additionally, the depth of strata and melting of snow cover are of great importance. Rainfalls directly contribute to the occurrence of erosion. There is a close relationship between the annual volume of rainfalls and the increase of water erosion process. Rainfalls in early spring and late autumn are the most dangerous because the soil is not covered with plants. Rainfalls with great intensity during the plant vegetation period may cause destruction in crops, however, outside the arable land erosion is small. In the piedmont regions 90% of annual erosion damages are caused by snow melting. In the mountain regions its participation is considerably smaller (Gil, 1976; Chaplot, 2002). Man exerts the strongest influence on erosion occurrence. The way soil is cultivated determines whether the soil will be protected or not. Data presented by Bennett (1995) are the most convincing examples of the user s influence on soil erosion. H states that in Continental climate the soil depth of stratum 18 cm at the slope 10% is washed out depending on the manner of using: under the primeval forest within, years under stable sod, years under the agriculture (with crop rotation), 110 years under black farrow. 18 years It is not difficult to notice that vegetation has smaller protective value in comparison with other forests1 and meadows forms. This is confirmed by the research carried out by Gil (1976) who established the equivalent factor of soil denundation at the forests (0,00003 mm*year -1 ), pastures (0,0012 mm*year -1 ), meadows (0,0028 mm*year -1 ), cereals (0,0043 mm*year -1 ) and root crop (2,97 mm*year -1 ). Other anthropogenic factors which influence the erosion occurrence comprise the along slope scheme of plots, agricultural techniques, crop mechanization transportation, roads system and inadequate rating. 10

11 3. Side Effects of Erosion Occurrence As a process of washing out or drifting the covering soil layer, erosion changes the soil environment to great extent. In arable land located on slopes, soil forming process is considerably shallow in relation to soil situated under the forests (Koćmit, 1992). The main reason is the radical change of sloping process denundation is prevailing and its force is directed along the slope surface in compliance with the drop. As a result of this process. the transport of soil particles takes place along the slope and its morphology is formed as well. Moreover, considerable typological and species changes occur. A. Józefaciuk and C. Józefaciuk (2001) states that the prevailing black earth located near Opatówka in Wyżyna Sandomierska amounts to 10% of the total soil and has strongly degradated profile in comparison with proper black earth. Many authors draw attention to soil diversification within the slope. As a result of profile reduction on the slope, there appears a great number of soil types and subtypes with a considerable share of soil susceptible to washing out. However, at the base and in the valleys there occur silted in soil with mechanically transformed level of accumulation. The change in soil morphology exerts considerable influence on such physical qualities as porosity, water capacity, water percolating rate. Within the slope, it is possible to find a great diversification of soil humidity. It is noticeable mainly on large ploughland covering the area of different configuration upper layer slope of different exposition, drop and valleys. Humidity diversification at the particular element of relief delays the dates of agricultural and technical activities as well as their quality because soil at the base and in valleys get dry considerably late. It makes soil cultivation more difficult and lowers the production results. The surface processes of permanently enormous intensity may lead to considerable drying up and overmoistening of soil. Erosion occurrence is not only a reason for changing the relief and soil degradation but also force strengthening food components migration. It is assumed that the average flow of dissolved and floating food compounds calculated to manure amounts to 60 thousand tons 18% superphosphorate, 150 thousand tons 20% potassium salt, 70 thousand tons 20% nitro-chalk, 80 thousand tons 60% burnt lime (Jóźwiak, 1999; Favis-Mortlock, 2001; Williams et al., 2002). This main reason is phosphorus quick transformation into insoluble forms. The loss of lime is conditioned by the compound content in soil substrate and soil liming. Generally speaking, erosion causes the component losses in agricultural ecosystems. The size of those losses is determined by the type of soil, topography, climate and the used fertilizers. Apart from the Jack of their use by plants washed out compounds contribute to eutrophication of natural waters, which frequently is unwanted source of changing the whole landscape. Morphological and physical-chemical changes of soil caused by erosion have also their reflections in the lay-out and number of microorganisms. The research carried out by Nowak et al. (1992) shows that on the eroded area the decrease of biomass quantity and the number of microorganisms are notice-able. Estimated at particular localization, the average of living organisms biomass at the level of 0 30 cm shows that the highest values are noticeable in the following order: at the slope base, upper parts, the silted up slope and the washed out slope. Therefore, the worst conditions for the growth and development of plants appear at the slopes where erosion is mostly intensified. It is also worth mentioning that microorganisms (bacteria and actinomycetes) comprise the most important group of soil organisms. Their function is difficult not to be estimated. They decompose simple carbohydrates, cellulose, and cause protein mineralization, autrophic bacteria oxidize ammonia to nitrites and later nitrogen compounds to nitrites and fix the nitrogen from air. They directly influence the increase in soil utilization value. In this way, crops achieved from the area in which erosion occurs best illustrate the influence of erosion on the functioning of agricultural ecosystems. Crops illustrate and integrate the influence of all the factors having an effect on the plant organisms during its growth and development. 4. Final Remarks Despite the fact that Polish moderate climate limits the erosion occurrence, the diversified mountain. piedmont, upland and lake district relief as well as the high degree of soil susceptibility to washing out and blowing away cause that 27,6% of arable land is endangered by soil drifting, 28,5% by water sheet erosion and 17,5% by ravine erosion (GUS, 2009). The eroded regions are very complex farming areas. They are characterized by the loss of natural balance leading to negative and most frequently permanent changes of ecological conditions. The conditions of plant growth and development become worse as a result of degradation caused by erosion, relief deformation, and water relation disturbance and washing out the components thus giving the reflection on the 11

12 decrease in crops. These multi-directions of dangers resulting from erosion occurrence make it necessary to initiate activities in order to organize the erosion monitoring system. The objectives of the erosion monitoring are the following: collecting, transmitting and processing data concerning the state of natural environment components which have the direct influence on erosion occurrence and intensity, collecting the information about qualitative and quantitative changes in the endangered area and according to the classification of erosion occurrence (Jóźwiak, 1994), controlling the processes which occur in the natural environment due to erosion, preparing the forecast of erosion intensification and the degradating influence on the natural environment, preparing the project of anti-erosion procedure aiming at environment conservation and regeneration of landscape components transformed as a re- sult of erosion occurrence, integrating and improving the research on soil erosion in order to accomplish anti-erosion procedures and estimate their economic effectiveness. The fundamental principle of monitoring the phenomena of antropogenic transformations in natural environment is to accept the unified research method for the whole country. Only in this case is it possible to compare the research results achieved in different regions and determine the directions of changes. 5. References Achasov A.B., Bulygin S.Y., Burakov V.I., Mozheiko G.O., Nearing M.A., Kandaurov O.B., Tarasov V.I., Timchenko D.O., and Shatokhin A.V., 2000: Methods and standards for inventory and risk of erosion. Kharkiv State Agricultural University, Kharkiv, Ukraine. 63 pp. Bennet H.H., 1955: Elements of Soil Conservation. McGraw Hill. New York Toronto London. Bonilla C.A., Norman J.M., and Molling C.C., 2007: Water Erosion Estimation in Topographically Complex Landscapes: Model Description and First Verifications; Soil Science Society of America Journal, 71: Chaplot V., Boonsaner A., Bricquet J.P., de Rouw A., Janeau J.L., Marchand P., Phommassack T., Toan T.D., Valentin C., 2002: Soil erosion under land use change from three catchments in Laos, Thailand and Vietnam. 12th International Soil Conservation Organization Conference, Beijing, China. Favis-Mortlock D.T., Boardman J., MacMillan V.J., 2001: The limits of erosion modeling: why we should proceed with care. In: Harmon R.S. and Doe III W.W. (eds.), Landscape Erosion and Evolution Modeling, Kluwer Academic/Plenum Publishing, New York. pp Fiener P., Auerswald K., 2007: Rotation Effects of Potato, Maize, and Winter Wheat on Soil Erosion by Water, Soil Science Society of America Journal, 71: Gil E., 1976: Slopewash on Flysch Slopes in the Region of Szymbark. Dok. Geogr. 2 Jóźwiak M., 1999: Evaluation of eolian erosion in the Świetokrzyskie Mountains on the basis of the selected cultivated plots, Fragmenta Agronomica, 3: Józefaciuk A., Józefaciuk C., 2001: Zagrożenie gleb erozją i działania przeciwerozyjne, Inżynieria Ekologiczna, 3: Koćmit A., 1992: Present Soils which are Subjected to Water Erosion Hazard. Scient. Papers of the AU Kraków 35: Nowak A., Lewińska D., Polańska M., 1992: Microorganisms Fistribution in Eroded Field and Forest Soils. Zeszyty Nauk Roln. AR Kraków 273 cz. II: Smolska E., 2002: The intensity of soil erosion in agricultural areas in North-Eastern Poland. Landform Analysis, vol. 3, Smolska E., 2008: Extreme rainfalls and their impact on slopes evaluation based on soil measurements (as examplified by the Suwałki Lakeland), Geogr. Polonica, vol. 80, no. 2: Yun X., Liu B.Y., and Nearing M.A., 2002: A practical threshold for separating erosive and nonerosive storms. Trans. Am. Soc. Ag. Eng. 45(6): Williams A., Pruski F.F., Nearing M.A., 2002: Indirect impacts of climate change that affect agricultural production: soil erosion. Chapter 12, In: Otto C. Doering III, et al., eds. Effects of Climate Change and Variability on Agricultural Production Systems, Kluwer Academic Publ., Boston. 12

13 Metody Methods

14

15 METODY TRANSPLANTACJI POROSTÓW STOSOWANE W BIOMONITORINGU POWIETRZA ATMOSFERYCZNEGO Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak, Mirosław Szwed Jóźwiak M.A, Jóźwiak M., Szwed M., 2010: Metody transplantacji porostów stosowane w biomonitoringu powietrza atmosferycznego (Methods of the transplant of lichens applied in atmospheric air biomonitoring) Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Zarys treści: Do najbardziej popularnych bioindykatorów zaliczyć należy porosty. Badania stanu sanitarnego powietrza atmosferycznego przy ich użyciu prowadzone są od wielu lat w różnych regionach świata (Sloof, 1995, Gonzales i wsp., 1998; Conti, 2001, 2004; Budka i wsp., 2002; Carreras, Pignata, 2002; Poličnik i wsp., 2004; Godinho i wsp., 2004; Białońska, 2005). Porosty znalazły zastosowanie w kontroli zanieczyszczeń, takich jak: pył o średnicy nie większej niż 20 μm, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne, tlenki siarki, tlenki azotu oraz metale ciężkie. Zadecydowały o tym ich wyjątkowe własności do kumulowania zanieczyszczeń w głębi plechy oraz powszechność występowania na Ziemi. Jedną z metod użycia porostów w badaniach biomonitoringowych jest transplantacja rdzennych (autochtonicznych) gatunków z obszarów o małym zanieczyszczeniu (puszcze, parki narodowe, obszary wiejskie zachowujące pierwotny charakter krajobrazu) na tereny, gdzie porosty nie występują w ilościach naturalnych (pustynie porostowe) lub ich populacje w sposób znaczący są ograniczone ze względu na zanieczyszczenia wynikające z działalności człowieka (Szczepaniak, Bziuk, 2003). Analiza chemiczna skumulowanych zanieczyszczeń w plechach porostów może być wykonywana za pomocą spektrofotometru absorpcji atomowej (ASA), a możliwość transplantacji pozwala bezpośrednio ocenić stan środowiska na danym obszarze. Słowa klucze: transplantacja, bioindykator, akumulacja zanieczyszczeń, plecha, środowisko. Key words: transplantation, bioindicator, accumulate pollution, thallus, habitat. Małgorzata Anna Jóźwiak, Marek Jóźwiak, Mirosław Szwed, Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska UJK, Kielce, tel , fax , malgorzata.jozwiak@vp.pl 1. Wprowadzenie Pierwsze badania biomonitoringowe z użyciem porostów, stwarzające podwaliny teoretyczne i opracowujące metody badań, miały miejsce w latach 60. ubiegłego stulecia (Brodo, 1961). Organizmy te wykorzystuje się do bioindykacji w różnych regionach świata: Holandia (Sloof, 1995), Finlandia (Garty i in., 1997), Argentyna (González i in., 1998; Carreras, Pignata, 2002; Calvelo, Liberatore, 2004), USA (Malkholm, Bennett, 1998), Niemcy (Jensen i in., 1999), Włochy (Conti, Cecchetti, 2001; Conti i in., 2004,), Polska (Budka i in., 2002; Białońska, 2005; Sawicka-Kapusta i in., 2005, 2007; Jóźwiak, 2007), Chile (Cortés, 2003), Portugalia (Godinho i in., 2004), Słowenia (Poličnik i in., 2004,), Israel (Garty i in., 2004). Wraz z rozwojem metod analitycznych coraz częściej wykorzystywana jest metoda transplantacji (Burton, 1986, Jeran i in., 1995; Calatayud i in., 2000; Conti, Cecchetti, 2001; Sawicka-Kapusta i in., 2005; Jóźwiak, 2007). Eksperymenty dotyczące transplantacji porostów, tj. przenoszenia ich z obszarów o małym zanieczysz- 15

16 czeniu (puszcze, parki narodowe, obszary wiejskie zachowujące pierwotny charakter krajobrazu) na tereny, gdzie porosty nie występują w naturalnych skupiskach (pustynie porostowe) lub ich populacje są w znaczny sposób ograniczone ze względu na wpływy antropogeniczne, rozpoczęto w końcu XIX wieku. Badania polegały wówczas na obserwacji morfologicznej, makroskopowej i ubytków w plechach (Brodo, 1961). Przenoszenie żywych plech w tereny zanieczyszczone, ich ekspozycja w wytypowanych punktach w zależności od źródeł emisji, a następnie późniejsza analiza składu chemicznego pozwala na określenie stopnia skażenia powietrza z punktu widzenia ochrony zdrowia człowieka. Dlatego techniki transplantacyjne, chociaż wymagające ciągłego doskonalenia metodycznego, znalazły istotne miejsce w biomonitoringu (ryc. 1) i są jednym z lepszych sposobów na długoterminową kontrolę środowiska. Ryc. 1. Miejsce transplantacji w badaniach biomonitoringowych (Szczepaniak, Bziuk, 2003) Fig. 1. Place of transplantation in biomonitoring (Szczepaniak, Bziuk, 2003) 2. Gatunki stosowane w metodzie transplantacji Transplantacja w wytypowanych obszarach umożliwia prowadzenie obserwacji specyficznych zmian morfologicznych oraz analizę chemiczną plech porostowych eksponowanych na określony typ zanieczyszczeń. Zanieczyszczenia mogą pochodzić z obszarów zurbanizowanych, tras szybkiego ruchu, obszarów przemysłowych oraz z elektrociepłowni, zakładów chemicznych i rafinerii. Biowskaźnikami transplantacyjnymi są najczęściej porosty nitkowate lub listkowate, co wynika z ich większej wrażliwości w stosunku do krzaczkowatych i skorupiastych. Do badań stosowanych na świecie najczęściej wykorzystywane są: Hypogymnia physodes (L.) Nyl. transplantowana w strefach zurbanizowanych w południowowschodniej Polsce (miasto Kielce) i parkach narodowych (ŚPN), Krakowskim Okręgu Przemysłowym (Białońska, 2005; Budka i in., 2002; Jóźwiak, 2007; Sawicka-Kapusta, Zakrzewska, 2002), w Słowenii transplantowana w pobliżu zakładów chemicznych i huty (Poličnik i in., 2004), oraz w środkowym Uralu wokół kopalni (Scheidegger, Mikhailova, 2001); Usnea amblyoclada (Mill. Arg.) Zahlbr. w Argentynie, transplantowana wokół przemysłowej aglomeracji Cordoby w pobliżu cementowni utylizującej odpady niebezpieczne (Carreras, Pignata, 2002); Evernia prunastri (L.) Ach. transplantowana we Włoszech do trzech różnie przekształconych przez człowieka obszarów: miejskich (Cassino), wiejskich (S. Elia Fiumerapido) i przemysłowych (Piemont S. Germano) (Conti i in., 2004) oraz w Portugalii (Godinho i in., 2004); Parmelia caperata (L.) Ach., 1803 transplantowana w przemysłowym mieście Sines w Portugalii (Godinho i in., 2004); Parmelia sulcata Taylor. w Holandii, Niemczech, Belgii, transplantowana w terenach przemysłowych zagłębie Ruhry, aglomeracji Rotterdamu, niemiecko-belgijskiej strefy uprzemysłowionej (Sloof, 1995); Punctelia subrudecta (Nyl.) Krog. w Argentynie, transplantowana w pobliżu elektrowni w mieście Cordoba (González C.M., Pignata M.L., 1997); Ramalina lacera (With.) J.R. Laundon. w Izraelu, transplantowana wokół elektrowni węglowych (Garty, 1988); Ramalina ecklonii (Sprengel) G. Meyer & Flotow w Argentynie, transplantowana wzdłuż tras komunikacyjnych o różnym obciążeniu ruchem samochodowym (González i in., 1998); Ramalina duriaei (De Not.) Bagl. w Izraelu, transplantowana wzdłuż tras szybkiego ruchu położonych w sąsiedztwie siedzib ludzkich (Garty, 1988); Pseudevernia furfuracea (L.) Zopf. we Włoszech i w Szwajcarii (Trietiach i in., 2007); Nephroma antarcticum(jacq.) Nyl. w Patagonii, transplantowana w dwóch miastach: San Carlos de Bariloche, miasto turystyczne, Villa Regina, miasto w otoczeniu terenów rolniczych, znajdujące się w prowincji Río Negro (Calvelo, Liberatore, 2004). Wszystkie wymienione porosty zajmują zatem czołowe miejsca na skali lichenoindykacyjnej, spełniając w ten sposób warunki stawiane bioindykatorom. 16

17 3. Metody transplantacji porostów W metodach transplantacji wykorzystuje się różne techniki i projektuje specjalne konstrukcje w celu optymalizacji ekspozycji plech. Często stosowaną metodą jest rozwieszanie na gałęziach nylonowych sieci z umieszczonymi w nich porostami. Tak wystawiane próbki transplantowano w Argentynie. Siatki lub nylonowe torby podwieszano na wysokości 3 m n.p.g (González, Pignata, 1997) (ryc. 2). Metodę tę zastosowano również w Argentynie i Włoszech w latach 2002 i 2004, zmieniając wysokość ekspozycji i zawieszając próbki na wysokości 1,5 2,0 m n.p.g. (Carreras, Pignata, 2002; Calvelo, Liberatore, 2004; Conti i wsp., 2004). Inna metoda wykorzystuje druciane, rozłożone siatki pokryte PCV, które mocowane są na drzewach na wysokości 1,5 2,0 m n.p.g. Metodę tę stosuje się w Niemczech (Häffner i in., 2001). Transplanty próbek porostów eksponuje się również za pomocą lin PCV umieszczonych na wysokości m n.p.g. Metodę tę stosowano w Izraelu (Garty i wsp., 1997). Porosty nawlekane są również na nylonowe żyłki, które następnie rozmieszczone są w odległości 3 cm na poprzecznej deseczce. Poprzedzielane przezroczystymi tubkami z PCV, umieszczane są na wysokości 3 m n.p.g. Metodę taką stosowano w Norwegii i północno-wschodniej Szwecji (ryc. 3). Konstruowane są także specjalnie zadaszone, drewniane panele mocowane wzdłuż pni drzew z umocowanymi na panelu porostami, które umieszcza się około 1,60 m n.p.g (Cuny i in., 2000) (ryc. 4). Wykorzystywać można sieci poliamidowe, zwracając uwagę na wielkość oczek, tak by sposób ekspozycji nie stanowił przeszkody przy osadzaniu zanieczyszczeń. W Portugalii stosuje się sieci o porowatości 61 µm (Godinho i in., 2004). Freitas i wsp. (2007) do ekspozycji porostów wykorzystali szalki Petri ego o średnicy 47 mm, umieszczane na wysokości 1,5 m n.p.g. na specjalnie skonstruowanych zadaszonych stelażach (ryc. 5) W Polsce na przestrzeni lat sposób ekspozycji porostów ulegał zmianom. Pierwsze transplanty stanowiły wycięte wraz z porostem krążki kory, które mocowano bezpośrednio na pniach drzew, później, w celu wyeliminowania ewentualnego wpływu podłoża, stosowano deseczki z przyczepionymi do nich krążkami kory (Schönbeck, 1969). Deseczki mocowano na wysokości od 2 m n.p.g. do 8 m n.p.g (Borowiec, Marska, 1982; Fabiszewski i in., 1983; Pustelniak 1991, Kepel, 1999). Metoda transplantacji zaproponowana przez Sawicką-Kapustę i Zakrzewską (2002) na Ryc. 2. Nylonowe torby z próbkami porostowymi Fi Fig. 2. Nylon bags with lichen samples Ryc. 3. Porosty nawlekane na nylonowe żyłki Fig. 3. Lichens threaded on nylon strings Ryc. 4. Drewniane panele z porostami Fig. 4. Wooden panels with lichens 17

18 Ryc. 5. Szalki Petri ego z porostami, zadaszone i umieszczone na stojakach Fig. 5. Petri dishes with lichens roofed and placed on the stands terenie Polski za Jeranem i wsp. (1995) polega na bezpośrednim umieszczaniu gałązek porośniętych plechą porostową Hypogymnia physodes na pniach drzew na wysokości około 2,0 m n.p.g. (fot. 1). Metoda ta do dziś jest stosowana w Polsce w ramach Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego. Szczegółowa metodyka zbioru próbek do transplantacji zakłada wykonanie rozpoznania warunków przyrodniczych, miejsca poboru porostów, określenie parametrów meteorologicznych, glebowych, gatunku drzewa lub rodzaju skały, z którego pochodzą porosty, oraz wysokości ekspozycji nad poziomem gruntu. W celu minimalizacji wpływu warunków terenowych należy je zbierać na wysokości 1 2,5 m po całym obwodzie obiektu (Sloof, 1995). Dużemu zróżnicowaniu podlega także wielkość próby użyta do transplantacji. Można ją wyrazić w powierzchni (Sloof, 1995) lub świeżej masie (Carreras, Pignata, 2002). Częściej używana jest jednost- ka masy, bowiem łatwiej zachować jednolitość wszystkich próbek. Masa wyrażana jest jako świeża, której wartość podaje się w momencie doko- 18 Fot. 1. Gałązki porośnięte plechą porostową, umieszczane w miejscach ekspozycji na pniach drzew (Fot. M. Jóźwiak) Photo 1. Branches covered with lichen thallus, put in places of exposure on the tree trunks (Photo M. Jóźwiak) nania transplantacji (6,0 g) Carreras, Pignata (2002) i González, Pignata (1997), lub jako masa suchej próby g (Contii, 2004), 100 mg (Godinho, 2004) poddawana suszeniu w temp. 35oC przed ich mineralizacją. Sloof (1995) transplantował próby o powierzchni ok. 9 cm2. M.C. Freitas (2007) umieszczał je na powierzchni szalek Petrie go o średnicy 47 mm, a próby o pow. ok. 4 cm2 stosował Contii (2004). Transplantacja, która odbywa się z użyciem plech porostów epifitycznych, określa długość gałązek z przyczepionymi do ich powierzchni porostami. Cała transplantowana wraz z plechą gałązka ma długość 30 cm (Białońska, 2005; Budka i in., 2002; Sawicka-Kapusta i in., 2002). Transplantowane porosty oddziela się od kory gałęzi czy pni lub też przeszczepia wraz z nimi (Białońska, 2005), a dopiero po ekspozycji odseparowuje od pierwotnego podłoża. Zróżnicowaniu podlega także ilość prób w danym obszarze oraz sposób ich umieszczenia. Wysokość, na której zawieszano próby wahała się od 1,5 2 m (Pol-

19 ska, Słowenia) bezpośrednio przytwierdzonych do drzew czy słupów, przez 2 m (Włochy), 3 m (Argentyna), do 3,5 m (Holandia). Różnicą w metodyce badań jest również czas ekspozycji plech w warunkach zanieczyszczonego powietrza. Waha się on od 1 do 12 miesięcy. Z analizy dostępnej literatury wynika, że najczęściej stosowanym czasem ekspozycji jest okres 6 miesięcy (półrocze ciepłe i zimne). Jednak w obszarach o znacznym zanieczyszczeniu powietrza (okolice hut, rafinerii, zakładów metalurgicznych, cementowni, elektrociepłowni, dużych aglomeracji miejskich) stosuje się krótsze czteromiesięczne lub trzymiesięczne okresy ekspozycji. Różnorodna metodyka transplantacji próbek wykazywała w przeanalizowanych przypadkach cechy wspólne, jak również uwzględniała istotne różnice, podkreślając ich znaczenie dla przebiegu badań. W każdym jednak przypadku zwracano uwagę na małe zanieczyszczenie powietrza w miejscach poboru porostów przeznaczonych do badań. Transplanty eksponowane na południowo-zachodnim wybrzeżu Atlantyku przez A.C. Freitas (2007) przenoszono z okolic czystego obszaru północnej Portugalii (Baiáo). Plechy do badań bioindykacyjnych zanieczyszczeń powietrza w uprzemysłowionym obszarze Cordoby, prowadzone przez H.A. Carreras i M.L. Pignata (2002), pozyskiwano z terenu o niskim stopniu zanieczyszczenia oddalonym od punktów badawczych o 70 km na zachód od Cordoby. Podobnie González i Pignata (1997), którzy materiał próby O pobierali na północny zachód od Cordoby, blisko miejscowości La Calera. Contii i in. (2004) transplantowali porosty zebrane z obszarów Parku Narodowego Abruzzo (Środkowe Włochy) i przenosili je w obszary centrum miasta i terenów przemysłowych. Próbki porostowe próby O zebrane przez Godinho i in. (2004) pozyskane były z środkowej części Portugalii, z terenów wiejskich i naturalnych w sąsiedztwie miasta Tomar. Badania w Słowenii (Poličnik, 2004) odbywały się z wykorzystaniem porostów pobranych z niezanieczyszczonego obszaru Rogla (Pohorje Gory). Badania holenderskie (Sloof, 1995) polegały na transplantowaniu plech z czystej części północno-zachodniej Holandii na obszary mało, jak i bardzo zanieczyszczone. W przypadku badań Budki i in. (2002), Białońskiej (2005) obszarem pozyskiwania plech porostowych do badań bioindykacyjnych była północno-wschodnia Polska. Obszar położony z dala od metropolii i źródeł emisji Puszcza Borecka, dla Polski uznana jest jako obszar wzorcowo czysty (Degórska i in., 1998; Śnieżek Analiza i ocena metod transplantacji porostów na podstawie literatury oraz własnych wyników uzyskanych na terenie Świętokrzyskiego Parku Narodowego i w obszarach zurbanizowanych regionu świętokrzyskiego pozwala na sformułowanie uwag, które mogą być przydatne w dalszych badaniach. Ich uwzględnienie powinno wpłynąć na poprawę jakości badań i zobiektywizować uzyskiwane wyniki. Przyjęcie jednolitej metody stosowanej w lichenotransplantologii stworzy jednocześnie możliwość porównywania uzyskanych danych z różnych rejonów świata. Wydaje się zatem, że w przyjętej metodyce transplantacyjnej uwzględnić należy: Jednolity czas ekspozycji. Dla obszarów z wyraźnie zaznaczonymi porami roku, w cyklu kwartalnym. Uwzględnia on bowiem cyklicznie występujące zmiany klimatyczne. Dla obszarów bez typowo wyróżnionych pór roku można stosować 6-miesięczny cykl ekspozycji. Taki cykl uwzględnia zróżnicowane okresy grzewcze, co przekłada się na wzrost kumulacji zanieczyszczeń w plechach. Sposób ekspozycji porostów dotyczący zarówno miejsca mocowania, jak i sposobu uczepu eksponowanej plechy. Istotnym elementem metodycznym, ze względu na ektohydryczność porostów, jest miejsce ekspozycji. Umieszczanie plech pod zadaszeniami, drewnianymi panelami, bezpośrednio w koronach drzew może wpływać na tempo i ilość kumulowanych zanieczyszczeń, na co zwracali uwagę portugalscy badacze, dobierając siatki o porowatości 61 µm (Godinho i in. 2004). Ekspozycja transplantów powinna odbywać się w miejscach odsłoniętych, w których w promieniu 5 m nie powinny występować przeszkody naturalne ani konstrukcje wykonane przez człowieka. Sposób uczepu, który powinien pomijać konieczność odrywania plech autochtonicznych od podłoża przed ich transplantacją, nawlekania na linki PCV, przyczepiania do krążków, deseczek lub szalek Petrie go. Wszystkie ww. metody są stresotwórcze, wpływają na plechy i mogą obniżać ich kondycję fizjologiczną, a co za tym idzie zwiększać podati in., 2006). Puszcza Borecka była również miejscem poboru plech dla próby O i późniejszej transplantacji na terenie Świętokrzyskiego Parku Narodowego przez Sawicką-Kapustę i wsp. (2002, 2005) i w mieście Kielce (Jóźwiak, 2007; Jóźwiak, Jóźwiak, 2009; Jóźwiak i wsp., 2010). 4. Zakończenie 19

20 ność na kumulację toksyn środowiskowych. Metoda transplantacji stosowana w regionie świętokrzyskim, uwzględniająca przenoszenie porostów na macierzystych gałązkach, pomija wymienione zastrzeżenia i wydaje się najmniej inwazyjna w stosunku do transplantowanego organizmu. Ostatnim istotnym elementem jest ujednolicenie wysokości, na jakiej powinny być umieszczane transplanty. Słuszne wydaje się, aby wysokość ekspozycji odnoszona do powierzchni gruntu uwzględniała rodzaj prowadzonych badań. W przypadku analiz powietrza atmosferycznego prowadzonych w obszarach zurbanizowanych, w których głównym emitorem zanieczyszczeń są samochody, ekspozycja transplantu powinna wynosić 2 m n.p.g. W przypadku analiz powietrza prowadzonych na obszarach uprzemysłowionych, gdzie należy spodziewać się emisji punktowej i zdalnej, ekspozycja plechy powinna odbywać się na wysokości 3 4 m n.p.g. Wymienione zastrzeżenia metodyczne uwzględniono i zastosowano w badaniach powietrza atmosferycznego prowadzonych metodą transplantacji w aglomeracji Kielc przez Katedrę Ochrony i Kształtowania Środowiska. Transplantowany materiał umieszczano na wysokości 2 m n.p.g., na 30-centymetrowych macierzystych gałązkach. Materiał porostowy po okresie ekspozycji poddawano analizie makro- i mikroskopowej. Obserwacje makroskopowe wykonywano za pomocą mikroskopu stereoskopowego Nikon SMZ 645. Do badania próbek w obrazie mikroskopu elektronowego skaningowego wykonywano skrawki plechy porostu wykazujące zmiany barwne. Obserwacji dokonywano w skaningowym mikroskopie elektronowym FEI QU- ANTA 200 z mikroanalizatorem typu EDS i cyfrowym zapisem obrazu. Przed przystąpieniem do obserwacji mikroskopowej wybrane skrawki plechy utrwalano w 2-procentowym aldehydzie glutarowym, następnie odwadniano preparat w alkoholu etylowym (30 96%) i w acetonie. Uzyskane wyniki wskazują na różnice w morfologii, wybarwieniu, stopniu zaawansowania zmian w organizmie bioindykatora (fot. 2, 3, 4, 5, 6) oraz różnice w rodzaju deponowanych zanieczyszczeń (fot. 5, 6, 7, 8), co przypisać należy specyfice miejsca ekspozycji transplantów. Fot. 2. Zbrązowienia plechy po ekspozycji na osiedlu w Kielcach w odległości 30 m od najbliższych zabudowań (Fot. M.A. Jóźwiak) Photo 2. Bronzing of thallus after exposure in the housing estate in Kielce in the distance of 30 m form the nearest buildings (Photo M.A. Jóźwiak) Fot. 3. Nieliczne odbarwienia listków brzegowych plechy eksponowanej w miejscu wypoczynku i rekreacji (Fot. M.A. Jóźwiak) Photo 3. Few discolorations of marginal lobes of thallus exposed in places of recreation (Photo M.A. Jóźwiak) Fot. 4. Zaczernienia i odkształcenia plechy eksponowanej na skrzyżowaniu miejskim (Fot. M.A. Jóźwiak) Photo 4. Blackening and deformation of thallus exposed at the urban crossroad (Photo M.A. Jóźwiak) 20

21 Fot. 5. Zanieczyszczenia mineralne układające się wzdłuż szczelin pseudocyfeli na powierzchni plechy Hypogymnia physodes po ekspozycji na skrzyżowaniu w Kielcach (pow. 1200x) (Fot. M.A. Jóźwiak) Photo 5. Mineral pollution deposited along the cracks on the surface of Hypogymnia physodes thallus after exposure at the crossroad in Kielce (magnification 1200x) (Photo M.A. Jóźwiak) Fot. 7. Zanieczyszczenia na powierzchni plechy Hypogymnia physodes eksponowanej na osiedlach (pow. 400x) (Fot. M.A. Jóźwiak) Photo 7. Pollution on the surface of Hypogymnia physodes exposed at the housing estates (magnification 400x) (Photo M.A. Jóźwiak) Fot. 6. Zanieczyszczenia przemysłowe na powierzchni plechy Hypogymnia physodes po ekspozycji na skrzyżowaniu (pow. 1000x) (Fot. M.A. Jóźwiak) Photo 6. Industrial pollution on the surface of Hypogymnia physodes after exposure at the crossroad (magnification 1000x) (Photo M.A. Jóźwiak) Fot. 8. Zarodnik roślinny na powierzchni plechy Hypogymnia physodes eksponowanej w miejscach wypoczynku (pow. 3000x) (Fot. M.A. Jóźwiak) Photo 8. Plant spore on the surface of Hypogymnia physodes thallus exposed in recreational places (magnification 3000x) (Photo M.A. Jóźwiak) 21

22 5. Literatura Białońska D., 2005: Chemistry of the lichen Hypogymnia physodes transplanted to an industrial region. Journal of Chemical Ecology, Vol. 31, No. 12, p Borowiec S., Marska B., 1982: Bioindykacyjna ocena zmian czystości powietrza w latach w okolicy zakładów chemicznych Police na podstawie reakcji porostu Hypogymnia physodes (L.) Nyl., Zeszyt. Nauk. AR w Szczecinie, Roln. 29 seria przyrodnicza 95: Brodo I.M., 1961: Transplanted experiments with corticolus lichens using a new technique. Ecology 42, p Budka D., Przybyłowicz W.J., Mesjasz-Przybyłowicz J., Sawicka-Kapusta K., 2002: Elemental distribution in lichens transplanted to polluted forest sites near Kraków (Poland). Vol. 189, Issue: 1 4, April, 2002, p Burton M.A.S., 1986: Biological monitoring of environmetal contaminants (plants), Raport 32, GEMS Monitoring and Assessment Research Centre, King s College London, University of London. Calatayud A., Temple P. J., Barrend E., 2000: Chlorophyll a fluorescence emission, xanthophyll cycle activity, and net photosynthetic rate responsesto ozone in some foliose and friutcose lichen species, W: Photosyntetica 38: Calvelo S., Liberatore S., 2004: Applicability of In Situ or Transplanted Lichens for Assessment of Atmospheric Pollution in Patagonia, Argentyna, W: Journal of Atmospheric Chemistry 49: Carreras H.A., Pignata M.L., 2002: Biomonitoring of heavy metals and air quality in Cordoba City, Argentina, using transplanted lichens. Environmental Pollution, Vol. 117, Issue: 1, April, 2002, p Conti M.E., Cecchetti G., 2001: Biological monitoring: lichens as bioindicators of air pollution assessment a review, Environmental Pollution 114: Conti M.E., Tudino M., Stripeikis J., Cecchetti G., 2004: Heavy Metal Accumulation in the Lichen Evernia prunastri Transplanted at Urban, Rural and Industrial Sites in Central Italy. Journal of Atmospheric Chemistry 49: p Cortés E., 2003: Investigation of air pollution in Chile using biomonitors, Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, Vol. 262, No. 1: Cuny D., van Haluvin Ch., Pesch R., 2000: Biomonitoring od trace elements in air and soil compartments along the major motorway in France, W: Water, Air, and Soil Pollution 125. Fabiszewski J., Brej T., Bielecki K., 1983: Plant indication examinations on environmental influence of cooper smelter, Prace Wrocł. Tow. Nauk., Ser. B: Freitas M.C, Pacheco A.M.G. Baptista M.S., Dionisio I., Vasconcelos M.T., Carbal J.P. 2007: Response of exposed detached lichens to atmospheric elemental deposition, Ecological Chemistry and Engineering, Vol. 14, No. 7: Garty J., 1987: Metal amounts in the lichen Ramalina duriaei (De Not) Bagl. transplanted at biomonitoring sites around a new coal-fired power station after 1 year operation. Eniviron. Res. 43, p Garty J., 1988: Correlations between the metal kontent of a transplanted lichen before and after the start-up of coalfired power station in Israel. Canad.J.Bot., 66, 4: Garty J., Levin T, Lehr H., Tomer S., Hochman A., 2004: Interactive Effects of UV-B Radiation and Chemical Contamination on Physiological Parameters in the Lichen Ramalina lacer, Journal of Atmospheric Chemistry 49: Godinho R.M., Freitas M.C., Wolterbeek H.Th., 2004: Assessment of Lichen Vitality During a Transplantation Experiment to a Polluted Site. Journal of Atmospheric Chemistry. Vol. 49, Issue: 1-3, November 2004, p González C.M., Pignata M.L., 1997: Chemical response of the Lichen Punctelia subrudecta (Nyl.) Krog. transplanted close to a power station in an urban-industrial environment, Environmental Pollution, Vol. 97, No 3: González C.M., Orellana L.C., Casanovas S.S., Pignata M.L., 1998: Environmental conditions and chemical response of a transplanted lichen to an urban area. Vol. 53, Issue: 1, May, 1998, pp Häffner E., Lomsky B., Hynek V., Hallgren J.E., Batic E., Pfanz H., 2001: Physiological responses of different lichens in a transplant experiment following an SO 2 gradient. Water, Air and Soil Pollution, 131: Jensen M., Chakir S., Feige G.B., 1999: Osmotic and atmospheric degradation effects in the lichens Hypogymnia physodes, Lobaria pulmonaria, and Peltigera aphthosa: an in vivo study of the chlorophyll fluorescence induction, Photosynthetica 37 (3): Jeran Z., Byrne A.R., Batić F., 1995: Transplanted epiphytic lichens as biomonitors of air contamination by natural radionuclides around the Źirowski VRH Uranium Mine, Slovenia. Lichenologist 27(5):

23 Jóźwiak M., 2007: Kumulacja metali ciężkich i zmiany morfologiczne porostu Hypogymnia physodes (L.) Nyl. Monitoring Środowiska Przyrodniczego, 8/07. Jóźwiak M.A., Jóźwiak M., 2009: Influence of cement industry on accumulation of heavy metals in bioindicators, Ecological Chemistry and Engineering S, Vol. 16, No 3: Jóźwiak M.A., Jóźwiak M., Kozłowski R., 2010: Bioindicative assessment methods of urban transport impact on the natural environment, Monografie Zespołu Systemów Eksploatacji PAN, T. II, Kepel A., 1999: Porosty Poznania jako wskaźnik zanieczyszczenia atmosfery, rozpr. doktor., mps, UAM Poznań: Loppi S., Bargagli R., 1996: Lichen as bioindicators of geothermal air pollution in central Itlay. Bryologist 99, p Malkholm M.M., Bennett J.P., 1998: Mercury accumulation in transplanted Hypogymnia physodes lichens downwind of Wisconsin chloralkali plant, Water, Air, and Soil Pollution 102: Olmez I., Gulovali M.C., Gordon G.E., 1985: Trace element concentration in lichen near a coal-fired power plant. Atmos.Environ. 19, p Poličnik H., Batič F., Cvetka R.L., 2004: Monitoring of Short-TermHeavy Metal Deposition by Accumulation in Epiphytic Lichens (Hypogymnia Physodes (L.) Nyl.), Journal of Atmospheric Chemistry. Vol. 49, Issue: 1 3, November 2004, pp Pustelniak L., 1991: Application of the transplantation method in studies on the influence of the urban environment upon the vitality of Hypogymnia physodes (L.) Nyl. thalli. Zeszyt. nauk. Univ. Jagiell., Prace Bot. 22: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M, 2002: Zanieczyszczenie powietrza w Świętokrzyskim Parku Narodowym w latach na podstawie biowskaźnika Hypogymnia physodes. Regionalny Monitoring Środowiska Przyrodniczego, 3/02: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Gdula- Argasińska J., 2005: Air pollution in the base stations of the Environmental Integrated Monitoring System in Poland, Air Pollution XIII: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M, Bydłoń G., 2007: Biological monitoring the useful metod for estimation o fair and environment quality, Air Pollution XV: Scheidegger C., Mikhailova I., 2001: Early development of Hypogymnia physodes (L.) Nyl. in response to emissions from a copper smelter. Lichenologist 33(6): Sloof J.E., 1995: Lichens as quantitative biomonitors for atmospheric trace-element deposition, usin transplants. Atmospheric Environment. Vol. 29, Issue: 1, January, 1995, pp Schönbeck H., 1969: Eine Methode zur Erfassung der biologishen Wirkung von Luftverunreinigungen durch transplantieren Flechten, Staub., 29: Seinfeld J.H., Pandis S.N., 2006, Atmospheric chemistry and physics: From air pollution to climate change, Wiley&Sons, pp Szczepaniak K., Bziuk M., 2003: Aspects of the biomonitoring studies using mosses and lichens as indicators of metal pollution. Environmental Research 93, p Tretiach M., Adamo P., Bargagli R., Baruffo L., Carletti L., Crisafulli P., Giordano S., Modenesi P., Orlando S., Pittao E., 2007: Lichen and moss bags as monitoring devices in urban areas. Part I: Influence of exposure on sample vitality. Environmental Pollution Vol. 146, p METHODS OF THE TRANSPLANT OF LICHENS APPLIED IN ATMOSPHERIC AIR BIOMONITORING Summary Lichens are the most popular bioindicators. They have been used to determine the cleanliness of the air in many different parts of the world for many years (Sloof, 1995; Gonzales i wsp., 1998; Conti, 2001; 2004, Budka i wsp., 2002; Carreras, Pignata, 2002; Poličnik i wsp., 2004, Godinho i wsp., 2004, Białońska, 2005). They are also used to control the level of such pollutants as PM 10 dust and PM 2,5 and PAH, sulphur oxide and heavy metals. Both their unique ability to accumulate pollution in the depth of thallus and the fact that they grow in many different places in the word are decisive in this matter. One of the methods of using lichens in bomonitoring is transplantation of native species from places with low level of pollution (national parks, countryside with their natural landscape) to places where lichens are not present in natural amounts (lichen deserts) or their population is limited to a great extend because of pollution caused by human beings (Szczepaniak, Bziuk, 2003). Chemical analysis of accumulated pollutants in lichen thallus is carried out with the use of ASA PHI- LIPS PU 9100X and the possibility of transplantation allows direct estimation of environment conditions in a given location. 23

24

25 PORÓWNANIE WYBRANYCH METOD DO OBLICZANIA WYSOKOŚCI OPADU SPŁYWAJĄCEGO PO PNIACH DRZEW Rafał Kozłowski, Małgorzata Anna Jóźwiak, Emilia Borowska Kozłowski R., Jóźwiak M.A., Borowska E., 2010: Porównanie wybranych metod do obliczania wysokości opadu spływającego po pniach drzew (Comparison of selected methods for calculation of stemflow volume), Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Zarys treści: Ekosystemy leśne są ważnymi przejściowym elementem w systemie krążenia wód pomiędzy atmosferą i pedosferą. Do dna lasu opad atmosferyczny dociera w postaci opadu podokapowego i spływając po pniach, tworzy na nich ścieżki odprowadzenia strumieni wody do gleb. Przeprowadzone studia literaturowe wykazały znaczące różnice w wielkości opadu docierającego do gleb wraz ze spływem po pniach. W niniejszej pracy, wykorzystując trzy metody, porównano ilości wody spływające po pniach jodeł występujących w centralnej części Gór Świętokrzyskich. Słowa kluczowe: spływ po pniach, metody pomiarowe, jodła (Abies Alba Mill.), Góry Świętokrzyskie. Key words: stemflow, measuring methods, fir (Abies Alba Mill.), Świętokrzyskie Mountains. Rafał Kozłowski, Małgorzata Anna Jóźwiak, Emilia Borowska, Uniwersytet Humanistyczno-Przyrodniczy Jana Kochanowskiego w Kielcach, Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska, Kielce, ul. Świętokrzyska 15, rafalka@ujk.edu.pl 1. Wprowadzenie W zależności od gatunku drzewa odmiennie kształtuje się zarówno ilość, jak i jakość wód spływających po pniach drzew (Butler, Likens, 1995; Balazs, 1998; Kruszyk, 2001; Kozłowski, 2001). Udział spływu po pniach w ogólnym dopływie substancji chemicznych do dna lasu jest największy w drzewostanach liściastych, znacznie niższy, nieprzekraczający zazwyczaj 5%, w drzewostanach iglastych (Grodzińska, Laskowski, 1996). Zjawisko to należy niewątpliwie wiązać z budową korony (Aboal i wsp., 1999), wiekiem drzew, porą roku (Neal i wsp., 1993) oraz morfologią kory (Bredemeier, 1988). Pomimo notowanych niewielkich wartości, rola tego źródła jest niepoślednia zasila bowiem system korzeniowy drzew w miejscach, gdzie opad podkoronowy jest najmniejszy (Olszewski, 1984, Klein, 1979). Pomimo że wielu autorów marginalizuje znaczenie spływu po pniach drzew z uwagi na jego niewielkie wartości w porównaniu z opadem podkoronowym (Price i wsp., 1997; Marin i wsp., 2000), ten składnik ma bardzo istotne znaczenie hydrologiczne i biogeochemiczne w dopływie substancji w najbliższym sąsiedztwie pni drzew (Levia i Herwitz, 2000, Kruszyk 2001, Kozłowski 2002). Ponadto wielu autorów wykazuje, że wielkość spływu po pniach drzew, nawet w przypadku tego samego gatunku, różni się znacząco. Badania prowadzone na bukach (Fagus sylvatica L.) wykazały, że wartości te zmieniają się od 2 3,5% (Małek, Wężyk, 2000), 4,5% (Chang, 1999), 15,4% (Mitzner, 1988), 19,2% (Sah, 1990) do 20,5% opadu atmosferycznego (Kozłowski, 2002). W przypadku drzew iglastych podawane w literaturze wartości również się różnią. Grodzińska i Laskowski (1996) za Likensem i wsp. (1977) wykazują, 25

26 że udział spływu po pniach drzew iglastych stanowi poniżej 5% opadu bezpośredniego. Według badań Kleina (1979), prowadzonych w Puszczy Niepołomickiej, spływ po pniu sosny (Pinus sylvestris L.) stanowi 2,52% opadu atmosferycznego. Zdrubecký (1964) w Czechach stwierdził spływ stanowiący 2,4%, a Balázs (1998) w Niemczech ok. 1% opadu atmosferycznego. Tang (1996) z kolei, prowadząc badania na Pinus elliottii, wykazał, że po pniach spływa od 0,9 10,4% opadu atmosferycznego. Tak znaczące różnice, wahające się do 6,6 15,7% opadu bezpośredniego stwierdzili również Taniguchi i wsp. (1996), prowadząc badania na sośnie w Japonii. Przytoczone wartości wskazują na znaczące różnice w przypadku gatunków liściastych, jak i iglastych, które mogą wynikać z odmiennych metod przeliczania ilości wody spływającej po pniach na mm opadu bezpośredniego oraz pomiaru wielkości spływu na odmiennych pod względem wieku drzewach. Celem niniejszego opracowania jest porównanie wybranych metod przeliczania objętości opadu spływającego po pniach jodeł (Abies alba Mill.) na mm opadu. Do badań wybrano dane za lata Dane te pochodzą ze Stacji Monitoringu Katedry Ochrony i Kształtowania Środowiska Uniwersytetu Humanistyczno-Przyrodniczego Jana Kochanowskiego w Kielcach. 2. Obszar badań Badania ilości opadu spływającego po pniach prowadzono w centralnej części Gór Świętokrzyskich (ryc. 1) na terenie Stacji Monitoringu UJK (Stacja Bazowa Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego Święty Krzyż). Stacja zlokalizowana jest na północnym stoku Łysej Góry, w ekosystemie leśnym lasu jodłowo-bukowego utożsamianego z górską formą zespołu buczyny karpackiej Dentario glandulosae Fagetum (Bróż, Kapuściński, 1990). Indywidualizm termiczny, zdeterminowany przede wszystkim rzeźbą głównego masywu Łysogór, powoduje, że panujące tu warunki dużej wilgotności powietrza, wysokich na ogół sum rocznych opadów oraz stosunkowo długich okresów z małą prędkością wiatrów i ciszami atmosferycznymi stwarzają możliwość częstego i długotrwałego bezpośredniego oddziaływania zanieczyszczonych mas powietrza atmosferycznego na elementy hylo-, pedo- i hydrosfery. Według Olszewskiego (1992) szczytowe partie Łysogór otrzymują w roku średnio mm. Opady te są znacznie wzbogacone dzięki osadom mgielnym, które dostarczają do ekosystemu leśnego dodatkowe ilości wody. Ryc. 1. Lokalizacja powierzchni badawczej Fig. 1. Location of study area 26

27 Tab. 1. Zestawienie wyników pomiarów terenowych Tab. 1. Survey of field measurement results Nr drzewa Treesnumber Powierzchnia korony [m 2 ] Tree toparea Wysokość [m] Height Obwód [cm] Circuit Promień [m] Radius Pole powierzchni bocznej PPB [m 2 ] Lateral area Jodła (fir) 1 21,63 30,5 190,0 0,30 28, ,17 32,0 197,8 0,31 31, ,78 29,5 126,5 0,20 18, ,01 33,0 221,8 0,35 36, ,08 34,5 224,8 0,36 39,00 Średnia wartość wilgotności względnej powietrza wynosi 83,3%, z maksimum w listopadzie (91,8%) i minimum w maju (76,1%). Obszar ten ze względu na wyniesienie ok. 400 m ponad otaczające tereny znajduje się pod wpływem zarówno lokalnych, jak i zdalnych imisji przemysłowych i transportowych, szczególnie z kierunków dominujących wiatrów zachodnich oraz północno- i południowo-zachodnich (Jóźwiak, 2001). 3. Metody badań Wodę spływającą po pniach drzew zbierano do pojemników o pojemności 60 l. W celu odprowadzenia całej ilości wody spływającej po pniach zastosowano zamontowane na wysokości pierśnicy gumowe pierścienie (fot. 1). Badania te realizowano na 5 jodłach o zróżnicowanym obwodzie pnia na wysokości pierśnicy, wahającym się od 127 do 225 cm. Do pomiarów pierśnicy wykorzystano średnicomierz. W trakcie badań terenowych wykonano również pomiary wysokości badanych drzew z odległości 20 m za pomocą wysokościomierza Blume-Leissa oraz rzutów koron na powierzchnię. Uzyskane dane zestawiono w tabeli Wybrane metody obliczania wysokości opadu spływającego po pniach drzew W niniejszym opracowaniu dokonano porównania trzech metod do przeliczania ilości wody na mm opadu. Metoda 1 oparta została na wytycznych monitoringu lasów w Europie (ICP-Forests) Level II (Manual, 1999) oraz programu ZMŚP w Polsce i uwzględnia pola przekroju drzew, na których badany jest spływ oraz pola przekroju wszystkich drzew na poletku doświadczalnym. Metoda ta oparta jest na wzorze: Fot. 1. Pomiar spływu po pniu jodły (fot. M. Szwed) Photo 1. Stemflow measurement of fir-tree Pwd wd P bd A = S P, gdzie: p A spływ w [mm] opadu, S spływ w [l] po pniu, P wd powierzchnia (przekrój poprzeczny) w [m 2 ] wszystkich drzew na poletku, P bd powierzchnia (przekrój poprzeczny) w [m 2 ] drzew, na których badany jest spływ, P p powierzchnia poletka [m 2 ]. 27

28 Metoda 2 wymaga obliczenia powierzchni koron badanych drzew, które uzyskano na podstawie wykonanych w terenie pomiarów zasięgów koron. Metoda 3 traktuje drzewo jako geometryczną bryłę obrotową stożek i wymaga wyznaczenia pola powierzchni bocznej pnia (ryc. 2) (Buchwald, 1995). Przy założeniu, że oś morfologiczna strzały stanowi linię prostą prostopadłą do podstawy drzewa, zaś przekroje poprzeczne są przekrojami kołowymi, można przyjąć, że strzała jest bryłą, która powstała z obrotu figury ograniczonej krzywą morfologiczną, osią morfologiczną i promieniem podstawy. W metodzie zastosowano wzory: S b = πrl pole powierzchni bocznej stożka, l = h R długość tworzącej stożka, 2 S = πr pole koła. Przeprowadzona analiza z zastosowaniem trzech zaproponowanych metod wykazała, że po pniach drzew w analizowanym okresie spłynęło średnio od 4,4 mm w przypadku zastosowania metody 1, 7,5 mm w metodzie 2 do 8,3 mm w metodzie 3 (ryc. 3). Odnosząc te wartości do opadu atmosferycznego stanowią one kolejno 0,63%, 1,06% i 1,18%, wykazując znaczne zróżnicowanie między poszczególnymi latami, metodami oraz badanymi drzewami (tab. 2). Można zatem stwierdzić, że uzyskane wartości pod względem statystycznym znacznie różnią się od siebie. Najwyższa wartość jest o 188,6% wyższa od wartości najniższej, otrzymanej w metodzie pierwszej. Jeżeli zatem przeliczymy te wartości np. na ładunek substancji wnoszony tą drogą do podłoża, możemy popełnić znaczny błąd obliczeniowy, zwłaszcza przy obliczaniu wysokości wody spływającej np. po pniach drzew liściastych. Ryc. 2. Schemat stożka prostego Fig. 2. Diagram of a simple cone 4. Wyniki badań 4.1. Porównanie analizowanych metod W trakcie analizowanego okresu czterech lat hydrologicznych zanotowano opady atmosferyczne wahające się od 576,6 mm w roku 2006 do 835,2 mm w roku W analizowanym okresie średnioroczna suma spływu wyliczona z badanych drzew wahała się od 189,6 litra w roku 2006 do 338,1 litra w roku Najwięcej wody spłynęło po jodle nr 4, ze średnią czteroletnią wynoszącą 422 litry i wahaniami od 309,2 litra w roku 2006 do 602,7 litra w roku Najmniejszy spływ zanotowano z kolei po jodle nr 3 ze średnią czteroletnią wynoszącą jedynie 88,8 litra. Ryc. 3. Wysokości opadu spływającego po pniach drzew przy zastosowaniu zaproponowanych metod Fig. 3. Stemflow volumes determined with the use of proposed methods Przeprowadzona analiza wskazuje, że najbardziej zbliżone wyniki uzyskano między metodami 2 i 3. W metodzie 1, której wyniki najbardziej odbiegały od pozostałych, uwzględnia się wszystkie drzewa porastające analizowaną powierzchnię, również gatunki na których nieprowadzone są badania wielkości spływu po pniach drzew. Obliczone w ten sposób pole przekroju drzew jest znacznie większe niż w przypadku tylko osobników badanych. Z kolei porównanie strzały jodły do bryły obrotowej stożka, w metodzie 3 może okazać się zbyt dużym uproszczeniem, ponieważ takie założenie bierze pod uwagę przekroje poprzeczne jako przekroje kołowe. Może to w konsekwencji zaburzać uzyskiwane wyniki. Kolejnym problemem, na który 28

29 Tab. 2. Wyniki badań wielkości spływu po pniach drzew w latach Tab. 2. Results of stemflow volume studies in the years Rok Year OA Precipitation [mm] Spływ po pniach [litry] Stemflow [liters] Metoda 1 Method 1 [mm] Metoda 2 Method 2 [mm] Metoda 3 Method 3 [mm] M1% OA M2% OA M3% OA Jodła 1 firtree ,6 169,9 2,8 7,9 5,9 0,5 1,4 1, ,1 321,1 5,3 14,8 11,2 0,8 2,2 1, ,2 191,2 3,2 8,8 6,7 0,4 1,2 0, ,2 263,6 4,4 12,2 9,2 0,5 1,5 1,1 Średnia Mean ,5 236,4 3,9 10,9 8,2 0,6 1,6 1,2 Jodła 2 firtree ,6 227,5 4,1 4,9 7,3 0,7 0,9 1, ,1 422,0 7,6 9,1 13,5 1,1 1,3 2, ,2 244,0 4,4 5,3 7,8 0,6 0,7 1, ,2 400,4 7,2 8,7 12,8 0,9 1,0 1,5 Średnia Mean ,5 323,5 5,8 7,0 10,4 0,8 1,0 1,5 Jodła 3 firtree ,6 96,6 4,0 4,7 5,2 0,7 0,8 0, ,1 153,4 6,3 7,4 8,3 0,9 1,1 1, ,2 62,1 2,6 3,0 3,4 0,4 0,4 0, ,2 43,3 1,8 2,1 2,3 0,2 0,2 0,3 Średnia Mean ,5 88,8 3,7 4,3 4,8 0,5 0,6 0,7 Jodła 4 firtree ,6 309,2 4,1 7,9 8,5 0,7 1,4 1, ,1 439,8 5,8 11,3 12,1 0,8 1,6 1, ,2 336,3 4,4 8,6 9,3 0,6 1,2 1, ,2 602,7 8,0 15,4 16,6 1,0 1,8 2,0 Średnia Mean ,5 422,0 5,6 10,8 11,6 0,8 1,5 1,7 Jodła 5 firtree ,6 131,2 1,6 2,2 3,2 0,3 0,4 0, ,1 354,4 4,6 6,2 9,1 0,7 0,9 1, ,2 178,1 2,3 3,1 4,6 0,3 0,4 0, ,2 327,1 4,2 5,7 8,4 0,5 0,7 1,0 Średnia Mean ,5 247,7 3,2 4,3 6,3 0,4 0,6 0,9 Jodły 1 5 firtrees ,6 186,9 3,3 5,5 6,0 0,57 0,95 1, ,1 338,1 5,9 9,8 10,8 0,87 1,43 1, ,2 202,3 3,4 5,8 6,3 0,47 0,80 0, ,2 327,4 5,1 8,8 9,9 0,61 1,06 1,18 Średnia Mean ,5 263,7 4,4 7,5 8,3 0,63 1,06 1,18 29

30 należy zwrócić uwagę, jest powierzchnia kory jodły. Jodła ma w górnej i środkowej części pnia korę zazwyczaj gładką, biało- do srebrnoszarej. W dolnej części, niekiedy także w środkowej, jest nieregularnie spękana w prostokątne do kwadratowych płytek korowiny, natomiast w dolnej części pnia grubość korowiny rośnie (Kowalkowski i wsp., 2002). Stosowanie zatem tej metody przeliczeniowej wiązać się może z błędem niedoszacowania powierzchni pnia, a przez to zawyżaniem uzyskiwanych wyników. W przypadku metody 2 uzyskiwane wartości bardziej ciążą w kierunku metody 3. Niewątpliwie jej zaletą jest objęcie pomiarami jedynie drzew badanych. Nie bez znaczenia jest jej prostota obliczeń w terenie (powierzchnia koron) oraz w badaniach kameralnych. W porównaniu do pozostałych dwóch jest najmniej czasochłonna i pracochłonna. Można zatem przyjąć założenie, że jest obarczona mniejszym błędem obliczeniowym. Porównując uzyskane wyniki poszczególnych drzew należy stwierdzić, że najbardziej zbliżone wartości spływu po pniach uzyskano dla jodły 3 (odchylenie standardowe 0,53). Drzewo to charakteryzuje się najniższymi zmierzonymi wartościami (tab. 1). Największe różnice odnotowano w przypadku jodły nr 1, gdzie odchylenie standardowe uzyskało wartość 3, Czynniki wpływające na objętość opadu spływającego po pniach drzew Każde zbiorowisko leśne wykazuje zdolność intercepcyjną, tzn. zdolność do zatrzymywania na powierzchniach organów asymilacyjnych, gałęziach i pniach części opadu atmosferycznego przenikającego do gruntu. Proces ten, zwany intercepcją, podlega w znacznym stopniu zróżnicowaniu w zależności od gatunku drzewa i może wynosić od 5 do 35%. Ważnym czynnikiem wpływającym na wielkość opadu atmosferycznego docierającego do podłoża jest kształt koron drzew, który decyduje o charakterze spływu wody po pniach. U jodły gałęzie są opuszczone, korona stożkowata, co powoduje rozpraszanie wody przenikającej przez koronę do pnia. Z kolei warunkiem rozpoczęcia spływu po pniu drzewa jest nasycenie się jego kory wodą. U jodły kora charakteryzuje się zróżnicowaną morfologią, co powoduje, że duża ilość wody pochodzącej z opadów idzie na jej zwilżenie. Wiek drzewa i związany z nim obwód pnia stanowi ważny czynnik różnicujący ilość wody docierającej do powierzchni gleby. Średni obwód pni jodeł na Świętym Krzyżu wynosi 192,2 cm z wahaniami od 126,5 cm do 224,8 cm. Drzewa najstarsze wykazują większe powierzchnie chwytne, a okazalsze, znacznie rozbudowane korony dostarczają znaczącą ilość wody do pnia drzewa. Zależności te znane z literatury (Kozłowski, 2002) mają postać funkcji potęgowej i dotyczą zarówno gatunków iglastych, jak i liściastych. Wraz ze wzrostem obwodu zwiększa się ilość wody spływającej po pniu drzewa (ryc. 4). Spośród wszystkich mierzonych parametrów cecha ta odznacza się największym współczynnikiem regresji wynoszącym 0,845. Niższe wartości uzyskano porównując objętość wody spływającej po pniach z polem powierzchni bocznej (ryc. 5), wysokością (ryc. 6) i powierzchnią koron drzew (ryc. 7). Uzyskane wartości regresji wahają się od 0,403 do 0, Podsumowanie Przeprowadzona analiza wyników wielkości opadu atmosferycznego spływającego po pniach jodły przy zastosowaniu wybranych metod przeliczania objętości opadu spływającego po pniach jodeł (Abies alba Mill.) na mm opadu pozwoliła ustalić, że najbardziej zbliżone wyniki można uzyskać w metodzie wykorzystującej obliczenia powierzchni koron badanych drzew i w metodzie wykorzystującej wyznaczanie pola powierzchni bocznej pnia. Metoda wymagająca obliczenia powierzchni rzutu korony bierze pod uwagę tylko drzewa badane, przez co jest obarczona mniejszym błędem obliczeniowym. Z kolei metoda wykorzystująca porównanie strzały jodły do bryły obrotowej może powodować wzrost wartości opadu z uwagi na niedoszacowanie zróżnicowanej powierzchni pnia jodły. Różnice w ilości wody docierającej po pniach do gleb w lesie są konsekwencją zróżnicowania cech biometrycznych, głównie obwodu pni drzew. Spośród wszystkich mierzonych parametrów cecha ta odznacza się największym współczynnikiem regresji. Poza cechami samego drzewa (obwód, wysokość, powierzchnia korony, morfologia pnia) na wielkość opadów docierających do podłoża mają wpływ takie czynniki, jak: suma opadów, temperatura i wilgotność względna powietrza oraz prędkość wiatru. Pracę zrealizowano w ramach projektu badawczego nr NN finansowanego przez Ministerstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego w latach

31 Ryc. 4. Wykres zależności pomiędzy obwodem pni drzew a objętością wody spływającej po pniach jodeł Fig. 4. Dependency chart for tree-trunk circumference and water volume coming down fir-tree trunks Ryc. 5. Wykres zależności pomiędzy polem powierzchni bocznej pni drzew a objętością wody spływającej po pniach jodeł Fig. 5. Dependency chart for tree-trunk lateral area and water volume coming down fir-tree trunks Ryc. 6. Wykres zależności pomiędzy wysokością drzew a objętością wody spływającej po pniach jodeł Fig. 6. Dependency chart for tree height and water volume coming down fir-tree trunks Ryc. 7. Wykres zależności pomiędzy powierzchnią koron drzew a objętością wody spływającej po pniach jodeł. Fig. 7. Dependency chart for tree crown area and water volume coming down fir-tree trunks 6. Literatura Aboal J.R., Morales D., Herna ndez M., Jime`nez M.S., 1999: The measurement and modelling of the variation of stemflow in laurel forest in Tenerife, Canary Islands. J. Hydrol. 221: Bálazs Á., 1998: 14 Jahre Niederschlagsdeposition in Hessischen Waldgebieten, Hann, Münden: 129. Bredemeier M., 1988: Forest conopy transformation of atmospheric deposition, Water, Air and Soil Pollution, 40: Bruchwald A., 1995: Dendrometria, Wyd. SGGW, Warszawa. Bróż E., Kapuściński R., 1990: Chronione i zagrożone gatunki roślin naczyniowych Świętokrzyskiego Parku Narodowego oraz projektowanego Zespo- łu Parków Krajobrazowych Gór Świętokrzyskich, Rocznik Świętokrzyski 17, Warszawa Kraków: Butler T.J., Likens G.E., 1995: A direct comparison of throughfall plus stemflow to estimates of dry and total deposition for sulfur and nitrogen, Atmos. Environ. 29 (11): Chang S.C., 1999: The effect of stemflow on element fluxes and soil nitrogen transforamations in a mixed beech/oak stand in the Steigerwald, Germany, Bayreuther Forum Ökologie, Band 72. Grodzińska K., Laskowski R., (red.), 1996: Ocena stanu środowiska i procesów zachodzących w lasach zlewni potoku Ratanica (Pogórze Wielickie, Polska południowa), PIOŚ, Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa, ss

32 Klein J., 1979: Przenikanie opadów atmosferycznych do dla lasu grądowego Tilio-Carpinetum w północnej części Puszczy Niepołomickiej, FragmentaFloristica Et Geobotanica XXV: Jóźwiak M., 2001: Funkcjonowanie wybranego geoekosystemu w Górach Świętokrzyskich w warunkach kwaśnej imisji, Przegląd Geologiczny 49, 9: Kowalkowski A., Jóźwiak M., Kozłowski R., 2002: Metoda badania wpływu wód opadowych na właściwości gleb leśnych, Regionalny Monitoring Środowiska Przyrodniczego 3/02, KTN, Kielce: Kozłowski R., 2001: Dopływ składników mineralnych z opadem atmosferycznym do dna lasu na Stacji Bazowej ZMŚP Święty Krzyż (Góry Świętokrzyskie), W: M. Jóźwiak, A. Kowalkowski (red.), ZMŚP Funkcjonowanie i monitoring geoekosystemów z uwzględnieniem zanieczyszczeń powietrza, PIOŚ, Biblioteka Monitoringu Środowiska, Kielce: Kozłowski R., 2002: Zróżnicowanie wielkości i jakości spływu wód opadowych po pniach drzew w wybranych ekosystemach leśnych w Górach Świętokrzyskich, Regionalny Monitoring Środowiska Przyrodniczego 3/02, KTN, Kielce: Kruszyk R., 2001: Zróżnicowanie przestrzenne właściwości fizykochemicznych spływu po pniach sosny zwyczajnej w zespole Pino-Quercetum, zlewnia Jeziora Czarnego, Pomorze Zachodnie, W: M. Jóźwiak, A. Kowalkowski (red.), Zintegrowany Monitoring Środowiska Przyrodniczego. Funkcjonowanie i monitoring geoekosystemów z uwzględnieniem zanieczyszczenia powietrza. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Kielce: Levia D.F. Jr., Herwitz S.R., 2000: Physical properties of water in relation to stemflow leachate dynamics: implications for nutrient cycling. Can. J. For. Res. 30: Likens G.E., Bormann F.H., Pierce R.S., Eaton J.S., Johnson N.M., 1977: Biogeochemistry of a forested ecosystem, Springer-Verlag, New York Heidelberg Berlin, 146. Małek St., Wężyk P., 2000: Zmiany ilościowe i jakościowe opadów atmosferycznych na powierzchniach doświadczalnych w drzewostanach bukowych Ojcowskiego Parku Narodowego i Leśnego zakładu Doświadczalnego w Krynicy w latach 1997 i 1998, W: Małek St., Wężyk P. (red.), Monitoring procesów zachodzących w drzewostanach bukowych, w zmieniających się warun- kach środowiska przyrodniczego, na przykładzie Ojcowskiego Parku Narodowego i Leśnego Zakładu Doświadczalnego w Krynicy, Kraków-Nowy Sącz: Manual 1999: Manual on methods and criteria for harmonized, assessment, monitoring and analysis of the effects of air pollution on forest, Measurements of Deposition and Air Pollution, United Nations Economic Commission For Europe, Part VI. Marin C.T., Bouten W., Sevink J., 2000: Gross rainfall and its partitioning into throughfall, stemflow and evaporation of intercepted water in four forest ecosystems in western Amazonia. J. Hydrol. 237: Matzner E., 1988: Acidic precipitation: case study Solling, In: Adriano D.C., Havas M. (eds.): Acidic precipitation, Vol. 1, Case studies, Springer Verlag, New York: Neal C., Robson A.J., Bhardwaj C.L., Conway T., Jeffery H.A., Neal M., Ryland G.P., Smith C.J., Walls J., 1993: Relationships between precipitation, stemflow, and throughfall for a lowland beech plantation, Black Wood, Hampshire, southern England: findings on interception at a forest edge and the effects of storm damage. J. Hydrol. 146: Olszewski J.L., 1984: Intercepcja i jej wpływ na wysokość opadów atmosferycznych docierających do powierzchni gruntu w lesie, W: B. Dobrzański (red.), Metody oceny ilości wody z opadów docierających do powierzchni gruntu, Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych 288, Wydział Nauk Rolniczych i Leśnych PAN, PWN, Warszawa: Olszewski J.L., 1992: Indywidualizm klimatyczny Gór Świętokrzyskich, Rocznik Świętokrzyski 19, KTN, Kielce: Price A.G., Dunham K., Carleton T., Band L., 1997: Variability of water fluxes through the black spruce (Piceamariana) canopy and feather moss (Pleuroziumschreberi) carpet in the boreal forest of northern Manitoba. J. Hydrol. 196: Sah S.P., 1990: Vergleich des Stoffhaushalteszweier- Buchenwaldökosysteme auf Kalkgestein und auf Buntsandstein. Berichte des Forschungszentrums- Waldökosysteme/Waldsterben d. Univ. Göttingen, Reihe A, Bd. 59. Tang C., 1996: Interception and recharge processes beneath a Pinuselliotii forest. Hydrol. Process. 10:

33 Taniguchi, M., Tsujimura, M., Tanaka, T., 1996: Significance of stemflow in groundwater recharge. 1: evaluation of the stemflow contribution to recharge using a mass balance approach. Hydrol. Process. 10: Zdrubecký J., 1964: Vyzkumintercepcelesnichdŕevin, Vodohospod. Časopis 12 (3): COMPARISON OF SELECTED METHODS FOR CALCULATION OF STEMFLOW VOLUME Summary Forest ecosystems are a significant chain element in the water circulation system between the atmosphere and the pedosphere. The forest bottom is reached by atmospheric precipitation in the forms of throughfall and stemflow. The conducted result analysis of the atmospheric precipitation flowing down fir-tree trunks, with the use of selected methods for the conversion of precipitation volume flowing down fir-tree (Abies alba Mill.) trunks into mm of precipitation has enabled the conclusion that the most similar results may be obtained with the method which relies on the calculation of crown area of the studied trees and the method which relies on the determination of the trunk lateral area. The method which requires the calculation of the crown projection area includes only the studied trees which results in a smaller calculation error. However, the method which relies on the comparison of the firtree arrow trunk to a solid of revolution may show an increase in precipitation volume due to underestimation of the diversified area of the fir-tree trunk. Differences in water amounts reaching the forest soil along tree trunks are a consequence of diversification of biometric properties, mainly the tree trunk circumference. Among all the measured parameters, this property is characterised by the highest regression coefficient. Apart from the features of the tree itself (circumference, height, crown area or trunk morphology), stemflow volume reaching the substratum is affected by factors such as precipitation total, air temperature, relative humidity and wind velocity. 33

34

35 Wyniki Results

36

37 OCENA STOPNIA ZANIECZYSZCZENIA ŚRODOWISKA WOLIŃSKIEGO PARKU NARODOWEGO METALAMI, DWUTLENKIEM SIARKI I AZOTEM Paweł Dudzik, Katarzyna Sawicka-Kapusta, Renata Tybik, Konrad Pacwa Dudzik P., Sawicka-Kapusta K., Tybik R., Pacwa K., 2010: Ocena stopnia zanieczyszczenia środowiska Wolińskiego Parku Narodowego metalami, dwutlenkiem siarki i azotem (Assessment of environmental pollution by metals, sulphure dioxide and nitrogen in Wolinski National Park), Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Zarys treści: Badania dotyczące oceny zanieczyszczenia środowiska na obszarze Wolińskiego Parku Narodowego (WoPN) przeprowadzono w latach Koncentracje metali ciężkich (Cd, Pb, Cu, Fe, Zn) oraz siarki oznaczono w plechach porostu epifitycznego Hypogymnia physodes (L.) Nyl. Plechy zebrano w październiku 2005 roku (21 pkt). Materiałem badawczym był także opad ściółki oraz liście trzech gatunków drzew wybranych jako bioindykatory: dębu bezszypułkowego (Quercus petraea L.)/dębu szypułkowego (Quercus robur L.); buka zwyczajnego (Fagus sylvatica L.) i sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.). W celu pobrania reprezentatywnego dla każdego miejsca materiału roślinnego i określenia dopływu metali do dna lasu na terenie parku wytyczono trzy powierzchnie (Grodno, Wisełka, Wapnica). Na każdej z nich rozstawiono od października do końca listopada 2006 roku po 5 łapaczy listowia. W badanych liściach oceniono koncentrację pierwiastków (Cd, Pb, Cu, Zn, Fe, Ca, Mg, K, Na, N, S). Obliczono także opad ściółki i na podstawie zawartości metali w próbie mieszanej określono dopływ badanych pierwiastków do dna lasu. Na podstawie niskich koncentracji metali ciężkich w plechach porostów stwierdzono niewielkie zanieczyszczenie powietrza WoPN. Wyższe zanieczyszczenie stwierdzono w przypadku dwutlenku siarki. W żadnym z badanych gatunków biowskaźnikowych drzew nie zaobserwowano przekroczenia fizjologicznych i naturalnych poziomów stężeń. Stwierdzono, że akumulacja Pb była podobna we wszystkich gatunkach. Ponadto zaobserwowano, że najlepszym akumulatorem metali, zwłaszcza Cd, Cu i Zn, spośród analizowanych trzech gatunków są igły sosny. Dopływ siarki i azotu do dna lasu wraz z opadem ściółki jest niższy aniżeli stwierdzony w zlewni Ratanicy w latach 90. i nie zagraża procesom dekompozycji ściółki na terenach badanego parku. Na podstawie dopływu metali ciężkich do dna lasu stwierdzono, że WoPN należy do czystych parków. Słowa kluczowe: park narodowy, zanieczyszczenie środowiska, metale ciężkie, SO 2, Hypogymnia physodes, liście, dopływ, ściółka. Key words: National Park, environmental pollution, heavy metals, SO 2, Hypogymnia physodes, leaves, input, litter fall. Paweł Dudzik, Katarzyna Sawicka-Kapusta, Renata Tybik, Konrad Pacwa, Instytut Nauk o Środowisku UJ, ul. Gronostajowa 7, Kraków, pawel.dudzik@uj.edu.pl, katarzyna.sawicka-kapusta@uj.edu.pl 37

38 1. Wprowadzenie Obecnie mamy do czynienia z wieloma problemami środowiskowymi, z których jednym z najważniejszych jest zanieczyszczenie środowiska (Wilson i Spengler, 1996). Szybkie tempo rozwoju przemysłu, poza korzystnym dla społeczeństwa i kraju wzrostem gospodarczym, wpływa negatywnie na środowisko, które przez to ulega degradacji. Na degradację poza innymi obszarami narażone są także parki narodowe. W Polsce największy wpływ na zanieczyszczenie środowiska mają duże aglomeracje miejskie, wciąż nasilający się transport oraz w dużym stopniu tzw. niskie emisje, które są związane z gospodarstwami domowymi (Sawicka-Kapusta i wsp., 2005). Skażenie środowiska można określić metodami biologicznymi za pomocą biowskaźników (Nałęcz-Jawecki, 2000). Co raz częściej stosuje się więc biomonitoring środowiska. Ma on ogromną zaletę, gdyż organizmy same rejestrują kumulatywne działanie zanieczyszczeń, a również często wskazują na sposób ich działania. Szczególnie cennymi biowskaźnikami zanieczyszczenia środowiska są porosty i określone gatunki drzew (Jeran i wsp., 2002). Ocena zawartości wybranych metali ciężkich i siarki w plechach porostu, opadzie ściółki i liściach służy do porównania zmian zanieczyszczenia powietrza na danym obszarze w dłuższych okresach czasu (Sawicka-Kapusta i wsp., 2008). Zastosowanie bioindykacji w badaniach przeprowadzanych na terenie parków narodowych pozwala w porę zapobiegać występowaniu niekorzystnych zmian, których likwidowanie jest czasochłonne, a czasem nawet niemożliwe. Z tego powodu biomonitoring powinien być stosowany rutynowo na obszarach chronionych (Sawicka-Kapusta i wsp., 2005). Celem niniejszej pracy była ocena stopnia zanieczyszczenia środowiska metalami, dwutlenkiem siarki i azotem na terenie Wolińskiego Parku Narodowego. peraturze 60 C do uzyskania suchej masy. Następnie próby poddano odpowiedniej analizie chemicznej. Materiałem badawczym był także opad ściółki oraz liście trzech gatunków drzew wybranych jako biowskaźniki: dębu bezszypułkowego (Quercus petraea L.)/ dębu szypułkowego (Quercus robur L.); buka zwyczajnego (Fagus sylvatica L.); sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.), zebrane w roku 2006 z obszaru Wolińskiego Parku Narodowego. W celu pobrania reprezentatywnego dla każdego miejsca materiału roślinnego i określenia dopływu metali do dna lasu na terenie parku wytyczono trzy powierzchnie leśne 10 x 10 m (Wisełka Oddział 19j/19l; Grodno Oddział 10ak/10al; Wapnica Oddział 131n/31j) (ryc.1). Na każdej takiej powierzchni rozstawiono po 5 łapaczy listowia (w sumie w parku liczba łapaczy wyniosła 15). Łapacze są to ramki w kształcie kwadratów o powierzchni 1 m2. Do dna każdej z takich ramek została przymocowa- Ryc. 1. Rozmieszczenie badanych powierzchni w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 1. Locating examined areas in Wolinski National Park 2. Metody Plechy porostu Hypogymnia physodes (L.) Nyl. zebrano z terenu Wolińskiego Parku Narodowego (21 pkt) (ryc. 1). Przy wyznaczaniu punktów starano się, aby powierzchnia parku była pokryta nimi równomiernie. W danym punkcie pobierano plechy z 1 2 drzew na wysokości około 1,5 metra nad ziemią. Próby porostów zebrano w październiku 2005 roku. Na terenie parków zebrano różną ilość prób. Plechy porostów oczyszczono z kory i suszono (bez wcześniejszego mycia) w tem- 38 Fot. 1. Łapacz listowia Photo 1. Litter trap

39 na polietylenowa siatka o przekroju oczek 1 x 1 mm (fot. 1). Ramki zostały rozstawione losowo i eksponowane na powierzchniach w okresie jesiennym, tj. od października do końca listopada. Po dwóch miesiącach ekspozycji zebrano listowie z każdej ramki oddzielnie, później wysuszono w temperaturze pokojowej i posegregowano według gatunków (fot. 2). Następnie liście poszczególnych gatunków zostały zważone i na tej podstawie została obliczona ilość ściółki opadającej na 1 m 2 powierzchni oraz procentowy udział poszczególnych gatunków w tym opadzie. Na podstawie procentowej zawartości przygotowano średnią próby ściółki w ilości po 20 g, z której do analizy pobrano próby w trzech powtórzeniach. Niemyte próby liści, osobno dla każdego gatunku i miejsca, oraz 20-gramową próbę mieszaną dla każdego terenu zmielono w młynku elektrycznym w celu uzyskania homogennej próby. Tak uzyskany materiał roślinny suszono w temperaturze 60 C do uzyskania suchej masy. Następnie próby poddano odpowiedniej analizie chemicznej. Fot. 2. Segregacja listowia według gatunków Photo 2. Segregation of the foliage according to species Cały materiał badawczy poddano mineralizacji w mieszaninie HNO 3 +HClO 4 (4:1). Oznaczono koncentrację metali (Cd, Pb, Cu, Fe, Zn, K, Mg, Na, Ca) przy użyciu AAS (IL 251). Obliczono także opad ściółki i na podstawie zawartości metali w próbie mieszanej określono dopływ badanych pierwiastków do dna lasu. Koncentrację siarki (S) oznaczono metodą Buttersa- Chenry ego. Wyniki podano w µg/g s.m. Natomiast azot oznaczono za pomocą analizatora elementarnego CHNOS i wyniki podano w mg/g s.m. Analizowano również materiał referencyjny CRM 482. Odzysk wyniósł %. 3. Wyniki 3.1. Stężenie pierwiastków w plechach porostu Hypogymnia physodes (L.) Nyl. zebranych ze stanowisk naturalnych Wolińskiego Parku Narodowego (WoPN) W 2005 roku średnie stężenie kadmu w plechach porostów wyniosło 0,60 µg/g, a wszystkie otrzymane wartości mieściły się w zakresie od 0,20 do 1,40 µg/g. Najwyższe stężenie tego pierwiastka stwierdzono w punkcie nr 2 położonym nieopodal kolejowej sieci trakcyjnej biegnącej przez środek parku. Osiem prób charakteryzowało się niższym stężeniem od wartości średniej. Najniższą koncentrację stwierdzono w punkcie 1 położonym w pobliżu miejscowości Międzyzdroje oraz w punkcie nr 12 znajdującym się w lesie nieopodal drogi nr 102. Natomiast średnie stężenie ołowiu w plechach porostów wyniosło 7,96 µg/g. Zakres otrzymanych wartości mieścił się w przedziale od 4,05 do 14,03 µg/g. Najwyższe stężenie tego pierwiastka odnotowano w punkcie nr 7 położonym na cyplu Grodziszcze. Wysokie koncentracje stwierdzono również w punkcie 6 (13,09 µg/g) w okolicy Warnowa oraz 13 (11,06 µg/g) znajdującym się w lesie w pobliżu Jeziora Czajcze. Najniższe koncentracje stwierdzono w punkcie 1 (okolice Międzyzdrojów) (tab. 1, ryc. 1). Najwyższe koncentracje miedzi stwierdzono w punkcie 7 oraz 10 zlokalizowanym w centralnej części parku, z dala od dróg i zabudowań. Najniższe stężenie występowało w plechach porostów zebranych w punkcie nr 19 położonym w części południowej parku. Wartości pozostałych prób nie odbiegały w znaczący sposób od średniej. Średnie stężenie miedzi wyniosło 5,4 µg/g, a zakres otrzymanych stężeń od 3,4 do 6,7 µg/g. Natomiast najwyższą koncentrację żelaza stwierdzono w próbie nr 7 (podobnie jak przy miedzi), a najniższą w plechach zebranych w punkcie nr 6, nieopodal Warnowa. Ponad połowa prób charakteryzowała się niższym stężeniem od wartości średniej. Średnia koncentracja żelaza w plechach porostów wyniosła 452 µg/g, a zakres wartości mieścił się w przedziale od 305 do 738 µg/g. Najwyższe stężenie cynku stwierdzono w plechach zebranych w punkcie 18 (okolice Karnocic). Również wysoką wartość (122 µg/g) stwierdzono w punkcie 14 położonym w północnej części parku oraz nr 5 (121 µg/g) w pobliżu drogi nr 102. Najniższą wartość określono w plechach zebranych na stanowisku nr 8 znajdującym się w lesie, w okolicach Zalesia. Niemal wszystkie próby miały niższą koncentrację od średniej uzyskanej dla całego obszaru, która wyniosła 73 µg/g. Zakres otrzymanych wartości mieścił się 39

40 Tab. 1. Koncentracje metali ciężkich i siarki (µg/g s.m.) oraz miejsca zbioru porostów w Wolińskim Parku Narodowym w 2005 roku Tab. 1. Concentrations of heavy metals and sulphurs (µg/g d.w.) as well as places of the collection of lichens in Wolinski National Park in 2005 Nr próby/ Number of the sample Stężenie/Concentration (µg/g) Cd Pb Cu Fe Zn S Drzewo/Tree Miejsce zbioru (oddział)/ Place of the set (department) 1 0,20 4,05 5, sosna/pine ,40 10,01 5, dąb/oak ,41 6,08 5, sosna/pine 117b 4 0,40 6,05 6, modrzew/larch ,76 10,13 5, sosna/pine 82c 6 0,60 13,09 5, buk/beech 113a 7 0,74 14,03 6, buk/beech 110c 8 0,63 5,28 6, dąb/oak 68g 9 0,61 9,22 6, sosna/pine 120o 10 0,40 8,09 6, sosna/pine 86g 11 0,91 5,54 5, sosna pine 50b 12 0,20 6,06 5, sosna/pine 30c 13 0,66 11,06 5, sosna/pine 55i 14 1,00 6,99 4, dąb/oak a 17 0,61 10,07 6, dąb/oak 128d 18 0,61 8,06 4, brzoza/birch 148b 19 0,40 5,33 3, sosna/pine 137a 20 0,27 7,04 4, sosna/pine ,51 5,04 5, sosna/pine 89 max 1,40 14,03 6, min. 0,20 4,05 3, średnia 0,60 7,96 5, w przedziale od 45 do 147 µg/g (tab. 1, ryc. 1). Średnie stężenie siarki w plechach porostów z terenu parku wyniosło 1561 µg/g, a zakres otrzymanych stężeń mieścił się od 1235 do 2085 µg/g. Najwyższą koncentrację tego pierwiastka stwierdzono w punkcie nr 10 zlokalizowanym z dala od dróg i zabudowań. Była to jedyna tak wysoka wartość. Najniższą koncentrację uzyskano w punkcie 18. W dziesięciu próbach wykazano niższą koncentrację niż wartość średnia dla obszaru WoPN (tab. 1, ryc. 1) Koncentracja pierwiastków w liściach badanych gatunków drzew z WoPN Koncentracja pierwiastków w liściach dębu W WoPN najniższe stężenie kadmu w liściach dębu stwierdzono na powierzchni Grodno (0,10 µg/g). Ta wartość nie różniła się istotnie statystycznie od koncentracji z Wapnicy (0,16 µg/g), natomiast była istotnie statystycznie niższa od stężenia z powierzchni Wisełka 40

41 (0,39 µg/g). Koncentracje kadmu w Wisełce i Wapnicy nie różniły się istotnie statystycznie między sobą (ryc. 2). Natomiast najniższe stężenie ołowiu w liściach dębu stwierdzono na powierzchni Wapnica (0,98 µg/g), a najwyższe w Grodnie (1,63 µg/g). Koncentracja w Wisełce wyniosła 1,29 µg/g. Wszystkie te wartości nie różniły się istotnie między sobą (ryc. 3). Najwyższą koncentrację miedzi w WoPN zanotowano w Wisełce (14,6 µg/g), a najniższą w Wapnicy (7,1 µg/g). Natomiast stężenie w Grodnie wyniosło 8,0 µg/g (ryc. 4). Najniższe stężenie cynku w liściach dębu stwierdzono w Grodnie (12 µg/g), a najwyższe w Wapnicy (22 µg/g). Koncentracja w Wisełce wyniosła 20 µg/g. Wszystkie wartości nie różniły się statystycznie między sobą (ryc. 5). Natomiast najwyższą koncentrację żelaza na terenie WoPN zanotowano w Wapnicy (89 µg/g), a najniższą w Grodnie (56 µg/g). Stężenie w Wisełce wyniosło 66 µg/g i nie różniło się istotnie od dwóch pozostałych powierzchni. Wartości z Grodna i Wapnicy różniły się statystycznie między sobą (ryc. 6). W WoPN najniższe stężenie wapnia w liściach dębu stwierdzono w Grodnie (7589 µg/g), a najwyższe w Wisełce (9914 µg/g). Koncentracja w Wapnicy wyniosła (9761 µg/g). Wszystkie te wartości nie różniły się istotnie między sobą (ryc. 7). Najwyższą koncentrację magnezu zanotowano w Wapnicy (931 µg/g), Ryc. 2. Średnie stężenia kadmu (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 2. Average cadmium concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks Ryc. 3. Średnie stężenia ołowiu (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 3. Average lead concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks Ryc. 4. Średnie stężenia miedzi (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 4. Average copper concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks Ryc. 5. Średnie stężenia cynku (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 5. Average zinc concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks 41

42 Ryc. 6. Średnie stężenia żelaza (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 6. Average iron concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks Ryc. 7. Średnie stężenia wapnia (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 7. Average calcium concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks Ryc. 8. Średnie stężenia magnezu (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 8. Average magnesium concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks Ryc. 9. Średnie stężenia potasu (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 9. Average potassium concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks a najniższą w Grodnie (784 µg/g). Natomiast stężenie w Wisełce wyniosło 872 µg/g i nie różniło się statystycznie od dwóch pozostałych powierzchni. Wartości z Grodna i Wapnicy różniły się istotnie między sobą (ryc. 8). Również w Wapnicy zanotowano najwyższą koncentrację potasu (2180 µg/g), a najniższą w Grodnie (1667 µg/g). Natomiast stężenie tego pierwiastka w Wisełce wyniosło 2089 µg/g i nie różniło się statystycznie od dwóch pozostałych powierzchni. Wartości z Grodna i Wapnicy różniły się istotnie między sobą (ryc. 9). Najwyższą koncentrację sodu zanotowano w Grodnie (254 µg/g), a najniższą w Wapnicy (143 µg/g). Natomiast stężenie tego pierwiastka w Wisełce wyniosło 249 µg/g i nie różniło się statystycznie od dwóch pozostałych powierzchni. Wartości z Grodna i Wapnicy różniły się istotnie między sobą (ryc. 10). W Wolińskim Parku Narodowym średnia zawartość azotu w liściach dębu wyniosła 9,9 mg/g, a średnia koncentracja siarki 522 µg/g (tab. 2) Koncentracja pierwiastków w liściach buka Na obszarze WoPN najwyższą koncentrację kadmu zanotowano w liściach buka z Wisełki (0,30 µg/g). Ta wartość nie różniła się istotnie statystycznie od stężeń z Grodna (0,21 µg/g) i Wapnicy (0,20 µg/g) (ryc. 2). Natomiast najwyż ze stężenie ołowiu zanotowano w Grodnie (1,03 µg/g). Koncentracja w Wapnicy wy- 42

43 Tab. 2. Średnie stężenia azotu i siarki (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym (N = 9) Tab. 2. Average nitrogen and sulphur concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks (N = 9) Ryc. 10. Średnie stężenia potasu (µg/g s.m.) w liściach: Quercus petraea, Fagus sylvatica i Pinus sylvestris w Wolińskim Parku Narodowym Fig. 10. Average potassium concentrations (µg/g d.w.) in leaves: Quercus petrea, Fagus sylvatica and Pinus sylvestris in Wolinski National Parks niosła (1,01 µg/g), a w Wisełce (0,98 µg/g). Wszystkie te wartości nie różniły się istotnie między sobą (ryc. 3). W WoPN najniższe stężenie miedzi w liściach buka stwierdzono na powierzchni Wapnica (5,0 µg/g), a najwyższe w Wisełce (15,6 µg/g). Koncentracja w Grodnie wyniosła (8,8 µg/g) i nie różniła się statystycznie od dwóch pozostałych powierzchni, ale stężenie z Wapnicy było istotnie niższe niż w Wisełce (ryc. 4). Najwyższą koncentrację cynku zanotowano w Wapnicy (28 µg/g), a najniższą w Grodnie (19 µg/g). Natomiast stężenie w Wisełce wyniosło 24 µg/g i nie różniło się statystycznie od dwóch pozostałych powierzchni. Wartości z Grodna i Wapnicy różniły się istotnie między sobą (ryc. 5). Najniższe stężenie żelaza w liściach buka stwierdzono w Grodnie (61 µg/g), a najwyższe w Wisełce (95 µg/g). Te wartości różniły się statystycznie między sobą. Koncentracja w Wapnicy wyniosła (82 µg/g) i nie różniła się istotnie od powierzchni w Grodnie i Wisełce (ryc. 6). Na obszarze WoPN najniższe stężenie wapnia w liściach buka stwierdzono w Grodnie (8658 µg/g), a najwyższe w Wisełce ( µg/g). Te wartości różniły się istotnie statystycznie między sobą. Koncentracja w Wapnicy wyniosła (9338 µg/g) i nie różniła się statystycznie od powierzchni w Grodnie i Rostajne (ryc. 7). Natomiast najwyższą koncentrację magnezu w liściach buka zanotowano w Wapnicy (742 µg/g), a najniższą w Grodnie (633 µg/g). Natomiast stężenie w Wisełce wyniosło 696 µg/g i nie różniło się istotnie od dwóch pozostałych powierzchni. Wartości z Grodna i Wapnicy różniły się statystycznie między sobą (ryc. 8). Najniższą koncentrację potasu zanotowano w Wisełce (1675 µg/g). Ta wartość nie różniła się Pierwiastek /Element Dąb/Oak X ± SE Buk/ Beech X ± SE Sosna/ Pine X ± SE N 9,9 ± 1,3 10,5 ± 1,1 9,2 ± 1,3 S 522 ± ± ± 100 istotnie od stężeń z Grodna (1983 µg/g) i Wapnicy (2376 µg/g). Także obie te wartości nie różniły się statystycznie między sobą (ryc. 9). Natomiast najwyższą koncentrację sodu w WoPN zanotowano w Wisełce (256 µg/g), a najniższą w Wapnicy (170 µg/g). Obie te wartości różniły się istotnie. Stężenie w Grodnie wyniosło 202 µg/g. i nie różniło się statystycznie od dwóch pozostałych wartości (ryc. 10). W WoPN średnia zawartość azotu w liściach buka wyniosła 10,5 mg/g, a średnia koncentracja siarki 739 µg/g (tab. 2) Koncentracja pierwiastków w igłach sosny Najwyższą koncentrację kadmu w igłach sosny w WoPN zanotowano w Grodnie (0,46 µg/g), a najniższą w Wapnicy (0,13 µg/g). Stężenie w Wisełce wyniosło (0,20 µg/g). Wszystkie te wartości nie różniły się istotnie statystycznie między sobą (ryc. 2). Natomiast najwyższą koncentrację ołowiu zanotowano w Wisełce (1,31 µg/g). Ta wartość nie różniła się statystycznie od stężeń z Grodna (0,99 µg/g) i Wapnicy (0,98 µg/g) (ryc. 3). Na obszarze WoPN najwyższą koncentrację miedzi zanotowano w Grodnie (14,5 µg/g). Ta wartość nie różniła się istotnie od stężenia z Wisełki (11,9 µg/g), natomiast była statystycznie wyższa niż koncentracja w Wapnicy (7,8 µg/g). Stężenie miedzi z Wisełki nie różniło się istotnie od stężenia z Wapnicy (ryc. 4). Natomiast najwyższą koncentrację cynku zanotowano w Grodnie (55 µg/g). Ta wartość nie różniła się statystycznie od stężenia z Wisełki (36 µg/g), ale była istotnie wyższa od koncentracja w Wapnicy (25 µg/g). Stężenie cynku z Wisełki nie różniło się statystycznie od stężenia z Wapnicy (ryc. 5). Najwyższą koncentrację żelaza w WoPN zanotowano w Wisełce (77 µg/g), a najniższą w Wapnicy (69 µg/g). Obie te wartości różniły się istotnie między sobą. Natomiast stężenie 43

44 w Grodnie wyniosło 74 µg/g i nie różniło się statystycznie od dwóch pozostałych powierzchni (ryc. 6). Najwyższą koncentrację wapnia w igłach sosny na obszarze WoPN zanotowano w Wapnicy (8119 µg/g). Ta wartość nie różniła się istotnie od stężenia z Wisełki (7442 µg/g), natomiast była statystycznie wyższa niż koncentracja w Grodnie (7033 µg/g). Stężenie wapnia w igłach sosny z Wisełki nie różniło się istotnie od stężenia z Wapnicy (ryc. 7). Natomiast najwyższą koncentrację magnezu zanotowano w Grodnie (435 µg/g). Ta wartość nie różniła się statystycznie od stężeń z Wisełki (379 µg/g) i Wapnicy (344 µg/g) (ryc. 8). Także w Grodnie zanotowano najwyższą koncentrację potasu (2141 µg/g). Ta wartość nie różniła się istotnie od stężenia z Wisełki (1490 µg/g), ale była statystycznie wyższa niż koncentracja w Wapnicy (964 µg/g). Stężenie z Wisełki nie różniło się istotnie od stężenia z Wapnicy (ryc. 9). Najwyższą koncentrację sodu na obszarze WoPN zanotowano również w Grodnie (304 µg/g). Ta wartość nie różniła się statystycznie od stężenia tego pierwiastka w igłach sosny z Wapnicy (126 µg/g), ale różniła się istotnie od koncentracji z Wisełki (103 µg/g). Wartości sodu w Wapnicy i w Wisełce nie wykazały różnic statystycznych (ryc. 10). Na obszarze Wolińskiego Parku Narodowego średnia zawartość azotu w igłach sosny wyniosła 9,9 mg/g, a średnia koncentracja siarki 394 µg/g (tab. 2) Koncentracja metali w opadzie liści i ich dopływ do dna lasu Średni opad liści wszystkich gatunków drzew, z trzech powierzchni WoPN, wyniósł 225,9 g/m 2. Gatunkiem dominującym w opadzie ściółki był buk. Drugim pod względem ilościowym gatunkiem był dąb, a trzecim sosna. W WoPN wystąpiła mała różnorodność liści w opadzie, oprócz trzech gatunków dominujących wystąpiły tam w mniejszych ilościach: brzoza, grab, modrzew, jodła i inne. Na terenie WoPN średnia koncentracja kadmu w próbie mieszanej wynosiła 0,21 µg/g, a średni dopływ tego metalu do dna lasu wraz z opadającymi liśćmi wyniósł 47 µg/m 2. Najwyższy dopływ kadmu do dna lasu zanotowano w Grodnie (65 µg/m 2 ). Wartość ta różniła się istotnie statystycznie od dopływu w Wisełce (41 µg/m 2 ) i Wapnicy (38 µg/m 2 ). Natomiast obie te wartości nie różniły się istotnie między sobą (tab. 3). Średnia koncentracja ołowiu w próbie mieszanej wyniosła 0,99 µg/g. Dopływ ołowiu do dna lasu wraz z opadającymi liśćmi w WoPN wyniósł 224 µg/m 2. Najniższy dopływ ołowiu do dna lasu stwierdzono w Wapnicy (184 µg/m 2 ). Wartość ta różniła się statystycznie od dopływu z Grodna (281 µg/m 2 ), ale nie różniła się istotnie od wartości z Wisełki (204 µg/m 2 ). Dopływ ołowiu w Grodnie nie różnił się statystycznie od dopływu ołowiu z Wisełki (tab. 3). Średnia koncentracja miedzi w opadzie ściółki wyniosła 5,5 µg/g. Wszystkie te wartości różniły się istotnie między sobą. Dopływ miedzi do dna lasu w WoPN wyniósł 1,24 mg/m 2. Najwyższy zanotowano w Grodnie (1,53 mg/m 2 ). Wartość ta różniła się istotnie od dopływu w Wapnicy (0,90 mg/m 2 ), ale nie różniła się statystycznie od powierzchni w Wisełce (1,30 mg/m 2 ). Natomiast dopływ z Wisełki różnił się istotnie od dopływu w Wapnicy (tab. 3). Średnia zawartość cynku w próbie mieszanej wyniosła 53 µg/g. Dopływ cynku wraz z opadem ściółki do dna lasu wyniósł 5 mg/m 2. Najwyższy zanotowano w Grodnie (6 mg/m 2 ). Wartość ta różniła się statystycznie od dopływu w Wisełce (4 mg/m 2 ) i Wapnicy (5 mg/m 2 ). Natomiast obie te wartości nie różniły się istotnie między sobą (tab. 3). Średnia koncentracja żelaza w opadzie w WoPN wyniosła 96 µg/g. Natomiast dopływ tego metalu do dna lasu był równy 22 mg/m 2. Najwyższy dopływ żelaza zanotowano w Grodnie (26 mg/m 2 ), a najniższą koncentracje tego pierwiastka stwierdzono w Wisełce (19 mg/m 2 ). Natomiast w Wapnicy dopływ żelaza do dna lasu wyniósł 20 mg/m 2. Wartości te nie różniły się między sobą (tab. 3). Na obszarze WoPN średnia koncentracja wap- Tab. 3. Średni dopływ pierwiastków (µg/m 2 ) wraz z opadem liści (próba mieszana) do dna lasu w Wolińskim Parku Narodowym Tab. 3. Average input of elements (µg/m 2 ) with fall leaves out (mixed leaves) to the forest floor in Wolinski National Park Miejsce/ Place Cd X ± SE Pb X ± SE Dopływ do dna lasu (µg/m 2 )/Input to the forest floor (µg/m 2 ) Cu X ± SE Zn X ± SE Fe X ± SE Ca X ± SE Mg X ± SE K X ± SE Na X ± SE Wisełka 38 ± 0,2 204 ± 0,90 1,30 ± 0,13 19 ± 0, ± 0, ± 131, ± 11, ± 5,36 38 ± 1,35 Grodno 65 ± 9,1 281 ± 1,20 1,53 ± 0,09 26 ± 0, ± 0, ± 113, ± 6, ± 22,05 61 ± 0,15 Wapnica 41 ± 0,1 184 ± 0,21 0,90 ± 0,05 20 ± 0, ± 1, ± 25, ± 4, ± 11,78 32 ± 1,37 44

45 nia wyniosła 9761 µg/g. Stwierdzono, że ilość wapnia dopływającą do dna lasu wynosi 2205 mg/m 2. Najwyższy dopływ wapnia zanotowano w Grodnie (2547 mg/m 2 ), a najniższy w Wapnicy (1978 mg/m 2 ). Natomiast dopływ w Wisełce wyniósł 2015 mg/m 2. Pomiędzy tymi trzema powierzchniami nie wykazano różnic istotnie statystycznych (tab. 3). Na badanych powierzchniach WoPN średnia koncentracja magnezu w opadzie ściółki wyniosła 721 µg/g. Natomiast średni dopływ magnezu wraz z opadającymi liśćmi do dna lasu wyniósł 163 mg/m 2. Najwyższy dopływ magnezu zanotowano w Grodnie (202 mg/m 2 ), a najniższą koncentracje tego pierwiastka stwierdzono w Wapnicy (134 mg/m 2 ). Natomiast w Wisełce dopływ magnezu wyniósł 151 mg/m 2. Pomiędzy wszystkimi powierzchniami nie wykazano różnic statystycznych (tab. 3). Średnia koncentracja potasu stwierdzona w WoPN wyniosła 1824 µg/g. Dopływ tego metalu do dna lasu wyniósł 412 mg/m 2. Najwyższy dopływ zanotowano w Wisełce (404 mg/m 2 ), a najniższy stwierdzono w Grodnie (396 mg/m 2 ). Natomiast dopływ potasu w Wapnicy wyniósł 397 mg/m 2. Pomiędzy tymi trzema powierzchniami nie wykazano różnic istotnie statystycznych (tab. 3). Średnie stężenie sodu w WoPN wynosiło 190 µg/g. Dopływ tego metalu do dna lasu wyniósł 43 mg/m 2. Najniższy dopływ sodu stwierdzono w Wapnicy (32 mg/m 2 ). Wartość ta różniła się istotnie od dopływu z Grodna (61 mg/m 2 ), ale nie różniła się istotnie statystycznie od wartości z Wisełki (38 mg/m 2 ). Dopływ sodu w Grodnie nie różnił się statystycznie od dopływu sodu z Wisełki (tab. 3). W WoPN średnia zawartość azotu w próbie mieszanej wyniosła 9,4 mg/g, a dopływ tego pierwiastka wyniósł 2,120 g/m 2. Natomiast koncentracja siarki w próbie mieszanej była równa 0,869 mg/g, a jej dopływ do dna lasu wyniósł 0,196 g/m Podsumowanie Pomysł zastosowania żywych organizmów do określenia kondycji środowiska oparto na założeniu, że istnieje pewnego rodzaju równowaga między danymi czynnikami środowiskowymi a potrzebami bytowymi pewnych organizmów. Już w XVI wieku wykorzystywano rośliny, które jako organizmy wskaźnikowe były pomocne w poszukiwaniu rud i określaniu żyzności gleb. Gdy nastąpił rozwój przemysłu okazało się, że rośliny mogą służyć nie tylko do określenia naturalnych warunków danego obszaru, ale również mogą dostarczać informacji jakościowej i ilościowej na temat zmian zachodzących w środowisku pod wpływem antropopresji. Rośliny jako akumulatory są uniwersalnym, niezawodnym i niedrogim materiałem badawczym. Ich duże zdolności do pochłaniania i magazynowania pierwiastków, przyczyniają się do obiegu materii w tym także zanieczyszczeń (np. obiegu metali w ekosystemie leśnym) (Sawicka-Kapusta, 1990; Wardencki, 2004). Na podstawie uzyskanych wyników z plech porostów Hypogymnia physodes (L.) Nyl. dokonano oceny zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki w Wolińskim Parku Narodowym. Wykazano tutaj niską wartość średnią dla kadmu, ołowiu, miedzi oraz żelaza. Niestety dla całego obszaru Parku stwierdzono wysoką średnią koncentrację siarki, świadczącą jednak o zanieczyszczeniu parku dwutlenkiem siarki. Analizowano poziom metali w liściach trzech gatunków drzew w celu oceny zanieczyszczenia środowiska WoPN. Na podstawie przeprowadzonych badań stwierdzono, że biowskaźnikowe gatunki nie przekroczyły granicy naturalnej zawartości kadmu. Poziomy z WoPN można przyjąć za zawartość naturalną tego metalu w liściach (ryc. 2). Różnice koncentracji ołowiu w poszczególnych gatunkach nie były zbyt duże i tym samym nie można wskazać wyraźnego akumulatora tego metalu. Najwięcej akumulował dąb. Jednak stężenia we wszystkich gatunkach badanych liści nie przekroczyły naturalnej zawartości tego pierwiastka (ryc. 3). Dla miedzi najwyższe stężenie stwierdzono w sośnie. Na badanych terenach koncentracja zawartości miedzi w liściach gatunków biowskaźnikowych nie przekroczyła naturalnej granicy zawartości miedzi w roślinach. W związku z czym można stwierdzić, że średnie stężenia miedzi w liściach nie wskazały na zanieczyszczenie WoPN (ryc. 4). Natomiast najwyższa koncentracja cynku była w igłach sosny. Najprawdopodobniej związane to jest ze zwiększoną zdolnością tego gatunku do akumulacji cynku. Natomiast najniższe koncentracje tego pierwiastka stwierdzono w liściach dębu. Na żadnej powierzchni nie została przekroczona naturalna, fizjologiczna zawartość tego metalu (ryc. 5). W przypadku żelaza najwyższe koncentracje tego metalu stwierdzono w liściach buka. Podobnie jak w przypadku innych pierwiastków nie stwierdzono zanieczyszczenia WoPN tym metalem (ryc. 6). Dla wapnia najwyższe średnie stężenie stwierdzono w liściach buka. Natomiast najniższą koncentrację tego pierwiastka odnotowano w sośnie (ryc. 7). W przypadku magnezu najniższe koncentracje tego metalu stwierdzono w sośnie, natomiast najwyższe w dębie (ryc. 8). Najwyższa koncentracja potasu była w liściach buku 45

46 (ryc. 9). Średnie koncentracje sodu były najwyższe w liściach dębu, a najniższe w szpilkach sosny (ryc. 10). W żadnym z badanych gatunków biowskaźnikowych nie zaobserwowano przekroczenia fizjologicznych i naturalnych poziomów stężeń. Metale obecne w liściach drzew lub zatrzymane na ich powierzchni, dopływając wraz ze ściółką do dna lasu, mają duży wpływ na ilość pierwiastków w powierzchniowych warstwach gleby, jak również na dostępność tych metali dla roślin. Nadmierna ilość metali ciężkich w liściach może hamować proces dekompozycji ściółki i tym samym powodować wolniejszy obieg nutrietów w ekosystemie (Berg i Laskowski, 2006). Na terenie Wolińskiego Parku Narodowego odnotowano niską koncentracje kadmu i ołowiu w dopływie do dna lasu (tab. 3), jak również zawartość ich w próbie mieszanej. Najwyższy dopływ tych pierwiastków zanotowano w Grodnie (tab. 3). Może to mieć związek z tym, że w pobliżu tej powierzchni przebiega ruchliwa trasa, jak również że jest to teren ośrodka i leży najbliżej morza, w związku z czym nie ma strefy buforowej i tym samym miejsce to może być bardziej narażone na zanieczyszczenia przenoszone z wiatrem, nawet na zanieczyszczenia transgraniczne. Oprócz tego mamy tutaj do czynienia z napływem zanieczyszczeń z lokalnych źródeł (m.in. z Międzyzdrojów i Wisełki). Średni dopływ Cu, Zn, Fe, Ca i Mg do dna lasu na wszystkich trzech powierzchniach WoPN wykazywał podobne zależności. Odnotowano na nich niskie koncentracje tych pierwiastków w próbie mieszanej, jak również w dopływie do dna lasu. Najwyższy dopływ tych pierwiastków do dna lasu odnotowano w Grodnie (tab. 3). Wystąpiła tutaj podobna zależność jak w przypadku kadmu i ołowiu. Cu, Zn, Fe, Ca i Mg należą już do pierwiastków fizjologicznych i w związku z czym występują w znacznej ilości w organizmie roślin. Oczywiście mają swoją górną i dolną granicę zawartości, przy której nie działają na roślinę w sposób negatywny. Przekroczenie granicy powoduje skutki uboczne. Najwyższą ilość potasu w dopływie zanotowano w Wisełce (WoPN) (tab. 3). Jeśli chodzi o koncentrację sodu w próbie mieszanej, jak również dopływ tego pierwiastka do dna lasu, to w WoPN stwierdzono podwyższoną zawartość tego metalu (tab. 3). Najwyższe stężenie sodu w dopływie zanotowano w Grodnie (tab. 3). Koncentracja z WoPN wiąże się z zasoleniem nadmorskich gleb i jest tym samym najwyższa na powierzchni położonej najbliżej morza, dzięki stałemu zasilaniu w roztwory soli przez wody Bałtyku (Zawadzki, 1999). Dopływ siarki i azotu do dna lasu wraz z opadem ściółki na terenie Wolińskiego Parku Narodowego był niewielki i niższy aniżeli stwierdzony w zlewni Ratanicy w latach dziewięćdziesiątych (Grodzińska i Laskowski, 1996). Na podstawie analizy dopływu metali ciężkich do dna lasu należy uznać, że WoPN należy do czystych parków. Podobnie wcześniejsze badania Kruczek (2006), prowadzone na innych powierzchniach WoPN, potwierdziły niski dopływ metali (Cd, Pb, Cu, Zn i Fe) i w związku z tym obecnie środowisko WoPN nie jest zagrożone. Woliński Park Narodowy znajduje się w północnozachodniej części Polski. Obszar ten jest generalnie zaliczany do terenów czystych. W bezpośrednim sąsiedztwie parku brak jest dużych okręgów przemysłowych czy aglomeracji miejskich. Podwyższone koncentracje metali w niektórych punktach zbioru porostów, a także wysokie koncentracje siarki są spowodowane przede wszystkim emisją ze źródeł lokalnych. Na terenie Wolińskiego Parku Narodowego występują obszary zabudowane, m.in. jednostka wojskowa w Białej Górze, ośrodki wypoczynkowe Grodno I, Grodno II, budynki i zabudowania dyrekcji oraz strażników parku. Za największe źródło negatywnych oddziaływań człowieka na Park uznano jednak obszary osadnicze strefy granicznej. Zaliczono tutaj kilka miejscowości: Lubin, Wapnica, Wicko, Zalesie, Międzyzdroje, Wisełka oraz Warnowo. Obszary tego typu oddziaływają m.in. przez emisję zanieczyszczeń pyłowych i gazowych z emitorów niskich (zabudowa mieszkaniowa) oraz emitorów wysokich (ośrodki wczasowe i hotele). Występują tu również punktowe źródła emisji gazów pochodzących z licznych indywidualnych palenisk kotłowych (Nagler, 2003). Drugim źródłem lokalnych zanieczyszczeń są linie komunikacyjne występujące zarówno na terenie Parku, jak i w jego strefie granicznej. Przez obszar Wolińskiego Parku Narodowego przeprowadzone są m.in. droga międzynarodowa relacji Szczecin Międzyzdroje Świnoujście (nr 3), droga krajowa Międzyzdroje Wisełka (nr 102) oraz szereg lokalnych, m.in. Wisełka Warnowo, Wapnica Trzciągowo. Ponadto występuje linia kolejowa relacji Szczecin Międzyzdroje Świnoujście. Wspomniane ciągi komunikacyjne są źródłem emisji gazów spalinowych (CO 2, NO x, SO 2 ) oraz pyłów i związków organicznych (Lewicki i Jakuczun, 2000; Nagler, 2003). Woliński Park Narodowy znajduje się również pod wpływem zanieczyszczeń powietrza dalekiego zasięgu. Jest to wynikiem warunków meteorologicznych panujących na tym obszarze. Wieloletnie obserwacje wykazały, że na terenie województwa zachodniopomorskiego przeważają wiatry wiejące z kierunków zachodnich i południowo-zachodnich. Ponadto w 2005 roku w części wschodniej dość znaczny był udział wiatrów wschodnich. Na wszystkich stacjach pomiarowych przeważały one w miesiącach: marzec, kwiecień, wrzesień i paź- 46

47 dziernik (Landsberg-Uczciwek, 2006). Do zewnętrznych źródeł oddziaływania na Park zaliczono miejscowości: Świnoujście, Kamień Pomorski, Wolin, Police oraz Szczecin tworzące ośrodki dalszego sąsiedztwa (Nagler, 2003). Woliński Park Narodowy narażony jest także na emisje napływowe z Niemiec. Ostatnio na podstawie badań biomonitoringowych na obszarach północnej Polski stwierdzono podwyższone koncentracje kadmu, cynku i dwutlenku siarki w powietrzu, co może stanowić zagrożenie dla Wolińskiego Parku Narodowego (Sawicka-Kapusta i wsp., 2010). 5. Literatura Bajorek K., Sawicka-Kapusta K., 2002: Poziom metali ciężkich w opadzie liści oraz dopływ metali do dna lasu jako efekt oddziaływania aglomeracji krakowskiej. W: IV Krajowe Sympozjum. Reakcje biologiczne drzew na zanieczyszczenia przemysłowe. Poznań Kórnik, Poznań: Bogucki Wydawnictwo Naukowe. Berg B., Laskowski R., 2006: Litter decomposition: a guide to carbon and nutrient turnover. Advances in Ecological Research 38. Elsevier. Grodzińska K., Laskowski R., 1996: Ocena stanu środowiska i procesów zachodzących w lasach zlewni Potoku Ratanica (Pogórze Wielickie, Polska Południowa). PIOŚ, Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa: Jeran Z., Jaćimović R., Batic F., Mavsar R., 2002: Lichens as integrating air pollution monitors. Environmental Pollution. 120: Kruczek J., Ocena zanieczyszczenia Wolińskiego Parku Narodowego przy użyciu biowskaźników roślinnych. Kraków: Praca magisterska. ZMŚ INoŚ UJ. Landsberg Uczciwek M. (red.), 2006: Roczna ocena jakości powietrza w województwie zachodniopomorskim Raport za rok Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Szczecinie. Lewicki I. Jakuczun B., 2000: Woliński Park Narodowy. Multico Oficyna Wydawnicza, Warszawa. Nagler T., 2003: Relief. W: A. Kostrzewski (red.). Identyfikacja oraz analiza stref konfliktowych Wolińskiego Parku Narodowego. Woliński Park Narodowy środowisko przyrodnicze, kształtowanie i ochrona. Bogucki Wydawnictwo Naukowe, Poznań: Nałęcz-Jawecki G., 2000: Bioindykacja biologiczne metody badania toksyczności środowiska. Akademia Medyczna w Warszawie. Sawicka-Kapusta K., 1990: Reakcja roślin na dwutlenek siarki i metale ciężkie w środowisku bioindykacja. Wiadomości Ekologiczne. 36: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Gdula- Argasińska J., Stochmal M., 2005: Ocena narażenia środowiska obszarów chronionych. Zanieczyszczenie metalami i SO2 parków narodowych. Uniwersytet Jagielloński, Kraków. Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Bydłoń G., Pizło A., Marek A., 2008: Zanieczyszczenie powietrza na terenie stacji bazowych ZMŚP w 2007 roku na podstawie koncentracji metali ciężkich i siarki w plechach porostu Hypogymnia physodes. Monitoring Środowiska Przyrodniczego. 9/08: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Bydłoń G., Hajduk J., 2010: Ocena zanieczyszczenia powietrza Stacji Bazowych ZMŚP metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki w latach z wykorzystaniem porostu Hypogymnia physodes. Monitoring Środowiska Przyrodniczego. W druku. Wardencki W. (red.), 2004: Bioanalityka w ocenie zanieczyszczeń środowiska. Gdańsk: Centrum Doskonałości Analityki i Monitoring Środowiskowego (CEEAM), Wydział Chemiczny, Politechnika Gdańska. Wilson R., Spengler J.D., 1996: Particles in Our Air: Concentrations and Health Effects. Harvard School of Public Health. Harvard University Press. Zawadzki S. (red.), 1999: Gleboznawstwo. Warszawa: PWRiL. 47

48 ASSESSMENT OF ENVIRONMENTAL POLLUTION BY METALS, SULPHURE DIOXIDE AND NITROGEN IN WOLINSKI NATIONAL PARK Summary The assessment of environmental pollution in Wolinski National Park was taken place in the period of Heavy metals accumulation (Cd, Pb, Cu, Fe, Zn) and sulphure dioxide were estimated in Hypogymnia physodes (L.) Nyl. Lichens were collected from 21 points in October One of the materials which was taken into research was litter fall and leaves from trees choosen as bioindicators: Quercus petraea L./Quercus robur L., Fagus sylvatica L. and Pinus sylvestris L. Research territory was divided into three area (Grodno, Wisełka, Wapnica). On each of them there were picketed 5 litter traps from October until November Concentration of Cd, Pb, Cu, Zn, Fe, Ca, Mg, K, Na, N, S was assessed after leaves collection. There was also calculated litter fall. Based on metal concentration in leaves we estimated the metal supply into the bottom of the forest. Low concentration of the researched metals in trees leaves indicate low air pollution in Wolinski National Park. The higher contamination was indicated in case of sulphure dioxide. None of the researched bioindicators showed exceed of either physiological or natural level of concentration. Concentration of Pb was the same in the case of each bioindicator species. Furthermore, the best accumulator were pine needles. The fall of sulphure and nitrogen into the bottom of the forest is lower than fall in Ratanica catchment in 90 s and it is not threaten decomposition process in Wolinski National Park. On the base input of heavy metals to the forest floor there was affirmed that Wolinski National Park is unpolluted. 48

49 PRZEBIEG, PRZYCZYNY I SKUTKI ŚRODOWISKOWE EKSTREMALNEGO ZDARZENIA POGODOWEGO W GÓRACH ŚWIĘTOKRZYSKICH W 2006 ROKU Marek Jóźwiak 1, Krzysztof Jarzyna 2, Rafał Kozłowski 1, Mirosław Szwed 1 Jóźwiak M., Jarzyna K., Kozłowski R., Szwed M., 2010: Przebieg, przyczyny i skutki środowiskowe ekstremalnego zdarzenia pogodowego w Górach Świętokrzyskich w 2006 roku (The course, reasons and environmental effects of a 2006 extreme weather phenomenon in the Świętokrzyskie (Holy Cross) Mts.) Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Zarys treści: Czwarty Raport IPCC wskazuje szereg trendów dotyczących zmian częstości występowania, intensywności i zasięgu ekstremalnych zjawisk pogodowych w drugiej połowie XX wieku. Wzrost zagrożenia ze strony ekstremalnych zjawisk pogodowych dla funkcjonowania środowiska przyrodniczego oraz społeczeństw ludzkich powoduje, że kluczowym zadaniem staje się rejestracja i prognozowanie tych zjawisk. W pracy przedstawiono przebieg pogody w lipcu 2006 roku, który charakteryzował się ekstremalnymi warunkami termicznoopadowymi, wyjątkowymi w skali wielolecia. Przedstawiono również skutki środowiskowe i dokonano diagnozy przyczyn tego ekstremalnego zdarzenia pogodowego. Słowa kluczowe: temperatura, opad, zlewnia, przepływ. Key words: temperature, rain, catchment, water flow. 1 Marek Jóźwiak, Rafał Kozłowski, Mirosław Szwed, Katedra Ochrony i Kształtowania Środowiska UJK Kielce, tel , fax , marjo@ujk.edu.pl 2 Krzysztof Jarzyna, Instytut Geografii UJK Kielce tel , fax Wprowadzenie Czwarty Raport IPCC wskazuje szereg trendów dotyczących zmian częstości występowania, intensywności i zasięgu ekstremalnych zjawisk pogodowych w drugiej połowie XX wieku (Tranberth i in., 2007). Nad obszarami lądowymi wzrosła w tym czasie częstość dni i nocy gorących. Obserwowany jest też zarówno wzrost częstości opadów o dużej intensywności, jak i wzrost powierzchni zagrożonych suszą. Autorzy raportu prognozują, że w XXI wieku tendencje te utrzymają się, skutkując w umiarkowanych szerokościach geograficznych wzrostem częstości, czasu trwania i intensywności fal gorąca oraz wzrostem ryzyka wystąpienia suszy i opadów ulewnych (Meehl i in., 2007). Wzrost zagrożenia ze strony ekstremalnych zjawisk pogodowych dla funkcjonowania środowiska przyrodniczego oraz społeczeństw ludzkich powoduje, że kluczowym zadaniem staje się rejestracja i prognozowanie tych zjawisk. Jest to również perspektywicznie jedno z najważniejszych zadań w ramach programu badań Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego (Kostrzewski, 2009). Rejestracja tego typu zdarzeń w skali lokalnej oraz ocena ich skutków dla badanej zlewni reprezentatywnej jest jednym z podstawowych zadań Stacji Bazowej ZMŚP Święty Krzyż. Celem niniejszego opracowania jest prezentacja na podstawie materiałów stacji meteorologicznych zlokalizowanych w Paśmie Łysogórskim Gór Świętokrzyskich przebiegu pogody w lipcu 2006 roku. 49

50 najcieplejszym i najsuchszym miesiącem od początku działania stacji meteorologicznej IMiGW w 1954 roku. Zaklasyfikowano go jako ekstremalnie ciepły według klasyfikacji H. Lorenc i skrajnie suchy według klasyfikacji Z. Kaczorowskiej (ryc. 2). lipiec ( ) 2. Materiały i metody suma opadów (mm) Dane meteorologiczne, które wykorzystano do niniejszego opracowania pochodzą z dwóch stacji zlokalizowanych w centralnej części Gór Świętokrzyskich. Są to stacja IMGW, reprezentująca warunki szczytowe góry Łysiec (595 m n.p.m.) oraz Stacja Bazowa ZMŚP Święty Krzyż, położona w strefie stokowej, północnej części stoku Łyśćca (513,5 m n.p.m.) ryc. 1. Urządzenia pomiarowe do określenia warunków meteorologicznych na stacji ZMŚP zamontowane zostały na wysokości 30 m powyżej gruntu, tj. około 2 3 m powyżej koron drzew. Uzyskane dane pochodzą z automatycznej stacji Milos 500 oraz deszczomierza Helmana. 350 ekstremalnie ciepły Miesiąc ten odznaczał się ekstremalnymi warunkami termiczno-opadowymi, wyjątkowymi w skali wielolecia. Przedstawiono również skutki środowiskowe oraz dokonano diagnozy przyczyn tego ekstremalnego zdarzenia pogodowego skrajnie suchy ,7 C 1,9 mm 22 temperatura powietrza ( C) Ryc. 2. Klasyfikacja warunków termiczno-opadowych lipca na stacji meteorologicznej IMiGW Święty Krzyż na podstawie danych z okresu Fig. 2. Classification of the July thermal and precipitation conditions at the IMiGW Święty Krzyż weather station based on data Ryc. 1. Położenie punktów pomiarowych Fig. 1. Location of measurement sites 3. Przebieg pogody na Świętym Krzyżu w lipcu 2006 roku Rok 2006, według klasyfikacji termiczno-opadowej (Kaczorowska, 1962; Lorenc i wsp., 2008), zaliczono do kategorii ciepły i suchy. Do najbardziej anomalnych należała pogoda w lipcu. Średnia temperatura na Świętym Krzyżu wyniosła wówczas 20,7 C (stacja IMiGW) i 21,5 C (stacja ZMŚP). Wartość ze stacji IMiGW przewyższyła normę klimatyczną dla Świętego Krzyża o 4,5 C. Suma miesięczna opadu wyniosła odpowiednio: 1,9 mm i 2,8 mm. Jest to około 1,5% wartości średniej z wielolecia Lipiec 2006 roku był 50 Ryc. 3. Przebieg wybranych elementów pogody na stacji meteorologicznej IMiGW Święty Krzyż w lipcu 2006 roku Fig. 3. Courses of selected weather elements at the IMiGW Święty Krzyż weather station in July 2006

51 A B Ryc. 4. Odchylenia średniej dobowej temperatury powietrza (A) i sumy opadów (B) z lipca 2006 roku od średnich wartości z wielolecia ( Fig. 4. Deviations of average diurnal air temperature (A) and precipitation total (B) in July 2006 from average values of the multi-year period ( Na podstawie danych pochodzących ze stacji meteorologicznej IMiGW można stwierdzić, że w lipcu 2006 roku wystąpiły dwa okresy wysokiej temperatury przełom 1 i 2 dekady lipca i 3 dekada miesiąca. Dni gorące, z maksymalną temperaturą dobową przekraczającą 25 C, wystąpiły w okresie od 5 do 14 lipca i od 18 lipca do końca miesiąca. Najwyższą wartość temperatury powietrza (29,9 C) zanotowano 27 lipca. Zarejestrowano również 2 noce gorące (10/ i 26/27.07.), gdy temperatura powietrza nie spadła poniżej 20 C. Dobowe amplitudy temperatury powietrza były stosunkowo duże, osiągając 14 C (ryc. 3). Okresom wysokiej temperatury powietrza towarzyszyło niskie zachmurzenie nieba (ryc. 3). Niskie zachmurzenie w połączeniu z długim dniem dało efekt w postaci silnej insolacji. Suma miesięczna całkowitego promieniowania słonecznego w lipcu 2006 roku wyniosła 824 MJ*m -2 według danych Stacji Bazowej ZMŚP Święty Krzyż. Wzrostowi zachmurzenia towarzyszyły opady. W lipcu 2006 roku zanotowano tylko 4 dni z opadem. Występowały wówczas jedynie niewielkie opady przelotne o sumach dobowych nieprzekraczających 1 mm (ryc. 3). Powietrze było w tym miesiącu stosunkowo suche; średnia wilgotność względna wynosiła wówczas tylko 57%. Równie anomalny przebieg pogody obserwowano w lipcu 2006 roku nie tylko w Górach Świętokrzyskich, ale niemalże w całej Polsce (Lorenc i in., 2008), jak również w dużej części Europy ryc. 4 ( 4. Przyczyny ekstremalnego zdarzenia pogodowego z lipca 2006 roku Niska wilgotność powietrza, zachmurzenie nieba i opady oraz stosunkowo duże dobowe amplitudy temperatury powietrza i wysokie maksymalne temperatury dobowe sugerują częste występowanie pogody antycyklonalnej w lipcu 2006 roku. Tak też było w istocie lipiec Objektive Grosswetterlagen ( 18 No 4 No 19 No 5 20 No No 8, Cyklonicznosc ś na poziomie 950 hpa, Cyklonicznosc ś na poziomie 500 hpa, Wilgotnosc ś troposfery sucha. typ wyzowy wilgotna. typ wyzowy. typ nizowy wilgotna. typ nizowy przewazajacy ą kierunek wiatru 25 No No. typ wyzowy 12 No 27 No sucha 13 No 28 wilgotna Ryc. 5. Kalendarz Objektive Grosswetterlagen dla lipca 2006 roku Fig. 5. Objektive Grosswetterlagen Calendar for July

52 Zobiektywizowana wersja kalendarza Grosswetterlagen ( dowodzi, że pogoda w Europie Środkowej przez większą część lipca 2006 roku kształtowana była przez ośrodki wysokiego ciśnienia (ryc. 5). Stąd też bardzo często obserwowano zakrzywione trajektorie molekuł powietrza, o kierunku przemieszczania się zgodnym z ruchem wskazówek zegara typowym dla układów antycyklonalnych (ryc. 6(A)). W większości przypadków były to wyże wysokie, mogące na dłuższy czas zaburzać strefowy przepływ po- wietrza w umiarkowanych szerokościach geograficznych. Rozwój inwersji z osiadania w obszarze podwyższonego ciśnienia skutkował wspomnianym brakiem opadów oraz małym zachmurzeniem, które w połączeniu z długim dniem i dużą wysokością kątową Słońca w trakcie górowania odpowiadało za wysokie temperatury powietrza. Krótka noc nie pozwalała na silne wychłodzenie się podłoża mimo małego zachmurzenia. A B Ryc. 6. Wsteczne trajektorie cząstki powietrza dla punktu o koordynatach 51ºN, 21ºE, 500 m n.p.g. z godziny 12:00 UTC dnia 11 (A) i 26 (B) lipca 2006 roku Fig. 6. Backward trajectories of an air particle for the site whose coordinates are 51ºN, 21ºE, 500 m above ground level, as at 12:00 UTC, July 11 (A) and 26 (B), 2006 Druga przyczyna wysokich temperatur to okresowy napływ zwrotnikowych mas powietrza nad Europę Zachodnią i Środkową towarzyszący rozwojowi klinów Wyżu Azorskiego (ryc. 6(B). Na taką możliwość wskazuje też dodatnia w lipcu 2006 roku wartość wskaźnika NAO w wersji Hurrela +0,83 ( ac.uk). Trwałość pogody w tym okresie wynikała z osłabienia strefowego przepływu powietrza w sektorze euro-atlantyckim umiarkowanych szerokości geograficznych, prowadzących do rozwoju bloku. Dowodzi tego wzrost wartości wskaźnika European blocking w pentadach poprzedzających okresy najwyższych temperatur powietrza ryc. 7 ( 5. Skutki ekstremalnych warunków termicznoopadowych w środowisku przyrodniczym Wody powierzchniowe zlewni badawczej Stacji Bazowej ZMŚP Święty Krzyż reprezentowane są przez dwa profile oznaczone na rycinie 8 jako C5 profil znajdujący się w leśnym odcinku cieku oraz C6 (ryc. 9) profil zamykający zlewnię. Bezimienny ciek (na dokładnych mapach Świętokrzyskiego Parku Narodowego zwany Wieńcem), odwadniający zlewnie w górnej części, zachowuje charakter naturalny, zaś w swym dolnym odcinku jest silnie przekształcony antropogenicznie na potrzeby lokalnej infrastruktury komunalnej (wieś Baszowice i Hucisko). Dokonywane pomiary obejmowały natężenie przepływu w analizowanych punktach oraz pozwoliły określić takie para- 52

53 european blocking index 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0-0,2-0,4-0,6 1-5 Jan Jan Feb Mar Apr May May Jun Jun Jul Aug Sep Oct Oct Nov Nov Dec ,8-1 Ryc. 7. Przebieg wskaźnika European blocking w 2006 roku Fig. 7. Course of the European Blocking Index in 2006 metry, jak: stany wody, natężenie przepływu, odpływ jednostkowy, wskaźnik odpływu oraz współczynnik odpływu w odniesieniu do ogólnych warunków hydrometeorologicznych. Jak wynika z przedstawionych danych, najwyższe przepływy wody występowały w II i III kwartale roku hydrologicznego 2006, w związku z tajaniem pokrywy śniegowej. Odpływ rzeczny wyniósł 72,9 mm, zaś roczny współczynnik odpływu 10,7%. Wyraźny wpływ opadów na kształtowanie się odpływu zanotowano w okresie letnim, gdzie niskim wielkościom opadów towarzyszyły niskie stany wód oraz minimalne jednostkowe odpływy. Decydujący wpływ na taką sytuację miały rekordowo niskie opady, podwyższona temperatura powietrza i zwiększone parowanie z obszaru odwadnianej zlewni. Szacunkowa wartość ewapotranspiracji potencjalnej obliczona dla lipca 2006 roku ze wzoru Turca (Turc, 2500,0 6000,0 2000,0 5000,0 4000,0 1500,0 [l. s -1 ] [l. s -1 ] 3000,0 1000,0 2000,0 500,0 1000,0 0,0 0, Ryc. 8. Dynamika przepływu wody na leśnym odcinku cieku odwadniającego zlewnię badawczą ZMŚP Święty Krzyż w roku hydrologicznym 2006 Fig. 8. Dynamics of water flow in the forest segment of the watercourse which drains the studied catchment under the Integrated Natural Environment Monitoring System at Święty Krzyż in the hydrological year 2006 Ryc. 9. Dynamika przepływu wody w profilu zamykającym zlewnię badawczą. Fig. 9. Dynamics of water flow in the profile closing the studied catchment 53

54 1961) wynosi 161,4 mm. Uwzględniając miesięczną sumę opadów można więc stwierdzić, że Klimatyczny Bilans Wodny jest ujemny i wynosi -169 mm. W lipcu 2006 roku zanotowano również najniższe w historii stany wód na kilku posterunkach wodowskazowych zlokalizowanych na rzekach odwadniających Pasmo Łysogórskie (Lorenc i in., 2008). Susza meteorologiczna spowodowała również wzrost zagrożenia pożarowego w lasach. Na 859 pożarów, które wybuchły w lasach województwa świętokrzyskiego w 2006 roku, ponad połowa miała miejsce w lipcu (Forest Fires in Europe , 2007). Poza pożarami susza nie dotknęła jednak silniej świętokrzyskich lasów, gdyż po suchym lipcu nadszedł deszczowy sierpień 2006 roku. Turc L., 1961: Evaluation des besoins en eau d irrigation, evapotranspiration potentielle, Ann. Agron., 12, Netografia Europe-2007.pdf. Europe-2006.pdf Literatura Forest Fires in Europe , 2007: Europian Commision Joint Research Centre, Institute for Environment and Sustainability. Kaczorowska Z., 1962: Opady w Polsce w przebiegu wieloletnim. Prace Geograf., PAN, 33. Kostrzewski A., 2009: Zintegrowany Monitoring Środowiska Przyrodniczego (przedmowa): Funkcjonowanie środowiska przyrodniczego w okresie przemian gospodarczych w Polsce, Bochenek W., Kijowska M. (red.), Biblioteka Monitoringu Środowiska. Lorenc H., Mierkiewicz M., Sasim M., 2008: Susze w Polsce ze szczególnym uwzględnieniem roku 2006 (historia, przyczyny, natężenie, zasięg, skutki, wnioski), Wiadomości Meteorologii Hydrologii Gospodarki Wodnej, II(LII), 1 2, Meehl G.A. et al. (2007) in Climate Change 2007: The Physical Science Basis, eds. Solomon S. et al. (Cambridge Univ Press, Cambridge, UK), pp Trenberth K.E., Jones P.D., Ambenje P., Bojariu R., Easterling D., Klein Tank A., Parker D., Rahimzadeh F., Renwick J.A., Rusticucci M., Soden B., Zhai P., 2007: Observations: Surface and Atmospheric Climate Change. In: Climate Change The Physical Science Basis. Contribution of WG 1 to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. S. Solomon, D. Qin, M. Manning, Z. Chen, M. C. Marquis, K. B. Averyt, M. Tignor and H. L. Miller (eds.), Cambridge University Press. Cambridge, U.K., and New York, NY, USA, , plus annex online. THE COURSE, REASONS AND ENVIRONMENTAL EFFECTS OF A 2006 EXTREME WEATHER PHENOMENON IN THE ŚWIĘTOKRZYSKIE (HOLY CROSS) MTS. Summary The IPCC Fourth Assessment Report points to several trends pertaining to changes in the frequency of occurrence, intensity and scope of extreme weather phenomena in the second half of the 20th century. Increasing threats from extreme weather phenomena to the functioning of the natural environment and human communities make recording and forecasting these phenomena a key task. The paper, basing on the data from two weather stations (Institute of Meteorology and Water Management IMGW; Integrated Natural Environment Monitoring System at Święty Krzyż), presents weather courses in July 2006: the year characterised by extreme thermal and precipitation conditions, unique in a multi-year period. Environmental effects thereof have been presented, and the reasons for this extreme weather phenomenon have been diagnosed. It has been found that in July 2006 occurred two hightemperature periods: the turn of the second July decade and the third July decade. Diurnal air temperature amplitudes were relatively high, reaching 14 C. At the same time, only four days with precipitation of diurnal total not exceeding 1 mm were recorded. As a result, the lowest ever river stages at several river gauging stations located in the rivers draining the Łysogórskie Range occurred. In addition, the meteorological drought caused increased fire hazard in the forests. 54

55 HUMUS LEVEL IN SOILS OF SOUTHERN KAZAKHSTAN IRRIGATED MASSIFS AND THEIR STATISTICAL CHARACTERISTICS Maria A. Ibraeva 1, Azimbay Otarov 1, Bogusław Wiłkomirski 2, Małgorzata Suska-Malawska 2 Ibraeva M.A., Otarov A., Wiłkomirski B., Suska-Malawska M., 2010: Humus level in soils of Southern Kazakhstan irrigated massifs and their statistical characteristics (Poziom humusu w glebach nawadnianych masywów południowego Kazachstanu charakterystyka statystyczna) Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Abstract: The development of large-scale irrigation agriculture in the arid region of southern Kazakhstan, which was initiated in the 1960s under the former Soviet Union has resulted not only in salinization of the soil, but also in the process of soil dehumification. Dehumification process is registered at all arable lands, but in southern Kazakhstan, where the agricultural sector is one of the key elements of the country s economy, it is especially important. In order to establish an appropriate countermeasure against soil dehumification the humus level in soils of southern Kazakhstan irrigated massifs, i.e. Akdalinsky massif (Am) and Shieliisky massif (Sm) was investigated and analytical data were statistically elaborated. The soils of both massifs have a low level of total humus, 1.28 ± 0.136% in Am and 1.46 ± 0.191% in Sm, respectively. The different design is observed at the content of water soluble form of humus. The soils of Am have higher level of this form (0.006 ± %), the soils of Sm, are characterized by the lower level (0.003 ± 0,0002%). The soils of Am have a higher degree of humus solubility (0.51 ± 0.062%), whereas the soils of Sm are characterized by 2.1 times lower values reaching 0.24 ± 0.022%. The content of nitrogen in humus from investigated soils was also determined. The soils of newly irrigated Am were characterized by lower saturation with nitrogen (5,6 ± 0,24%), whereas the saturation with nitrogen in the soils of Sm achieved higher level (6,8 ±0,40%). These results allow us to draw a conclusion about very low humus level in the investigated areas. The humus level decline cause the worsening of soil fertility and decrease its buffer capacity, influencing negatively crop production. Hence the assessment of current humus level in the irrigated soils is an important task in ecology and soil sciences. In case of too intensive dehumification the urgent action leading to the increase of humus level is necessary. Key words: Kazakhstan, irrigation, humus level, dehumification. Słowa kluczowe: Kazachstan, nawadnianie, humus, dehumifikacja. 1 Maria A. Ibraeva, Azimbay Otarov, Research Institute of Soil Science and Agrochemistry after U.U. Uspanov, Almaty, Kazakhstan, otarov@netmail.kz 2 Bogusław Wiłkomirski, Małgorzata Suska-Malawska, Institute of Botany, Warsaw University, Warsaw, Poland, bowi@biol.uw.edu.pl; malma@biol.uw.edu.pl 1. Introduction Soil degradation is an important, undesirable and complex process connected either with natural phenomena or with inappropriate land use practices. The technological backwardness of industry and agriculture, extensive use of natural resources and irrigation have resulted in the significant degradation of soils in 55

56 Kazakhstan. One of the major factors of soil degradation is the process of soil dehumification (Zonn, 2005). Dehumification leads to a number of economic and social consequences including the reduction of harvesting capacity, decrease of agricultural sector export potential and slow development of food industry. Irrigation in Central Asia, including Kazakhstan has been practiced for thousands of years, but the largescale infrastructure was constructed from the1960s during the period of growing interest in cotton production. During the last 30 years irrigated areas in Syr Darya basin, including southern Kazakhstan, have increased rapidly (Cai et al., 2003). In spite of the impressive achievements of irrigation in ensuring food security and rural welfare, irrigation also leads to some serious problems. Soil salinization in irrigated farms and their vicinity is one of the most important problems (Khakimov, 1989, Funakawa et al., 2000). Soil salinization has caused environmental and human health concerns (Mainguet, 1991; Williams and Aladin, 1991; Ishida et al., 1995). The other serious problem connected with the irrigation is the loss of humus. In the northern Kazakhstan since the 1960s soils have generally lost 20 30% of humus as a result of natural erosion processes and irrational methods of soil use. In southern Kazakhstan the situation is even worse and the loss of humus makes up already 30 40% in the soils of irrigated massifs in Kyzylorda oblast (Zubairov, 2002). The process of dehumification development in irrigated soils, its mechanism, and principal causes, leading to dehumification, were considered in previous works (Ibraeva, 2003; Otarov et al., 2007). The aim of the present study is to investigate and assess the current humus condition in the south of Kazakhstan irrigated soils. 2. Material and methods Study sites. The investigations were carried out at Shieli and Akdakla massifs. Shieli massif is located in the south of Kazakhstan, in predelta of Syr-Darya River and completely covers the territory of the same region in Kyzylorda oblast, and Akdala massif is located in the south-east Kazakhstan in the ancient delta of the river Ili. Both massifs are used for irrigation agriculture. Rice is the major culture at both massifs. The location of the investigated massifs is presented in Figure Results and discussion Our investigations proved that the level of total humus in the soils of newly irrigated Akdala massif of rice cultivation decreased by % in comparison with the initial condition. The loss of the most mobile water soluble form of humus achieves 12 36% for one season (Otarov et al., 2007). The loss of humus makes up already 30 40% in the soils of old irrigated massifs in Kyzylorda oblast and its level makes up less Fig. 1. Location of the study areas Ryc. 1. Położenie terenów badawczych 56

57 than 1% on the 60% of the arable lands in the oblast (Zubairov, 2002). The loss of humus is promoted by mobilization and migration processes, which are rather intensive in the conditions of permanent flooding. The domination of reduction conditions and high alkaline medium are the main mobilization processes. The constant descending current of irrigation water is the main migration process, promoting the removal of mobilization process products into the profile depth and drainage waters (Otarov et al., 2007). These losses, undoubtedly, cause the worsening of soil fertility, decrease of their buffer capacity and resistance to unfavorable anthropogenic factors. In this connection the research and assessment of modern humus level in the irrigated soils is one of the most urgent tasks in modern biology and soil science. Soil survey works on studying of soil humus conditions have been carried out on selected study areas within the framework of the international project Coordination of scientific activities towards elaboration of common strategy for environmental protection and sustainable management in Syr-Darya River Basin, in Uzbekistan and Kazakhstan. Humus condition was estimated by the total humus level in soils, contents of humus water soluble part, degree of its solubility and saturation with nitrogen. Alluvial-meadow, meadow-boggy, boggy soils were mainly used for rice cultivation at Shieli massif and takyr-like soils at Akdala massif. The soils had an initial salinity. As a result of the long-term use of the soils for rice cultivation, the soils of both massifs developed according to the classification of Kazakhstan soil scientists (Borovsky, 1959; Karazhanov, 1973; Volkov, 1983) and have turned into irrigated (paddy) boggy soils. The changes of soils under this culture are provided with the specific conditions of its cultivation constant flooding. The major part of the massifs has a favorable relief for irrigation. Soil formation rocks are closely connected with the relief elements. The alluvial deposits are represented by light loams, loamy sands and fine granular silt sands on the raised elements of the relief and by heavy loams and clays in depressions. The soil formation on the territory of both massifs proceeds under the conditions of a desert continental climate which is characterized by significant continental parameters and a small quantity of atmospheric precipitation (not more than 100 mm per year), high value of evaporation ( mm per year). Therefore, the development of agriculture on these massifs is possible only under irrigation. The availability of moisture is a decisive condition that determines the direction of the soil formation process and efficiency of agriculture. The temperature regime is characterized by a long-term warm period and provides the favorable conditions for the cultivation of different crops under irrigation. The application of statistical data analysis is of great importance for the determination of the contents value, peculiarities of soil properties spatial variation or average contents of these or other elements in certain soil types or in their complex for the increase of the reliability of received data and conclusions. Furthermore, the application of the statistical analysis also increases the interpretation capacities of the data. It is necessary to recognize that all the conclusions on the absolute values of soil properties, received from one or several typical pits without the statistical treatment of the received data can often be improbable and lead to a wrong interpretation of the received data (Dmitriev, 1995). In statistical science an investigated random value is mainly characterized by two groups of constants. The constants of the first group characterize the average level of the investigated value and the second one the degree of variability and both groups present the law of a random value distribution. Among the constants characterizing the distribution of these or other elements in soils, the average arithmetic constant, characterizing the average level of their contents, occupies a special place. The main aim of most works is to study the characteristics and determine the exact significance of the average value. Furthermore, under the statistical treatment of the received analytical data, the average value acts as an initial one for the calculation of other not less valuable constants, characterizing the distribution of the investigated value. The statistical analysis of parameters of humus, nitrogen and their derivative forms level in soils is presented in Table 1. The calculated values of Student s t-criterion show that t actual is greater than t table in the given soils under 95% level of significance. These prove the statistical reliability of the received data. Rather narrow limits of confidential interval (t 0, 05x m) can serve as an indirect confirmation. The coefficient variation values of the investigated attributes (they do not exceed an average value) show the statistical stability of the received data. Thus, the analytical data received as a result of the researches, are characterized by a statistical stability and can be used for the assessment of the current humus condition of the soils investigated at the massifs of rice cultivation. The soils of both massifs have a low level of total humus, which is showed in Figure 2. 57

58 Tab. 1. Statistical analysis of chemical features Tab. 1. Analiza statystyczna właściwości chemicznych Parameters Cecha n M ± m Statistics parameters Parametry statystyczne t-criterion współczynnik t actualт. t 0,05 ± t 0,05 * m V, % Shielisky massif/masyw Shielinski Humus total, % 6 1,45 ± 0,191 7,9 2,4 0,49 32,3 Soluble in water humus, % 6 0,003 ± 0, ,0 2,4 0, ,9 Solubility humus, % 6 0,24 ± 0,022 10,9 2,4 0,06 22,5 Easy hydrolyze nitrogen, mg/kg 6 39,2 ± 0,72 54,2 2,4 1,9 4,5 Total nitrogen, % 6 0,1 ± 0,01 9,7 2,4 0,03 25,2 Saturation humus nitrogen, % 6 6,8 ± 0,40 16,9 2,4 1,0 14,5 Akdalinsky massif/masyw Akdaliński Humus total, % 12 1,28 ± 0,136 9,4 2,2 0,3 36,8 Soluble in water humus, % 12 0,006 ± 0,0007 9,0 2,2 0,002 38,7 Solubility humus, % 12 0,51 ± 0,062 8,2 2,2 0,1 42,4 Easy hydrolyze nitrogen, mg/kg 12 48,5 ± 4,01 12,1 2,2 8,8 28,6 Total nitrogen, % 12 0,07 ± 0,007 9,9 2,2 0,02 35,2 Saturation humus nitrogen, % 12 5,6 ± 0,24 22,8 2,2 0,5 15,2 Total humus, % Water-soluble humus, % 1,60 1,40 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 0,007 0,006 0,005 0,004 0,003 0,002 0,001 0,000 1,28 1,45 0,006 0,003 Akdalinsky massif Shieliisky massif Akdalinsky massif Shieliisky massif Fig. 2. Contents of total and soluble in water forms humus in soils irrigated massifs Ryc. 2. Zawartość całkowitego i rozpuszczalnego w wodzie humusu w glebach nawadnianych masywów According to the soil classification on the total humus level (Methodical manual, 2005) the soils from all the surveyed territories can be referred to the group with low humus level. Despite of this fact, a small difference is observed among the soil of both massifs according to the level of total humus. The soils of Akdala massif are characterized by a relatively low level of humus (1.28 ± 0.136%), and the soils of Shieli massif by a higher relative level, equal to 1.45 ± %. A different picture is observed when contents of water soluble form are considered. The soils of Akdala are characterized by relatively high contents of this form (0.006 ± %) and the soils of Shieli massif by relatively low contents. These data prove the conclusion, made earlier that the loss of humus in paddy soils is caused by specific conditions, provided with a constant flooding and due to its mobile water soluble form. This conclusion is also supported by the value of humus solubility in the investigated soils. These data are presented in Figure 3. The soils of Akdala massif have a high degree of humus solubility (0.51 ± 0.062%). Humus solubility in the soils of Shieli massif is lower by 2.1 times. From this, it is possible to draw an important conclusion, that the increase of mobile water soluble form of humus is provided with the increase of its solubility. This value can serve as a diagnostic factor of the fact that the soils are subjected to dehumification. 58

59 Solibilitu humus, % 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 0,51 0,24 Akdalinsky massif Shieliisky massif The contents of nitrogtn in humus, % 8,0 7,0 6,0 5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 5,6 6,8 Akdalinsky massif Shieliisky massif Fig. 3. Solubility humus in soils irrigated files Rys. 3. Zawartość rozpuszczalnego humusu w glebach terenów nawadnianych One of the main parameters of a qualitative humus composition is the presence of nitrogen in its composition, as one of the main nutritive element for plants. The regularity, analogous to the composition of total humus, is observed in the soils of both investigated massifs humus saturation with nitrogen. The saturation of the paddy soils with nitrogen is practically directly proportional to the level of total humus, what id presented in Figure 4). The soils of newly irrigated Akdala massif have the least saturation with nitrogen (5.6 ± 0.24%) and the soils of Shieli massif have a relatively high saturation, the level of nitrogen saturation is 6.8 ± 0.40%. On the basis of the obtained data it is possible to draw a conclusion that the current humus condition of the irrigated soils in the south Kazakhstan is characterized by a very low degree of protection of total humus. One of the reasons leading to the dehumification of these soils is the intensity of the formation and value of humus mobile water soluble form and the value of humus solubility. The humus of the soils has different Fig. 4. Contents of nitrogen in humus structure in soils of irrigated files Rys. 4. Zawartość azotu w strukturach humusowych w glebach terenów nawadnianych degrees of solubility depending on the start of the massif irrigation. The degree of solubility is higher in the soils of newly irrigated Akdala massif than in the massifs irrigated for a long time. The correlation between the levels of total nitrogen and total humus is observed under the grapho-analytical method of analysis. The level of easy hydrolyzed form of nitrogen in the soils of the investigated massifs resembles the level of humus water-soluble form and the degree of its solubility. The obtained analytical data were subjected to a correlation analysis in order to check the direction and narrowness of the bonds. Complex dependences of different directions were revealed among the investigated parameters and presented in Table 2. The number of narrow reliable correlation bonds for the investigation of paddy soils properties is the following: total humus 5, water soluble humus 3, humus solubility 3, and easily hydrolyzed nitrogen 3, and total nitrogen 3, nitrogen level in humus 1. Tab. 2. Correlation coefficients of chemical features Tab. 2. Współczynniki korelacji dla cech chemicznych Compared features Porównywane cechy Humus total Humus całkowity Soluble in water humus Humus rozpuszczalny w wodzie Solubility humus Stopień rozpuszczalności humusu Easy hydrolyze nitrogen Azot łatwo hydrolizujący Total nitrogen Azot całkowity Saturation humus nitrogen Wysycenie humusu azotem Humus total 1.00 Soluble in water humus Solubility humus Easy hydrolyze nitrogen Total nitrogen Saturation humus nitrogen

60 A positive correlation with the total (r = 0.88) and easily hydrolyzed (r = 0.71) nitrogen is found for the total humus. An average bond exists in decreasing order of correlation coefficients value with humus solubility (negative), water soluble form of humus and le vel of nitrogen in humus (negative). High values of pair correlation coefficient among the indicated parameters enable to consider such interdependence of paddy soils fertility elements (irrigated massifs) as an objectively existing regularity. The investigation and assessment of the current humus condition of the southern Kazakhstan irrigated soils are very important. Similar investigations are also necessary for the determination of the soil degradation reasons and development of practical measures for the stabilization and improvement of soil humus condition. It is known that the soils with a stable high humus level promote the reception of stable high and ecologically pure yields of crops. Furthermore, it is necessary to begin works on the development of the methods for the regulation and optimization of humus condition in the irrigated soils, located in the south and south-east of Kazakhstan. The necessity of transition to the sustainable systems of the agricultural development, gradual transition to biological methods of struggle with weeds of fields and pests of cultivated cultures, replacement of mineral fertilizers by organic ones, increase of the soil fertility at the expense of a deepening of the humus horizon and increase of the humus contents at the first stage up to natural levels of the zone soils are substantial for Kazakhstan agriculture. The duration of these stages are about years. Acknowledgements We wish to acknowledge our indebtedness to European Commission for the proposal Syr Darya (contract number ) within the priority FP INCO- Russia+NIS/SSA-4 which made this work possible. 4. References Borovsky V.M., Ablakov E.B., Kozhevnikov K.Y., 1953: Ancient delta of Syr-Darya and northern Kyzyl-Kum. V.2, Alma-Ata, publishing house of AS KazSSR, 1959, 418 p. Cai X., McKinney D.C., Rosegrant M.W., 2003: Sustainability analysis for irrigation water management in the Aral Sea region. Agricultural Systems 76, Dmitriev E.A., 1995: Mathematical statistics in soil science. Moscow, publishing house of Moscow State University, 320 p. Funakawa S., Suzuki R., Karbozova E., Kosaki T., Ishida N., 2000: Salt-affected soils under ricebased irrigation agriculture in southern Kazakhstan. Geoderma 97, Ibraeva M.A., 2003: Humus condition of soils, used for rice cultivation in the arid zone of Kazakhstan. / Theses of proceedings, II International conference Humic substances in biosphere, Moscow, Saint- Petersburg, p Ishida N., Tsujimura S., Kubota H., Izumi K., 1995: Environmental problems in the area of Syrdarya and the Aral Sea. Proceedings of Forum on the Caspian, Aral, and Dead Seas, and Symposium on the Aral Sea and Surroundings Region. Technical Publication Series 4 UNEP International Environmental Technology Centre, Osaka/Shiga Karazhanov K.D., 1973: Soils of Kazalinsk massif and perspectives of their use. Alma-Ata, Nauka KazSSR, 1973, 171 p. Khakimov F.I., 1989: Soil Melioration Conditions of Desertification in Deltas. Puschino, Moscow, p Mainguet M., 1991: Desertification: Natural background and human mismanagement. Springer Verlag, Berlin, p Methodical manual on agrochemical survey of agricultural lands. Village Nauchny, Otarov A., Ibraeva M.A., Saparov A. S., 2007: Degradation processes and modern soil-ecological condition of paddy soils in the republic. / Soil genesis, fertility and ecology. Almaty, Thetis, Volkov A.I., 1984: Systematic description of soils. / Soils of KazSSR, issue 14. Kyzylorda oblast. Alma-Ata, publishing house Nauka KazSSR, 1983, p Williams W. D., Aladin N.V., 1991: The aral Sea: recent limnological changes and their conservation significance. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater, Zonn, I. S., 2005: Desertification in the Central Asian Countries. In Faye, B., Esenov P. (eds) Desertification Combat and Food Safety, IOS Press, NATO Science Series, p Zubairov O.Z., 2002: Amelioration condition of irrigated soils in Kyzylorda oblast. In: System of agricultural production in Kyzylorda oblast, Almaty, publishing house Bastau, p

61 POZIOM HUMUSU W GLEBACH NAWADNIANYCH MASYWÓW POŁUDNIOWEGO KAZACHSTANU CHARAKTERYSTYKA STATYSTYCZNA Streszczenie Rozwój intensywnego nawadniania gruntów rolnych w suchych rejonach południowego Kazachstanu, który rozpoczął się w Związku Radzieckim w latach sześćdziesiątych ubiegłego stulecia, spowodował nie tylko wzrost zasolenia gleb, ale także ich dehumifikację. Proces dehumifikacji został stwierdzony we wszystkich gruntach rolnych, jednak w południowym Kazachstanie, gdzie sektor rolniczy ma kluczowe znaczenie, jest szczególnie istotny. W celu opracowania odpowiednich działań zapobiegawczych został określony poziom substancji humusowych w glebach dwóch terenów położonych w południowym Kazachstanie, tzn. na obszarze Masywu Akdalińskiego (Am) i Masywu Shilińskiego (Sm). Uzyskane wyniki zostały opracowane statystycznie. Gleba obu masywów charakteryzuje się niskim poziomem humusu całkowitego (odpowiednio 1,28 ± 0,136% w Am i 1,46 ± 0,191% w Sm). Zaobserwowano zróżnicowany poziom rozpuszczalnych w wodzie form humusu. Wyższy poziom takich substancji stwierdzono w glebach Am (0,006 ± 0,0007%), niższy w glebach Sm (0,003 ± 0,0002%). Gleby Am wykazują wyższy stopień rozpuszczalności humusu (0,51 ± 0,062%, podczas gdy gleby Sm charakteryzują ponaddwukrotnie niższe wartości (0,24 ± 0,022%). Oznaczono także zawartość azotu w humusie badanych gleb. Gleby krócej nawadnianego obszaru Am charakteryzowały się niższym udziałem azotu w strukturach humusowych (5,6 ± 0,24%), podczas gdy wysycenie humusu azotem w glebach Sm osiągało poziom 6,8 ± 0,40%. Przedstawione wyniki pozwalają na stwierdzenie bardzo niskiej zawartości humusu w glebach badanych terenów. Spadek zawartości humusu powoduje pogorszenie żyzności gleby, jak również zmniejszenie jej zdolności buforowej, co wpływa negatywnie na wysokość plonów. Zatem ocena aktualnego poziomu humusu w nawadnianych glebach jest istotnym zadaniem ekologii i gleboznawstwa. W przypadku zbyt intensywnej dehumifikacji należy podejmować pilne działania w celu podniesienia poziomu humusu. 61

62

63 OCENA ZANIECZYSZCZENIA POWIETRZA STACJI BAZOWYCH ZMŚP METALAMI CIĘŻKIMI I DWUTLENKIEM SIARKI W LATACH Z WYKORZYSTANIEM POROSTU HYPOGYMNIA PHYSODES Katarzyna Sawicka-Kapusta, Marta Zakrzewska, Gabriela Bydłoń, Joanna Hajduk Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Bydłoń G., Hajduk J., 2010: Ocena zanieczyszczenia powietrza Stacji Bazowych ZMŚP metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki w latach z wykorzystaniem porostu Hypogymnia Physodes (Estimation of air pollution in the base stations of the integrated nature monitoring system by heavy metals and sulphur dioxide in using lichen Hypogymnia physodes), Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Zarys treści: Zanieczyszczenie powietrza Stacji Bazowych ZMŚP metalami ciężkimi i SO 2 ocenia się od 2001 roku, stosując jako biowskaźnik porost Hypogymnia physodes. W lipcu 2009 roku, na terenie siedmiu Stacji Bazowych (Biała Góra, Storkowo, Puszcza Borecka, Wigry, Pożary, Św. Krzyż i Szymbark) zebrano próby tego porostu, występujące w naturalnym środowisku, na stałych powierzchniach monitoringowych. W plechach H. physodes analizowano stężenie Cd, Pb, Cu, Zn, Fe, Ni i Cr, stosując metodę AAS, a poziom S, stosując metodę turbidymetryczną. Na terenie Stacji Bazowych ZMŚP wykazano zróżnicowane zanieczyszczenia powietrza zarówno metalami ciężkimi, jak i dwutlenkiem siarki. Najwyższe, podobne, poziomy kadmu wykazano na Stacjach Św. Krzyż, Szymbark i Pożary, najniższy w Białej Górze. Najwyższe koncentracje ołowiu stwierdzono na południu Polski na Stacji Św. Krzyż i Szymbark, natomiast najniższe w Storkowie i na Wigrach. Zanieczyszczenie miedzią było podobne na wszystkich Stacjach Bazowych ZMŚP z wyjątkiem Storkowa, gdzie stwierdzono wartość najwyższą. Niskie koncentracje cynku stwierdzono w północnej części kraju, najniższe w Białej Górze i w Puszczy Boreckiej. Generalnie na północy kraju stwierdzono niższe koncentracje metali, a na południu wyższe. Najniższe zanieczyszczenie powietrza dwutlenkiem siarki wykazano tylko na dwóch, położonych na północy, Stacjach Puszczy Boreckiej i Wigrach. Na wszystkich pozostałych zanieczyszczenie jest znacznie wyższe. W 2009 roku zanieczyszczenie powietrza Stacji Bazowych ZMŚP, w porównaniu do 2001 roku, zmniejszyło się, szczególnie ołowiem, żelazem, a do 2005 roku chromem. Istotnie zmniejszyło się także zanieczyszczenie wszystkich sześciu Stacji Bazowych dwutlenkiem siarki. Puszcza Borecka i Wigry mogą być, na podstawie danych z 2009 roku, zaliczone do stacji czystych. Pomimo obniżenia się koncentracji siarki w porostach nie można natomiast zaliczyć do terenów czystych Stacji Bazowej w Storkowie. Nadal pozostają zanieczyszczone dwutlenkiem siarki Stacje Bazowe: Pożary, Św. Krzyż i Szymbark. Słowa kluczowe: Stacje Bazowe ZMŚP, zanieczyszczenie powietrza, metale ciężkie, SO 2, Hypogymnia physodes. Key words: Base Stations, air pollution, heavy metals, SO 2, Hypogymnia physodes. Katarzyna Sawicka-Kapusta, Marta Zakrzewska, Gabriela Bydłoń, Joanna Hajduk, Instytut Nauk o Środowisku UJ, Gronostajowa 7, Kraków, katarzyna.sawicka-kapusta@uj.edu.pl 63

64 1. Wprowadzenie Bioindykacja, od angielskiego słowa bioindication, to biologiczna metoda oceny stanu środowiska zarówno jego odkształcenia, zanieczyszczenia czy degradacji, jak również zachodzących w nim pozytywnych zmian. Bioindykatorami mogą być organizmy roślinne, zwierzęce, a także porosty, symbiotyczny związek grzyba i glonu. Od wielu lat porosty są stosowane w biomonitoringu jako bardzo dobre wskaźniki zanieczyszczenia powietrza dwutlenkiem siarki, metalami ciężkimi, związkami organicznymi, np. wielopierścieniowymi węglowodorami aromatycznymi. Porosty są uniwersalnymi biowskaźnikami, ponieważ mogą być równocześnie akumulatorami i indykatorami, tzn. mogą gromadzić w swoich tkankach zanieczyszczenia i/lub wskazywać na ich obecność w powietrzu uszkodzeniami plechy. Porosty można zbierać z naturalnego środowiska lub transplantować z terenów czystych do zanieczyszczonych (De Wit 1983; Burton 1986; Puckett 1988; Conti, Cecchetti 2001; Kranner i wsp. 2002; Nash 2008). Od 2001 roku na Stacjach Bazowych ZMŚP oceniane jest zanieczyszczenie powietrza metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki z zastosowaniem metody bioindykacji. Jako biowskaźnik stosuje się, występujący powszechnie na terenie całej Polski, epifityczny porost Hypogymnia physodes (Sawicka-Kapusta i wsp. 2005a; 2006; 2007a). Co dwa lata z terenu Stacji Bazowych, na stanowiskach wybranych w 2001 roku, zbierane są próby porostu H. physodes. Próby zebrano dotychczas czterokrotnie: w 2001, 2003, 2005 i 2007 roku (Sawicka-Kapusta, Zakrzewska 2003, Sawicka-Kapusta i wsp. 2005b, Sawicka-Kapusta i wsp. 2007b, Sawicka-Kapusta i wsp. 2008). Porównując koncentracje metali ciężkich i siarki w plechach porostów w kolejnych, dwuletnich cyklach, można prześledzić trendy zmieniającego się zanieczyszczenia powietrza. Celem niniejszej pracy była ocena zanieczyszczenia powietrza Stacji Bazowych ZMŚP w 2009 roku, a także porównanie zmian zanieczyszczenia na terenach tych stacji w latach dla kadmu, ołowiu, miedzi, cynku, żelaza i dwutlenku siarki, a w latach dla chromu i niklu. 2. Metody W lipcu 2009 roku z obszaru siedmiu Stacji Bazowych zebrano, z naturalnego środowiska, 62 próby porostu Hypogymnia physodes. Na terenie Stacji Biała Góra 5 prób, Storkowo 11, Puszcza Borecka 16, Wigry 8, Pożary 10, Św. Krzyż 7 i Szymbark 5. Dodatkowo z trzech stacji zebrano 21 prób porostów na obrzeżach zlewni (Puszcza Borecka 4, Wigry 12 i Pożary 5). W sumie ze wszystkich Stacji Bazowych zebrano i zanalizowano 83 próby. Ocenę zanieczyszczenia powietrza Stacji Bazowych wykonano na podstawie koncentracji metali ciężkich (Cd, Pb, Cu, Zn, Fe, Ni, Cr) i siarki w plechach porostu Hypogymnia physodes, zebranych z naturalnego środowiska. Metale ciężkie, po uprzedniej mineralizacji prób porostów w mieszaninie spektralnie czystych stężonych kwasów HNO 3 + HClO 4 w stosunku 4:1 (Pilegaard 1979, Sawicka-Kapusta, Rakowska 1993), oznaczane były metodą AAS. Dla kadmu, ołowiu, miedzi, niklu i chromu stosowano spektrofotometr Perkin Elmer Aanalyst 800 z kuwetą grafitową, a dla cynku i żelaza spektrofotometr Perkin Elmer Aanalyst 200 z płomieniem gazowym acetylen-powietrze. Analizowano również materiał referencyjny CRM 482. Odzysk wynosił od 94,9 do 110%. Siarkę ogólną oznaczono metodą turbidymetryczną Buttersa-Chenry ego (Nowosielski 1968, Białońska, Dayan 2005). Wszystkie wyniki podano w μg g -1 suchej masy. 3. Wyniki Najwyższe, nieróżniące się statystycznie między sobą, średnie koncentracje kadmu wykazano w plechach Hypogymnia physodes zebranych z terenu Stacji Bazowych Św. Krzyż, Pożary i Szymbark (odpowiednio 0,88; 0,84 i 0,81 μg g -1 ). Najniższe stężenie (0,40 μg g -1 ), stwierdzone w porostach ze Stacji Biała Góra, różniło się statystycznie tylko od wartości najwyższej, wykazanej w próbach zebranych na Stacji Św. Krzyż. Drugą z kolei Stacją o stosunkowo niskiej (0,53 μg g -1 ) zawartości kadmu w porostach było Storkowo. Wartość ta nie różniła się statystycznie ani od stwierdzonej w Białej Górze, ani od wykazanych na pozostałych Stacjach Bazowych. Poziom kadmu w porostach zebranych na terenie Stacji Wigry i Puszcza Borecka był praktycznie identyczny (tab. 1). W przypadku ołowiu, najwyższe jego ilości wykazano w plechach H. physodes zebranych ze Stacji Św. Krzyż (19,92 μg g -1 ) i Szymbark (16,82 μg g -1 ). Były one istotnie wyższe w stosunku do zawartości najniższych, stwierdzonych w porostach ze Stacji Wigry i Storkowo (5,07 i 6,22 μg g -1 ). Stężenia tego metalu wykazane w próbach ze Stacji Pożary, Biała Góra i Puszcza Borecka miały podobne wartości i były prawie dwukrotnie wyższe od stwierdzonych na Stacji Bazowej Wigry (tab. 1). 64

65 Tab. 1. Średnie koncentracje (±SE) i zakres (μg g-1 s.m.) kadmu, ołowiu i siarki w plechach porostu H. physodes zebranych na terenach Stacji Bazowych ZMŚP w 2009 roku Tab. 1. Average concentrations (±SE) and ranges (μg g-1 d.w.) of cadmium, lead and sulphur in H. physodes from Base Stations of the Integrated Nature Monitoring System in 2009 Stacja Bazowa Base Station Biała Góra N = 5 P. Borecka N = 16 Wigry N = 8 Storkowo N = 11 Pożary N = 10 Św. Krzyż N = 7 Szymbark N = 5 Stężenie/Concentration (mg g -1 ) Cd Pb S 0,40 1 ± 0,05 9,90 1,2 ± 2, N = 2 0,23-0,51 5,87-19, ,70 1,2 ± 0,06 10,20 1,2 ± 1, ± 66 0,27-1,07 3,66-28, ,69 1,2 ± 0,09 5,07 1 ± 0, ,2 ± 162 0,47-1,15 3,23-8, ,53 1,2 ± 0,05 6,22 1 ± 0, ,2 ± 113 0,31-0,85 2,25-10, ,84 1,2 ± 0,16 9,13 1,2 ± 0, ± 169 0,42-1,96 6,78-13, ,88 2 ± 0,08 19,92 2 ± 3, ,2 ± 223 0,54-1,19 10,59-37, ,81 1,2 ± 0,13 16,82 2 ± 2, ,2 ± 204 0,45-1,20 9,51-22, , 2 różnymi cyframi oznaczono statystycznie istotne różnice w stężeniach pierwiastków między stacjami, p<0,05 1, 2 different numbers indicate statistical differences in levels of elements between Stations, p<0,05 Najwyższą koncentrację miedzi stwierdzono w porostach ze Stacji Storkowo (7,1 μg g -1 ), różniła się ona statystycznie istotnie tylko od koncentracji wykazanej dla prób zebranych w Puszczy Boreckiej. W pozostałych Stacjach stężenie miedzi w plechach porostów wahało się od 5,4 μg g -1 na Św. Krzyżu do 6,7 μg g -1 w Szymbarku. Wartości te nie różniły się statystycznie między sobą (tab. 2). Najwyższe stężenie cynku odnotowano w plechach ze Stacji Św. Krzyż i Pożary (odpowiednio 121 i 116 μg g -1 ). Wartości te były istotnie wyższe od stwierdzonych na Stacjach Biała Góra (56 μg g -1 ) i Puszcza Borecka (61 μg g -1 ) (tab. 2). Najwyższe stężenie żelaza stwierdzono w porostach ze Stacji Szymbark (675 μg g -1 ) i było ono istotnie wyższe od wartości najniższych wykazanych dla Stacji Storkowo (292 μg g -1 ) i Wigry (338 μg g -1 ). Poziom żelaza w pozostałych Stacjach Bazowych wahał się w zakresie od 361 μg g -1 na Stacji Puszcza Borecka do 406 μg g -1 na Stacji Pożary. Wartości te nie różniły się statystycznie między sobą (tab. 2). Średnie koncentracje chromu w plechach porostów mieściły się w zakresie od 0,73 μg g -1, w próbach zebranych ze Stacji Storkowo, do 2,03 μg g -1, w porostach ze Stacji Szymbark, i te wartości różniły się istotnie między sobą. Na Stacjach Św. Krzyż i Pożary stężenia tego metalu były identyczne i wynosiły 1,17 μg g -1 (tab. 3). Średnie stężenia niklu mieściły się w zakresie od 1,04 μg g -1, w porostach zebranych na Stacji Wigry, do 2,54 μg g -1, w próbach ze Stacji Bazowej Biała Góra. Nie wykazano statystycznie istotnych różnic w koncentracji niklu w porostach zebranych ze wszystkich Stacji Bazowych (tab. 3). Średnie koncentracje siarki w plechach Hypogymnia physodes były najniższe na Stacji Puszcza Borecka i Wigry (odpowiednio 834 i 988 μg g -1 ). Najwyższą zawartość siarki stwierdzono w dwóch próbach z Białej Góry (2477 μg g -1 ). Na pozostałych Stacjach poziomy siarki mieściły się w zakresie od 1162 μg g -1, w próbach ze Storkowa, do 1487 μg g -1, w porostach ze Stacji Szymbark (tab. 1). W trzech Stacjach Bazowych: Puszcza Borecka, Wigry i Pożary porosty zebrano zarówno z terenu zlewni, jak i z jej obrzeży. Na Stacji Puszcza Borecka wyższe stężenia wszystkich pierwiastków z wyjątkiem kadmu stwierdzono w porostach zebranych poza terenem stacji. Szczególnie dotyczy to siarki, której koncentracja poza stacją była znacznie wyższa (tab. 4). W przypadku Stacji Bazowej Wigry nieco wyższe koncentracje Pb, Fe, Cr i Ni stwierdzono w porostach zebranych poza stacją; stężenia pozostałych pierwiastków kształtowały się na podobnym poziomie zarówno na terenie stacji, jak i poza jej terenem (tab. 4). W porostach ze Stacji Pożary nieco wyższe stężenie niklu i chromu stwierdzono w porostach zebranych poza stacją. Koncentracje pozostałych pierwiastków, z wyjątkiem ołowiu, były wyższe na terenie stacji (tab. 4). Na terenie Stacji Bazowej Puszcza Borecka zwiększono ilość punktów zbioru porostów i w związku z tym w 2009 roku ilość zebranych prób wzrosła do 16. Jest to o 10 stanowisk więcej, co z całą pewnością stanowi obecnie reprezentatywną próbę dla obszaru zlewni. Wśród dodatkowych 10 stanowisk znalazły się próby o zróżnicowanej koncentracji badanych pierwiastków. Porównując średnie koncentracje dla każdego z badanych pierwiastków wyliczone dla 6 prób i dla 16, należy zauważyć, że z wyjątkiem kadmu, ołowiu i cynku są one bardzo podobne. W przypadku tych trzech 65

66 Tab. 2. Średnie koncentracje (±SE) i zakres (μg g-1 s.m.) miedzi, cynku i żelaza w plechach porostu H. physodes zebranych na terenach Stacji Bazowych ZMŚP w 2009 roku Tab. 2. Average concentrations (±SE) and ranges (μg g-1 d.w.) of copper, zinc and iron in H. physodes from Base Stations of the Integrated Nature Monitoring System in 2009 Stacja Bazowa Base Station Biała Góra N = 5 P. Borecka N = 16 Wigry N = 8 Storkowo N = 11 Pożary N = 10 Św. Krzyż N = 7 Szymbark N = 5 1, 2 objaśnienia pod tabelą 1 1, 2 description see Table 1 Stężenie/Concentration (mg g -1 ) Cu Zn Fe 6,3 1,2 ± 0, ± ,2 ± 69 4,8-8, ,6 1 ± 0, ± ,2 ± 40 4,1-7, ,4 1,2 ± 0,4 81 1,2 ± ± 32 4,5-8, ,1 2 ± 0,3 85 1,2 ± ± 22 5,6-8, ,7 1,2 ± 0, ± ,2 ± 46 4,5-7, ,4 1,2 ± 0, ± ,2 ± 44 3,4-7, ,7 1,2 ± 0, ,2 ± ± 103 5,8-8, Tab. 3. Średnie koncentracje (±SE) i zakres (μg g-1 s.m.) chromu i niklu w plechach porostu H. physodes zebranych na terenach Stacji Bazowych ZMŚP w 2009 roku Tab. 3. Average concentrations (±SE) and ranges (μg g-1 d.w.) of chromium and nickel in H. physodes from Base Stations of the Integrated Nature Monitoring System in 2009 Stacja Bazowa Base Station Biała Góra N = 5 P. Borecka N = 16 Wigry N = 8 Storkowo N = 11 Pożary N = 10 Św. Krzyż N = 7 Szymbark N = 5 1, 2 objaśnienia pod tabelą 1 1, 2 description see Table 1 Stężenie/Concentration (μg g -1 ) Cr Ni 1,18 1,2 ± 0,35 2,54 1 ± 0,98 0,26-2,24 0,87-6,23 0,92 1,2 ± 0,07 1,44 1 ± 0,08 0,48-1,50 1,04-2,15 0,80 1 ± 0,09 1,04 1 ± 0,10 0,51-1,27 0,72-1,57 0,73 1 ± 0,07 1,23 1 ± 0,13 0,46-1,15 0,63-1,93 1,17 1,2 ± 0,12 1,47 1 ± 0,11 0,77-2,00 1,12-2,16 1,17 1,2 ± 0,10 1,28 1 ± 0,32 0,84-1,56 0,74-3,16 2,03 2 ± 0,28 0,95-2,54 1,92 1 ± 0,29 0,94-2,72 metali średnie wyliczone z większej ilości danych są nieco wyższe. Na podstawie porównania koncentracji metali ciężkich i siarki w plechach Hypogymnia physodes zebranych z terenów Stacji Bazowych ze stężeniami tych pierwiastków w porostach zebranych z terenu kontrolnego Borów Tucholskich wynika, że żadna z nich nie może być zaliczona do terenów czystych pod względem poziomu wszystkich analizowanych metali (tab. 1 3). Najbardziej do tego tytułu pretendują stacje położne na północy Polski. Są to Biała Góra i Storkowo ze względu na niską koncentrację kadmu. Wigry i Storkowo z uwagi na najniższe zawartości ołowiu, żelaza, chromu i niklu. Biała Góra i Puszcza Borecka ze względu na niskie stężenie cynku. Natomiast pod względem zawartości siarki w plechach porostów do czystych można zaliczyć tylko Puszczę Borecką i Wigry. Na pozostałych Stacjach Bazowych koncentracje siarki przewyższają jej poziom stwierdzony w Borach Tucholskich, co oznacza, że stężenia dwutlenku siarki w powietrzu na obszarach tych stacji są wyższe niż w kontroli. Jeśli chodzi o analizowane metale ciężkie, to należy podkreślić, że na większości Stacji ich stężenia przekraczają te wykazane w Borach Tucholskich (tab. 1 3). Stacje Bazowe położone na południu Polski są zdecydowanie bardziej zanieczyszczone. Porosty zebrane na ich terenie zawierają wyższe poziomy kadmu, znacznie wyższe koncentracje ołowiu i siarki; również poziomy cynku i chromu są wyższe niż na terenie kontrolnym. Najwyższe stężenia ołowiu, cynku i żelaza, w stosunku do Borów Tucholskich, stwierdzono w porostach zebranych na Św. Krzyżu i w Szymbarku. We wszystkich położonych na południu Stacjach Bazowych koncentracja siarki w plechach Hypogymnia physodes przewyższała poziom stwierdzony w próbach z Borów Tucholskich. 4. Podsumowanie Porównując koncentracje metali ciężkich w plechach porostów zebranych na terenach Stacji Bazowych w 2009 roku z poziomami stwierdzonymi w 2007 roku wykazano pewne różnice w zależności od 66

67 Tab. 4. Średnie koncentracje (μg g-1 s.m.) metali ciężkich siarki w plechach porostu H. physodes zebranych na Stacjach Bazowych i poza ich granicami w 2009 roku Tab. 4. Average concentrations (μg g-1 d.w.) of heavy metals in H. physodes from Base Stations and outside the Stations in 2009 Stacja Bazowa Base Station P. Borecka Stacja ZMŚP Base Station Poza Stacją Outside the Station Wigry Stacja ZMŚP Base Station Poza Stacją Outside the Station Pożary Stacja ZMŚP Base Station Poza Stacją Outside the Station N = 20 N = 16 N = 4 N = 20 N = 8 N = 12 N = 15 N = 10 N = 5 Stężenie/Concentration (mg g -1 ) Cd Pb Cu Zn Fe Cr Ni S 0,67 10,34 5, ,20 1, ,70 10,20 5, ,92 1, ,54 10,90 7, ,31 1, ,65 5,81 6, ,98 1, ,69 5,07 6, ,80 1, ,63 6,30 5, ,09 1, ,74 9,15 5, ,32 1, ,84 9,13 5, ,17 1, ,54 9,19 4, ,62 2, pierwiastka (Sawicka-Kapusta i wsp. 2008). Na terenie Stacji Bazowej Puszcza Borecka i Szymbark wykazano obniżenie zawartości kadmu w stosunku do poprzedniego okresu badawczego (odpowiednio o 42% i 28%). Na pozostałych czterech stacjach stwierdzono wyższe, w stosunku do 2007 roku, koncentracje kadmu w plechach, świadczące o wzroście zanieczyszczenia powietrza tym toksycznym metalem (ryc. 1). W przypadku ołowiu na Stacjach Bazowych: Wigry, Szymbark, Pożary i Puszcza Borecka wystąpiło, w stosunku do 2007 roku, obniżenie zawartości ołowiu w porostach od 6 do 30%, co świadczy o mniejszym zanieczyszczeniu powietrza tym metalem. Natomiast na terenie dwóch Stacji Bazowych zarejestrowano wzrost koncentracji ołowiu w porostach, niewielki w Storkowie i aż o 50% na Św. Krzyżu (ryc. 2). Zawar- µg g ,6 1,2 0,8 0,4 a,b b a,b a a,b b b,c a,c a,b a b,c b,d a,b,c a ad µg g a a,b a,b b b a a a,ba a,b b a,b b ba,b a,ba a,b a,b b 0 PB W St P ŚwK Sz Stacje Bazowe 0 PB W St P ŚwK Sz Stacje Bazowe Ryc. 1. Koncentracja (μg g -1 ) kadmu w plechach porostu Hypogymnia physodes Fig. 1. Concentration (μg g -1 ) of cadmium in Hypogymnia physodes thalli a, b, c, d różne litery oznaczają różnice statystycznie istotne w stężeniu pierwiastka pomiędzy latami badawczymi a, b, c, d different letters indicate statistical differences in levels of element between investigated years Ryc. 2. Koncentracja (μg g -1 ) ołowiu w plechach porostu Hypogymnia physodes Fig. 2. Concentration (μg g -1 ) of lead in Hypogymnia physodes thalli a, b objaśnienia pod ryciną 1 a, b description see Figure 1 67

68 tość miedzi i cynku wzrosła na terenie prawie wszystkich Stacji Bazowych. W przypadku miedzi wzrost ten był zróżnicowany i wynosił od 7% w Pożarach do 46% w Storkowie (ryc. 3). W przypadku cynku był on bardziej wyrównany od 13% na Św. Krzyżu do 33% w Szymbarku (ryc. 4). Na obszarze wszystkich Stacji Bazowych w 2009 roku zmniejszyła się koncentracja żelaza, chromu i niklu w porostach w stosunku do 2007 roku (ryc. 5, 6, 7). Najbardziej obniżyła się ilość niklu od 23% w Szymbarku do 62% w na Św. Krzyżu (ryc. 7). Stężenie żelaza zmniejszyło się od 11% w Storkowie do 42% w Pożarach (ryc. 5). W podobnym zakresie zmniejszyła się zawartość chromu (ryc. 6). W 2009 roku na wszystkich Stacjach Bazowych z wyjątkiem Św. Krzyża zmniejszyło się zanieczyszczenie powietrza dwutlenkiem siarki (ryc. 8). Na północy kraju średnio o 33%, w Pożarach znacznie mniej o 14%, a w Szymbarku tylko o 6%. Na Stacji Bazowej Św. Krzyż zaobserwowano wzrost zanieczyszczenia SO 2 o 5% (ryc. 8). Ocena zanieczyszczenia powietrza na terenie Stacji Bazowych ZMŚP metodą bioindykacyjną, na podstawie zawartości metali ciężkich i siarki w porostach, jest prowadzona od 2001 roku. Jest to jedyny program, który w cyklu dwuletnim dostarcza pełnych informacji o tendencjach i zmianach zanieczyszczenia powietrza metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki. Ocena przeprowadzona w lipcu 2009 roku jest już piątą, co oznacza możliwość przeanalizowania zmian zanieczyszczenia powietrza Stacji Bazowych w okresie ośmioletnim (Sawicka-Kapusta i wsp. 2005a, Sawicka-Kapusta i wsp. 2005b; Sawicka-Kapusta i wsp. 2006; Sawicka- Kapusta i wsp. 2007b; Sawicka-Kapusta i wsp. 2008). W Polsce od 1990 roku stopniowo następowało obniżenie emisji zanieczyszczeń (pyłowych i gazowych) z głównych emitorów kraju. Szczególnie jest to widoczne w przypadku dwutlenku siarki, tlenków azotu czy pyłu. Emisja pyłu w latach utrzymywała się na podobnym poziomie i wynosiła w 2000 roku 464 tys. ton, a w 2007 roku 436 tys. ton, natomiast dwutlenku siarki zmniejszyła się z 1511 tys. ton w 2000 roku do 1131 tys. ton w 2007 roku (Ochrona Środowiska 2009). Obniżenie dotyczyło również całkowitej emisji metali ciężkich, takich jak: arsen, kadm, ołów, miedź, cynk, chrom, nikiel czy rtęć. W przypadku metali drastyczne obniżenie emisji dotyczyło dziesięciolecia , natomiast na przestrzeni ostatnich siedmiu lat ( ) tempo spadku było zróżnicowane w zależności od pierwiastka. I tak między rokiem 2006 a 2007 wzrosła emisja miedzi, ołowiu i cynku, nie zmieniła się ilość emitowanego niklu i chromu, a obniżyła nieznacznie kadmu (Ochrona Środowiska 2009). W omawianym okresie nastąpiła bardzo istotna restrukturyzacja przemysłu, podjęto również szereg działań proekologicznych. Implementacja prawa unijnego zmusza nas do przestrzegania przepisów dotyczących ochrony środowiska, co między innymi odzwierciedliło się w zmniejszeniu emisji zanieczyszczeń do powietrza. Działania te powinny w ewidentny sposób wpłynąć na zmniejszenie zanieczyszczenia powietrza na obszarze całego kraju, w tym również na stan powietrza na terenie Stacji Bazowych ZMŚP. Wyniki uzyskane w 2009 roku na Stacjach Bazowych porównano z danymi otrzymanymi w 2001 roku dla Cd, Pb, Cu, Zn i Fe, i w 2005 roku dla Ni i Cr. W świetle tego porównania wyraźnie widać poprawę µg g b a,b a,b a a c a,c a,b,c a,b b c a a a b a a,b a,b a,b b µg g b a a a a a a,b a,b a,b b b a a a a PB W St P ŚwK Sz Stacje Bazowe Ryc. 3. Koncentracja (μg g -1 ) miedzi w plechach porostu Hypogymnia physodes Fig. 3. Concentration (μg g -1 ) of copper in Hypogymnia physodes thalli a, b, c objaśnienia pod ryciną 1 a, b description see Figure 1 0 PB W St P ŚwK Sz Stacje Bazowe Ryc. 4. Koncentracja (μg g -1 ) cynku w plechach porostu Hypogymnia physodes Fig. 4. Concentration (μg g -1 ) of zinc in Hypogymnia physodes thalli a, b, objaśnienia pod ryciną 1 a, b description see Figure 1 68

69 b 5 4 a a a a µg g a,b a b b b a a a a,b b a b a,c a,c c a a b a c a,b a a a,b b PB W St P ŚwK Sz Stacje Bazowe Ryc. 5. Koncentracja (μg g -1 ) żelaza w plechach porostu Hypogymnia physodes Fig. 5. Concentration (μg g -1 ) of iron in Hypogymnia physodes thalli a, b, c objaśnienia pod ryciną 1 a, b, c description see Figure 1 a a a a µg g a a a a a,b b b b b PB W St P ŚwK Sz Stacje Bazowe b a,b b b b Ryc. 6. Koncentracja (μg g -1 ) chromu w plechach porostu Hypogymnia physodes Fig. 6. Concentration (μg g -1 ) of chromium in Hypogymnia physodes thalli a, b objaśnienia pod ryciną 1 a, b description see Figure 1 µg g PB W St P ŚwK Sz Stacje Bazowe Ryc. 7. Koncentracja (μg g -1 ) niklu w plechach porostu Hypogymnia physodes Fig. 7. Concentration (μg g -1 ) of nickel in Hypogymnia physodes thalli a, b objaśnienia pod ryciną 1 a, b description see Figure 1 a,b a b µg g a 1500 a,b a,b a,b 1000 b b a,b a,b a a a a a,b a,b a b a b b a,b PB W St P ŚwK Sz Stacje Bazowe Ryc. 8. Koncentracja (μg g -1 ) siarki w plechach porostu Hypogymnia physodes Fig. 8. Concentration (μg g -1 ) of sulphur in Hypogymnia physodes thalli a, b objaśnienia pod ryciną 1 a, b description see Figure 1 jakości powietrza, zróżnicowaną jednak na poszczególnych stacjach. Przede wszystkim, na wszystkich sześciu stacjach, zmniejszyło się zanieczyszczenie powietrza ołowiem, żelazem i chromem. Zanieczyszczenie kadmem nie zmieniło się na Stacji Bazowej Puszcza Borecka i Szymbark, wzrosło natomiast na Wigrach, w Storkowie, Pożarach i Św. Krzyżu. Zanieczyszczenie cynkiem wzrosło na Wigrach, w Storkowie, Pożarach i nieznacznie w Puszczy Boreckiej, zmniejszyło się na Św. Krzyżu i nie zmieniło się w Szymbarku. Zanieczyszczenie miedzią wzrosło w Puszczy Boreckiej, Storkowie i na Wigrach, nieznacznie zmniejszyło się na Stacji Św. Krzyż, w Pożarach i Szymbarku. Zanieczyszczenie powietrza niklem zmniejszyło się na Wigrach, w Pożarach i na Św. Krzyżu, a nieznacznie wzrosło w Puszczy Boreckiej, Storkowie i w Szymbarku. Zmniejszyło się zanieczyszczenie wszystkich sześciu Stacji Bazowych dwutlenkiem siarki. Puszcza Borecka i Wigry mogą być na podstawie danych z 2009 roku zaliczone do terenów czystych, natomiast pomimo obniżenia się koncentracji siarki w porostach nie można zaliczyć do takich terenów Stacji Bazowej w Storkowie. Natomiast nadal pozostają zanieczyszczone dwutlenkiem siarki Stacje Bazowe: Pożary, Św. Krzyż i Szymbark. Zastosowana metoda bioindykacyjna wykazała nadal zróżnicowane zanieczyszczenie powietrza badanych Stacji Bazowych ZMŚP. Podsumowując, należy stwierdzić, że stacje położone na północy kraju są znacznie mniej zanieczyszczone metalami ciężkimi i SO 2 aniżeli stacje położone na południu Polski. Generalne obniżenie zanieczyszczenia powietrza Stacji 69

70 Bazowych ZMŚP jest zgodne ze zmniejszonymi emisjami do powietrza podawanymi przez Główny Urząd Statystyczny (Ochrona Środowiska 2009). Zanieczyszczenie powietrza dwutlenkiem siarki, wskazywane przez porosty, pozostaje w zgodności ze zmierzonym stężeniem SO 2 na Stacjach Bazowych Puszcza Borecka, Pożary i Św. Krzyż. Należy pamiętać, że obecnie problemem zanieczyszczenia powietrza w Polsce nie jest emisja przemysłowa, ale tzw. niska emisja pochodząca z indywidualnych gospodarstw, która jest bardzo trudna do oceny, a także zmniejszony, ale nadal występujący, napływ transgraniczny. 5. Literatura Białońska D., Dayan F.E., 2005: Chemistry of the lichen Hypogymnia physodes transplanted to an industrial region. J. Chem. Ecol., 31: Burton M.A.S., 1986: Biological monitoring of environmental contaminants. MARC Rep. 32, Monitoring and Assessment Research Centre, King s College London, University of London, London. Conti M.E., Cecchetti G., 2001: Biological monitoring: lichens as bioindicators of air pollution assessment - a review. Environ. Pollut., 114: De Wit T., 1983: Lichens as indicators for air quality. Environ. Monit. and Assessment, 3: Kranner I., Beckett R.P., Varma A.K., (eds.), 2002: Protocols in lichenology. Culturing, biochemistry, ecophysiology and use in biomonitoring. Springer- Verlag Berlin, Heidelberg, New York. Nash III T. H. (eds.), 2008: Lichen biology. Cambridge University Press. Nowosielski O., 1968: Metody oznaczania potrzeb nawożenia. PWRiL. Warszawa. Ochrona Środowiska, 2009: Informacje i opracowania statystyczne. GUS. Warszawa Pilegaard K., 1979: Heavy metals in bulk precipitation and transplanted Hypogymnia physodes and Dicranoweisia cirrata in the vicinity of a Danish steelworks. Water, Air and Soil Pollut., 11: Puckett K. J., 1988: Bryophytes and lichens as monitors as metal deposition. Lichens, Bryophytes and Air Quality. Bibliotheca Lichenologica, 30: Sawicka-Kapusta K., Rakowska A., 1993: Heavy metal contaminations in Polish National Parks. W: W. Slooff, H. de Kruijf (eds.). Proc. of the Second European Conference on Ecotoxicology, May 1992, Amsterdam, The Netherlands. Sci. Total Environ., Supplement 1993, Part 1: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., 2003: Ocena zanieczyszczenia powietrza na Stacjach Bazowych Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego w 2001 roku. W: W. Bochenek, E. Gil (red.). Zintegrowany Monitoring Środowiska Przyrodniczego. Funkcjonowanie i monitoring geoekosystemów ze szczególnym uwzględnieniem zjawisk ekstremalnych. IOŚ, BMŚ: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Gdula-Argasińska J., Bydłoń G., 2005a: Ocena zanieczyszczenia powietrza w rejonie Stacji Bazowych ZMŚP na podstawie stężenia metali ciężkich i siarki w plechach porostu Hypogymnia physodes w 2003 roku. W: A. Kostrzewski i R. Kolander (red.). Zintegrowany Monitoring Środowiska Przyrodniczego. Funkcjonowanie geoekosystemów Polski w warunkach zmian klimatu i różnokierunkowej antropopresji. PIOŚ, BMŚ, Poznań: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Gdula-Argasińska J., Bydłoń G., 2005b: Air pollution in the base stations of the environmental integrated monitoring system in Poland. W: C.A. Brebbia (ed.). Air Pollution XIII. WIT Transaction on Ecology and the Environment, WIT Press, Southampton, Boston, 82: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Gdula-Argasińska J. Stochmal M., 2006: Porównanie akumulacji metali ciężkich i siarki w plechach Hypogymnia physodes transplantowanych na Stacjach Bazowych ZMŚP w sezonach zimowych. W: L. Krzysztofiak (red.). Zintegrowany Monitoring Środowiska Przyrodniczego. Funkcjonowanie i monitoring geoekosystemów w warunkach narastającej antropopresji. GIOŚ, BMŚ, Warszawa: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Bydłoń G., 2007a: Biological monitoring the useful method for estimation of air and environment quality. W: C. Borrego, C.A. Brebbia (eds.). Air Pollution XV. WIT Transaction on Ecology and the Environment, WIT Press, Southampton, Boston, 101: Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Bydłoń G., 2007b: Monitoring zanieczyszczenia powietrza Stacji Bazowych ZMŚP metalami ciężkimi i dwutlenkiem siarki w 2005 roku z zastosowaniem porostu Hypogymnia physodes. W: A. Kostrzewski i A. Andrzejewska (red.). XVII Ogólnopolskie Sympozjum Program Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego a zadania ochrony obszarów Natura IOŚ, BMŚ, Warszawa:

71 Sawicka-Kapusta K., Zakrzewska M., Bydłoń G., Pizło A., Marek A., 2008: Zanieczyszczenie powietrza na terenie Stacji Bazowych ZMŚP w 2007 roku na podstawie koncentracji metali ciężkich i siarki w plechach porostu Hypogymnia physodes. Monitoring Środowiska Przyrodniczego 9: ESTIMATION OF AIR POLLUTION IN THE BASE STATIONS OF THE INTEGRATED NATURE MONITORING SYSTEM BY HEAVY METALS AND SULPHUR DIOXIDE IN USING LICHEN HYPOGYMNIA PHYSODES Summary Air pollution by heavy metals and sulphur dioxide in the Base Stations of the Integrated Nature Monitoring System was estimated using the lichen Hypogymnia physodes (L.) Nyl. as a bioindicator. In July 2009 lichen samples from the natural environment were collected in seven Base Stations (Biała Góra, Storkowo, Puszcza Borecka, Wigry, Pożary, Św. Krzyż, Szymbark). In the lichen samples were determined the concentrations of heavy metals (Cd, Pb, Cu, Zn, Fe, Ni, Cr) using the AAS method and the concentrations of sulphur using the turbidimetric Butters-Chenry s method. Different air contamination by heavy metals and SO 2 in the investigated Base Stations was found. Similar highest cadmium concentrations were determined in Św. Krzyż, Szymbark and Pożary Base Stations, the lowest in Biała Góra Base Station. The highest lead concentrations were found in the South of Poland in Św. Krzyż and Szymbark, the lowest in Storkowo and Wigry. Copper contamination was similar in all Base Station with exception for Storkowo, where the highest level was noticed. Low zinc concentrations were found in the North of the country, the lowest in Biała Góra and Puszcza Borecka. Generally in the North of the country were determined lower heavy metals concentrations, and in the South higher one. Only in two Base Stations (Puszcza Borecka and Wigry) located on the North the lowest SO 2 air pollution was found. It was much higher in the rest of the investigated Base Stations. Air contamination by lead and iron in all Base Stations was reduced in 2009 comparing to Although the sulphur concentration in lichens was lower when compare to the previous time, only two Base Stations (Puszcza Borecka and Wigry) belong to the clean one. Stations located in the South of Poland (Pożary, Św. Krzyż, Szymbark) are still contaminated by sulphur dioxide. 71

72

73 MONITORING FIZYKOCHEMICZNYCH WŁAŚCIWOŚCI POKRYWY ŚNIEŻNEJ WYSPY WOLIN Jacek Tylkowski, Mariusz Samołyk Tylkowski J., Samołyk M., 2010: Monitoring fizykochemicznych właściwości pokrywy śnieżnej wyspy Wolin (Monitoring of physicochemical properities of the Wolin Island snow cover), Monitoring Srodowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Zarys treści: Główny problem badawczy opracowania dotyczy analizy zmienności czasowej i przestrzennej pokrywy śnieżnej na wyspie Wolin w półroczu chłodnym w latach hydrologicznych 2009 i Badania pokrywy śnieżnej obejmowały pomiary jej grubości i gęstości objętościowej, przewodności elektrolitycznej oraz odczynu. Zmienność czasowa fizykochemicznych właściwości pokrywy śnieżnej była analizowana na podstawie codziennych obserwacji prowadzonych na stacji meteorologicznej w Białej Górze. Zmienność przestrzenna pokrywy śnieżnej była badana na podstawie dwukrotnego kartowania terenowego na wyspie Wolin (luty 2009 i 2010 roku), kiedy pobrano po 27 próbek śniegu ze stanowisk nawiązujących do różnych form użytkowania i rzeźby terenu. Słowa kluczowe: wyspa Wolin, pokrywa śnieżna, grubość pokrywy śnieżnej, gęstość pokrywy śnieżnej, odczyn, przewodność eletrolityczna. Key words: Wolin Island, snow cover, snow cover depth, snow volumetric thickness, reaction, electric conductivity. Jacek Tylkowski, Mariusz Samołyk, Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu, Stacja Monitoringu Środowiska Przyrodniczego w Białej Górze, Biała Góra 6, Międzyzdroje, jatyl@amu.edu.pl; mars@amu.edu.pl 1. Wprowadzenie Pokrywa śnieżna stanowiąca pochodną związku temperatury powietrza i opadu atmosferycznego jest dobrym wskaźnikiem opisującym stosunki klimatyczne zim oraz istotnym czynnikiem morfogenetycznym. O klimatotwórczej roli pokrywy śnieżnej decyduje duże albedo, mały współczynnik przewodnictwa cieplnego oraz duża zdolność emisyjna (Paczos, 1985). Morfogenetyczna rola pokrywy śnieżnej związana jest głównie z jej szybkim wytapianiem i intensywnymi procesami erozyjnymi systemu stokowo-dolinnego. Miąższość pokrywy śnieżnej, jej gęstość objętościowa oraz tempo zaniku w istotny sposób wpływa na odpływ wody w dolinach rzecznych, często powodując intensywne wezbrania roztopowe (Tylkowski, 2005). Główny cel opracowania dotyczy określenia zmienności fizykochemicznych właściwości pokrywy śnieżnej wyspy Wolin w półroczu chłodnym w dwuleciu 2009 i Analizę zmienności czasowej dokonano w oparciu o obserwacje dynamiki pokrywy śnieżnej prowadzone w stacji meteorologicznej w Białej Górze. Dla określenia zmienności przestrzennej wykonano kartowania pokrywy śnieżnej na obszarze całej wyspy w dniach 23 lutego 2009 i 22 lutego 2010 roku. 2. Obszar badań Obszarem badań jest wyspa Wolin o powierzchni 265 km 2, która znajduje się w północno-zachodniej części Polski. Wraz z wyspą Uznam tworzy osobny 73

74 ŚWINA ŚWINA STRAIT DZIWNA DZIWNA STRAIT region fizycznogeograficzny Pobrzeża Szczecińskiego (Kondracki, 2000). Jądro wyspy Wolin tworzą plejstoceńskie wzgórza moren czołowych (do 115 m n.p.m.). Do wzgórz wskutek działalności fal morskich przyrosły od zachodu i wschodu holoceńskie szeregi piaszczystych wałów brzegowych, przekształcone eolicznie w wydmy (do 20 m n.p.m.). Kartowanie śnieżne wyspy Wolin nawiązuje do wydzielonych jej mikroregionów (ryc. 1, tab. 1): Brama Świny (obszar młodej przybrzeżnej akumulacji morskiej i eolicznej stanowiska 3, 4 i 5), Pasmo Wolińskie (wysoki, zalesiony wał morenowy, kończący się nad morzem falezą stanowiska 1, 6, 9, 18, 24, 25, 26, i 27), Pagórki Lubińsko-Wapnickie (oddzielony od Pasma Wolińskiego obniżeniem równoleżnikowy wał morenowy nad Zalewem Szczecińskim stanowiska 7 i 8), Pojezierze Wolińskie (zgrupowanie jezior w środkowej części wyspy stanowiska 19, 20, 21 i 22), Równina Dargobądzka (sandr po południowo-wschodniej stronie Pasma Wolińskiego stanowiska 10, 12 i 23), Góry Mokrzyckie (guz morenowy nad Zalewem Szczecińskim), Obniżenie Kodrąbskie (największy wschodni mikroregion między Pojezierzem Wolińskim i Równiną Dargobądzką a Cieśniną Dziwny, o zróżnicowanej strukturze w postaci wysoczyzny morenowej z ozami, kemami i wydmami stanowiska 13 i 14), Mierzeja Dziwny (obszar wydmowy z jeziorem przybrzeżnym stanowiska 15, 16 i 17), Półwysep Rów (płaski obszar między Zalewem Szczecińskim a Dziwną, zbudowany z osadów organogenicznych i mineralnych, zajęty przez łąki i pastwiska stanowisko 11). O występowaniu pokrywy śnieżnej na badanym terenie decydują głównie warunki klimatyczne związane z cyrkulacją atmosferyczną oraz warunki topoklimatyczne określone m.in. przez wysokość bezwzględną, ekspozycję i użytkowanie terenu. Wyspa Wolin odznacza się dużymi deniwelacjami. Najwyższą jednostką wyspy jest Wolińska Morena Czołowa, z maksimum wysokości bezwzględnej na wzgórzu Grzywacz 115 metrów. Pozostała część wyspy Wolin posiada znacznie niższą wysokość poniżej 30 metrów, np. Mierzeja Przytorska i Dziwnowska. Najmniejsza dynamika rzeźby występuje w południowo-wschodniej części wyspy Wolin, m.in. Półwyspie Rów, Obniżeniu Kodrąbskim i Równinie Dargobądzkiej. Pod względem użytkowania terenu połowę powierzchni wyspy Wolin zajmują lasy, grunty orne 40%, wody powierzchniowe 6% i tereny zabudowane 4%. Wyspę Wolin ze względu na specyficzne, nadmorskie położenie można zaliczyć do najmniej śnieżnego regionu w Polsce. Na podstawie wieloletnich danych meteorologicznych ze stacji meteorologicznej IMiGW w Świnoujściu, obejmujących okres można stwierdzić, że badany obszar charakteryzuje się w odniesieniu do całego kraju względnie krótkim zaleganiem pokrywy śnieżnej o relatywnie małej grubości. Średnia roczna liczba dni z pokrywą śnieżną wynosi 41. Zakres zmienności liczby dni z pokrywą śnieżną jest bardzo duży i osiąga wartości od 5 (1992 r.) do 123 dni (1970 r.). Średnia roczna grubość pokrywy śnieżnej wynosi 6,2 cm, a maksymalna 52 cm. Najwcześniej pierwsza pokrywa śnieżna wystąpiła 24 października ZATOKA POMORSKA POMERANIAN BAY WYSPA WOLIN WOLIN ISLAND ZALEW SZCZECIŃSKI SZCZECIN LAGOON 11 Ryc. 1. Lokalizacja stanowisk kartowania pokrywy śnieżnej wyspy Wolin (23 lutego 2009, 22 lutego 2010 Fig. 1. Location of the sites of Wolin island snow cover mapping (23 February 2009, 22 February 2010) 74

75 Tab. 1. Stanowiska kartowania pokrywy śnieżnej wyspy Wolin Tab. 1. Mapping sites of snow cover of Wolin island Stanowisko (nr) Nazwa h [m m.p.m.] Użytkowanie λ φ Point number Name h [m a.s.l] Landuse 1 Biała Góra polana leśna (forest glade) 2 Międzyzdroje ,5 plaża (beach) 3 Świnoujście bar las (forest) 4 Świnoujście port ,5 plaża (beach) 5 Karsibór użytki zielone (grass) 6 Zalesie las (forest) 7 Wapnica użytki zielone (grass) 8 Lubin las (forest) 9 Trzciągowo las (forest) 10 Dargobądź grunty orne (plough) 11 Wolin ,5 plaża (beach) 12 Mokrzyca Wielka grunty orne (plough) 13 Kodrąb grunty orne (plough) 14 Korzęcin grunty orne (plough) 15 Łowno użytki zielone (grass) 16 Martwa Dziwna las (forest) 17 Międzywodzie ,5 plaża (beach) 18 Świętouść las (forest) 19 Zatorek las (forest) 20 Domysłów grunty orne (plough) 21 Czajcze las (forest) 22 Warnowo użytki zielone (grass) 23 Łunowo las (forest) 24 Grodno las (forest) 25 Grodno ,5 plaża (beach) 26 Kwasowo las (forest) 27 Biała Góra polana leśna (forest glade) (2003 r.), a najpóźniej 16 lutego (1992 r.). Natomiast ostatnie wystąpienie pokrywy śnieżnej zanotowano 23 kwietnia (1988 r.). Powyższa charakterystyka dotyczy obszaru nadmorskiego, położonego na terenie otwartym na wysokości 1 metra nad poziomem morza. 3. Metodyka badań Szczegółowej analizy pokrywy śnieżnej: grubości i zawartości wody w śniegu oraz właściwości chemicznych (odczyn, przewodność elektrolityczna) dokonano na podstawie obserwacji prowadzonych w stacji meteorologicznej UAM w Białej Górze. Stacja w Białej Górze położona jest na terenie otwartym, na wysokości 70 m n.p.m., w sąsiedztwie brzegu klifowego i odzwierciedla warunki śnieżne głównej jednostki fizycznogeograficznej wyspy Wolin Wolińskiej Moreny Czołowej. Ponadto w lutym 2009 i 2010 roku przeprowadzono szczegółowe kartowanie pokrywy śnieżnej na obszarze całej wyspy Wolin, na stanowiskach uwzględniających różne jednostki krajobrazowe, dynamikę rzeźby terenu oraz użytkowanie terenu (ryc. 1, tab. 1). Pobrano po 27 próbek śniegu w celu określenia jego gęstości objętościowej, odczynu i przewodności elektrolitycznej (fot. 1). 75

76 Fot. 1. Kartowanie pokrywy śnieżnej wyspy Wolin Grodno plaża (22 lutego 2010) Photo 1. Mapping of snow cover Grodno beach (22 February 2010) 4. Wyniki W półroczu chłodnym 2009 roku hydrologicznego w porównaniu do wartości średnich z wielolecia ( ) pokrywa śnieżna zalegała relatywnie krótko i posiadała mniejszą grubość. Pokrywa śnieżna występowała przez 27 dni w trzech interwałach czasowych od 22 do 26 listopada, od 5 do 9 stycznia i od 12 do 25 lutego (ryc. 2). Średnia grubość wynosiła 8 cm, a maksymalna 20 cm (22 lutego 2009). Od listopada do końca kwietnia zanotowano 163,9 mm sumy opadów atmosferycznych, w tym w postaci śniegu 36 mm. Średnia dobowa minimalna temperatura powietrza na wysokości 5 cm nad powierzchnią gruntu wyniosła 0,3 o C, a podczas występowania pokrywy śnieżnej -3,5 o C. W 2010 roku warunki śnieżne cechowały się ponadprzeciętnymi wartościami. Pokrywa śnieżna występowała przez 67 dni, w jednym okresie od 2 stycznia do 9 marca (ryc. 2). Średnia grubość wynosiła 22,7 cm, a maksymalna 50 cm (13 lutego 2010). W półroczu chłodnym 2010 roku zanotowano 263,9 mm sumy opadów atmosferycznych, w tym w postaci śniegu 91,5 mm. Średnia dobowa minimalna temperatura powietrza na wysokości 5 cm nad powierzchnią gruntu wyniosła -1,0 o C, a podczas występowania pokrywy śnieżnej -5,2 o C. W okresie występowania najgrubszej pokrywy śnieżnej w badanym dwuleciu obserwowano izolację cieplną gruntu. Na rycinie 3 przedstawiono zmienność czasową fizykochemicznych właściwości pokrywy śnieżnej w Białej Górze w okresie najgrubszej pokrywy śnieżnej (w 2009 roku od 12 do 25 lutego, a w 2010 roku od 18 stycznia do 23 lutego). W lutym 2009 roku średnia grubość pokrywy śnieżnej w tym czasie wynosiła 12 cm. Największą grubość 20 cm zanotowano 22 lutego 2009 roku. Średnia gęstość objętościowa śniegu (zawartość wody) wynosiła 43 g dm -3. Najniższą gęstość objętościową śniegu (34 g dm -3 ) zanotowano podczas występowania najgrubszej pokrywy śnieżnej. Średni odczyn śniegu był niski i wynosił 3,67 ph. Zakres zmienności odczynu był duży i wynosił od 2,44 do 6,95 ph. Najniższy odczyn i przewodność elektrolityczną pokrywy śnieżnej obserwowano w trakcie przyrostu jej grubości (20 22 luty 2009). Średnia przewodność elektrolityczna wynosiła 1,62 ms m -1. Zakres zmienności SEC wynosił 0,60 4,20 ms m -1. W 2010 roku (ryc. 3) średnia grubość pokrywy śnieżnej była prawie 3 razy wyższa niż w poprzednim roku i wynosiła 33 cm. Największą grubość (50 cm) zanotowano 16 lutego. Średnia gęstość objętościowa śniegu była nieznacznie wyższa niż w 2009 roku i wynosiła 46 g dm -3. Średni odczyn śniegu był niższy niż w roku ubiegłym i wynosił 3,06 ph. Zakres zmienność odczynu był duży i wynosił od 1,87 do 4,86 ph. Natomiast średnia przewodność elektrolityczna wynosiła 2,35 ms m -1, a zakres jej zmienności wynosił od 1,25 do 6,31 ms m

77 GPS, P Tp, Tg GPS, P Tp, Tg lis lis lis gru gru gru gru sty sty sty lut lut mar mar mar mar kwi kwi kwi lis lis lis gru gru gru gru sty sty sty lut lut mar mar mar mar kwi kwi kwi-10 GPS [cm] Tp [oc] min 5 cm n.p.g P [mm] Tg [oc] 5 cm p.p.g GPS [cm] Tp [oc] min 5 cm n.p.g P [mm] Tg [oc] 5 cm p.p.g Ryc. 2. Zmienność czasowa pokrywy śnieżnej, opadów atmosferycznych i warunków cieplnych w stacji meteorologicznej w Białej Górze w półroczu chłodnym w latach hydrologicznych 2009 i 2010 Fig. 2. Time variability of snow cover, atmospheric precipitation and thermal conditions in the weather station in Biała Góra in cold halfyear of 2009 and 2010 hydrological years GPS grubość pokrywy śnieżnej (snow cover depth) [cm] P opady atmosferyczne (precipitation) [mm] Tp minimalna temperatura powietrza 5 n.p.g (minimal air temperature 5 cm a.g.l) [ o C] Tg temperatura gruntu 5 p.p.g (ground temperature 5 cm u.g.l) [ o C] GPS, GOS ,00 7,00 6,00 5,00 4,00 3,00 2,00 ph, SEC GPS, GOS ph, SEC 10 1, , GPS [cm] GOS [g dm-3] ph SEC [ms m-1] GPS [cm] GOS [g dm-3] ph SEC [ms m-1] Ryc. 3. Zmienność grubości, gęstości, odczynu i przewodności elektrolitycznej pokrywy śnieżnej w stacji meteorologicznej w Białej Górze w okresie lutego 2009 i 18 stycznia 23 lutego 2010 Fig. 3. Variability of thickness, volumetric thickness, reaction and electrolytic conductivity of snow cover in the weather station in Biała Góra in the period of February 2009 and 18 January 23 February 2010 GPS grubość pokrywy śnieżnej (snow cover depth) [cm] GOS gęstość objętościowa śniegu (volumetric thickness of snow cover) [g dm -3 ] ph odczyn (reaction) SEC przewodność elektrolityczna właściwa (electric conductivity) [ms m -1 ] 77

78 W tabeli 2 przedstawiono zmienność przestrzenną fizykochemicznych właściwości pokrywy śnieżnej w badanym dwuleciu. Średnia grubość pokrywy śnieżnej wynosiła 8,8 cm w 2009 r. i 21,7 cm w 2010 roku. W 2009 roku najgrubsza pokrywa śnieżna (16 cm) występowała w południowej, centralnej części wyspy, pokrytej lasem i o wysokiej rzędnej terenu punkt 9 Trzciągowo. Natomiast najcieńszą pokrywę śnieżną zaobserwowano na stanowisku 19 Zatorek i wynosiła ona zaledwie 4 cm. W 2010 roku najgrubsza pokrywa śnieżna (31 cm) występowała również w części południowej - punkt nr 10 znajdujący się w obrębie pól uprawnych we wsi Dargobądź. Najcieńsza pokrywa śnieżna występowała na plaży w Świnoujściu porcie, zaledwie 6 cm. Tab. 2. Zmienność przestrzenna fizykochemicznych właściwości pokrywy śnieżnej wyspy Wolin w dniu 23 lutego 2009 i 22 lutego 2010 Tab. 2. Spatial variability of physicochemical properties of snow cover of the Wolin island on February 23, 2009 and February 22, 2010 Stanowisko (nr) Point number GPS grubość pokrywy śnieżnej Snow cover depth [cm] GOS gęstość objętościowa śniegu Volumetric thickness of snow cover [g dm -3 ] Odczyn Reaction [ph] SEC przewodność elektrolityczna właściwa Electric conductivity [ms m -1 ] ,0 23, ,24 4,41 1,45 1,22 2 6,5 22, ,56 3,35 3,06 1,38 3 7,5 20, ,93 2,16 1,99 2,45 4 4,5 6, ,07 3,58 1,59 0,68 5 7,8 26, ,22 2,47 1,50 2,53 6 5,3 26, ,78 2,47 2,02 2, ,0 29, ,73 2,52 1,69 1, ,3 23, ,61 2,51 2,04 2, ,3 24, ,10 2,35 1,54 2, ,0 31, ,04 2,57 1,54 1, ,5 11, ,59 2,49 3,11 1, ,0 22, ,79 3,76 0,74 1, ,5 15, ,39 3,73 0,51 1, ,5 12, ,72 3,30 1,10 1, ,8 21, ,07 3,57 5,07 1, ,5 21, ,87 4,21 0,71 2, ,8 20, ,63 4,65 2,28 10, ,5 18, ,14 3,81 0,75 2, ,5 15, ,97 4,15 0,73 2, ,0 28, ,08 2,44 0,67 1, ,7 21, ,28 2,86 0,73 2, ,0 29, ,74 3,20 0,63 1, ,3 25, ,41 4,16 0,87 7, ,5 23, ,89 4,26 0,78 15, ,2 30, ,39 4,09 1,17 4, ,0 22, ,84 4,53 0,77 10, ,0 22, ,92 4,25 0,67 6,11 78

79 GPS, P ,70 0,68 0,66 0,64 0,62 0,60 0,58 0,56 0,54 0,52 0,50 H GPS, P ,64 0,63 0,62 0,61 0,60 0,59 0,58 0,57 0,56 0,55 0,54 H GPS [cm] P [mm] H [m] GPS [cm] P [mm] H [m] Ryc. 4. Związek stanu wód Lewińskiej Strugi (profil Domysłów) na zasilanie opadowe i roztopowe w okresie lutego 2009 Fig. 4. Relation between the water level of Lewińska Struga(Domysłów profile) and precipitation and melt supply in the period of February 2009 GPS grubość pokrywy śnieżnej (snow cover depth) [cm] P opady atmosferyczne (precipitation) [mm] H stan wody Lewińskiej Strugi (Lewińska Struga high of water) [m] Średnia gęstość objętościowa pokrywy śnieżnej na wyspie Wolin wynosiła 57 g dm -3 w 2009 r. i 68 g dm -3 w 2010 r. W 2010 roku pomimo znacznie dłuższego okresu zalegania pokrywy śnieżnej (dłużej o 40 dni) i jej większej grubości (maksymalna grubość większa o 30 cm) nie zaobserwowano istotnego zwiększenia zawartości wody w śniegu (wzrost zaledwie o 10 g dm -3 mniej niż 20%). W 2009 roku najwięcej wody 90 g dm -3 zawierała pokrywa śnieżna na stanowisku 4 Świnoujście port. Z kolei najmniejszym uwilgotnieniem odznaczał się śnieg na stanowisku 1 Biała Góra, 43 g dm -3. W 2010 roku największą gęstość śniegu obserwowano również na stanowisku 4 na plaży w Świnoujściu 88 g dm -3 a najniższą na stanowisku 24, w lesie w Grodnie 30 g dm -3. Pokrywa śnieżna wyspy Wolin posiadała odczyn kwaśny (poniżej 4,0 ph). Najbardziej kwaśny śnieg występował w południowej, zalesionej części wyspy na stanowisku 8 Lubin (2,61 ph w 2009 r.) i 9 Trzciągowo (2,35 ph w 2010 r.). Natomiast najwyższy odczyn notowano na plaży (w 2009 r. w punkcie 11 w Wolinie 6,59 ph i w 2010 r. w punkcie 17 w Międzywodziu 4,65 ph). Średnia przewodność elektrolityczna pokrywy śnieżnej wynosiła 1,47 ms m -1 w 2009 r. i 2,35 ms m -1 w 2010 r. Zakres zmienności SEC w 2009 r. wynosił od 0,51 (punkt 13 Kodrąb) do 5,07 (stanowisko 15 Łowno), a w 2010 r. wynosił od 0,68 (punkt 4 Świnoujście port) do 10,42 (stanowisko 26 Kwasowo). Wytapianie pokrywy śnieżnej zarówno w 2009, jak i 2010 roku nie spowodowało intensywnych wezbrań głównego cieku wyspy Wolin, Lewińskiej Strugi. W 2009 roku wytopienie w ciągu 1 dnia (22/23 lutego) pokrywy śnieżnej o grubości 7 cm spowodowało wzrost stanu wody Lewińskiej Strugi jedynie o 6 cm (ryc. 4). W 2010 roku wytapianie pokryw śnieżnej miało również łagodny przebieg, czego przejawem był mały wzrost stanu wody cieku zaledwie o 4 cm (ryc. 4). Analiza reakcji Lewińskiej Strugi na wytapianie pokrywy śnieżnej w badanym okresie wykazała względnie dużą bezwładność, która była efektem występowania szerokiej doliny (brak łączności systemu stokowego z korytowym), dużego udziału lasów z zlewni oraz występowania jezior przepływowych. 5. Wnioski Położenie obszaru badań w północno-zachodniej części kraju, w rejonie nadmorskim decyduje o tym, że w okresie zimowym jest to najcieplejszy region Polski (<50 dni z temperaturą <0 o C), gdzie pokrywa śnieżna posiada średnią grubość kilku centymetrów i występuje około 1 miesiąca (Bednorz 2001). Kartowanie grubości pokrywy śnieżnej wyspy Wolin wykazało najniższe wartości na plaży w pobliżu akwenów wodnych (średnia grubość 6,5 cm w 2009 r. i 17,9 cm w 2010 r.). Natomiast względnie największą miąższość pokrywy śnieżnej obserwowano na użytków zielonych (9,4 cm w 2009 r. i 26,4 cm w 2010 r.). W lasach i gruntach ornych grubość pokrywy śnieżnej była zbliżona. Względnie najwyższą gęstość objętościową śniegu obserwowano w pokrywie śnieżnej na plaży, w pobliżu występowania silnie uwilgotnionych mas powietrza. Natomiast w lasach, użytkach zielonych i na 79

80 gruntach ornych zawartość wody w śniegu była niższa. Pokrywa śnieżna na plaży cechowała się również wyższą wartością przewodności elektrolitycznej właściwej (efekt wzmożonej dostawy aerozoli morskich) niż w pozostałych typach użytkowania terenu. 6. Literatura Bednorz E., 2001: Pokrywa śnieżna a kierunki napływu mas powietrza w Polsce Północno-Zachodniej. Wydawnictwo Naukowe UAM, Poznań. Kondracki J., 2000: Geografia regionalna Polski. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa. Paczos S., 1985: Pokrywa śnieżna w Polsce. Annales Universitatis Mariae Curie-Skłodowska, sectio B, vol. XL, 5, Lublin: Tylkowski J., 2005: Sezony transportu fluwialnego górnej Parsęty jako odbicie funkcjonowania rzek Pobrzeża Bałtyku. W: Plejstoceńskie i holoceńskie przemiany środowiska przyrodniczego Polski, K. Borówka (red.), US, INoM, PTG, Szczecin: MONITORING OF PHYSICOCHEMICAL PROPERTIES OF THE WOLIN ISLAND SNOW COVER Summary The main research concern of the study is related to the time and spatial variability of snow cover on the Wolin island in a cool half-year in the hydrological years of 2009 and The study of snow cover included measurements of: thickness and scope of area cover, volume density, electrolytic conductance and reaction. Time variability of physicochemical properties of snow cover was analysed on the basis of observations carried out in the weather station in Biała Góra. Spatial variability of snow cover was studied on the basis of a single area mapping on the Wolin island, when 27 samples were collected from sites referring to various forms of land use and its relief. 80

81 ZMIANY W RELACJACH POMIĘDZY KONDUKTYWNOŚCIĄ A TEMPERATURĄ WODY W ROPIE WYWOŁANE FUNKCJONOWANIEM ZBIORNIKA RETENCYJNEGO KLIMKÓWKA Łukasz Wiejaczka Wiejaczka Ł., 2010: Zmiany w relacjach pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie wywołane funkcjonowaniem zbiornika retencyjnego Klimkówka (Changes in the relations between conductivity and water temperature in the Ropa river caused by the functioning of the Klimkówka reservoir), Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Zarys treści: Uruchomienie w 1994 roku zbiornika retencyjnego Klimkówka na Ropie w Beskidzie Niskim zaburzyło naturalne relacje zachodzące pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w rzece. Przejawem zaistniałych zmian jest osłabienie oraz odwrócenie analizowanych zależności (szczególnie widoczne w okresie lata). Przed powstaniem zbiornika Klimkówka wzajemne relacje łączące konduktywność z temperaturą wody Ropy były wprost proporcjonalne, a korelacja wysoka. Po uruchomieniu zbiornika zależności te są odwrotnie proporcjonalne, a siła korelacji wyraźnie słabsza. Zauważone zmiany spowodowane obniżeniem i ustabilizowaniem wartości, jak również transformacją rocznego cyklu konduktywności wody w Ropie poniżej zbiornika związane są z jego funkcjonowaniem. Badania współzależności pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie oparto na porównaniu współczynników korelacji omawianych zmiennych obliczonych dla różnych przedziałów czasowych pomiędzy wieloleciami (przed powstaniem zbiornika) i (po powstaniu zbiornika). Słowa kluczowe: temperatura wody, konduktywność, rzeka Ropa, zbiornik Klimkówka. Key words: water temperature, conductivity, Ropa river, the Klimkówka reservoir. Łukasz Wiejaczka, Zakład Geomorfologii i Hydrologii Gór i Wyżyn Instytut Geografii i Przestrzennego Zagospodarowania PAN, ul. Św. Jana 22, Kraków, uhasz@poczta.onet.pl 1. Wprowadzenie Konduktywność wody (przewodność elektrolityczna właściwa) jest właściwością fizyczną wody, na podstawie której można oszacować przybliżoną sumę jonów rozpuszczonych w wodzie, czyli mineralizację ogólną. Zasadniczym czynnikiem warunkującym zmiany wartości konduktywności wody w danym cieku jest przede wszystkim jego wielkość przepływu. Konduktywność cieku uzależniona jest także od temperatury wody, rodzaju podłoża, przez które przepływa, agresywności wody oraz dostawy zanieczyszczeń antropogenicznych. W literaturze naukowej można znaleźć wiele informacji na temat wzajemnych relacji pomiędzy konduktywnością wody w cieku a wymienionymi wyżej czynnikami (m.in. Froehlich, 1975, 1982; Welc, 1985; Krzemień, 1991; Świeca, 1998; Raczak i Żelazny, 2005). Wyjątkiem jest temperatura wody, w przypadku której jedyną powszechnie znaną zależnością jest dowiedziony laboratoryjnie fakt, że zmiana temperatury wody o 1 C powoduje zmianę wielkości przewodnictwa o +/-2% (Hermanowicz i in., 1976). Wynika to przede wszystkim z braku wiarygodnych danych pochodzących z wieloletnich serii pomiarowych, pozwalających uchwycić naturalne relacje pomiędzy rozpatrywanymi zmiennymi. Istota 81

82 badań zależności pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody wynika z faktu, że są to podstawowe właściwości fizyczne wody odgrywające decydującą rolę w rozwoju życia biologicznego i wszelakich procesów zachodzących w ekosystemach wód płynących. Zasadniczym celem niniejszego opracowania jest prezentacja zmian w naturalnych relacjach pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w rzece Ropie wywołanych uruchomieniem i funkcjonowaniem w jej biegu zbiornika retencyjnego Klimkówka. Podstawowym narzędziem w badaniach wzajemnych relacji pomiędzy dwiema zmiennymi jest metoda korelacji oraz regresji (Stanisz, 1998). Korelacja wyrażona wartościami współczynnika korelacji liniowej Pearsona pozwala ocenić siłę z jaką rozpatrywane zmienne są ze sobą powiązane. Dzięki regresji można oszacować zmianę konduktywności (zmienna zależna) na podstawie dynamiki temperatury (zmienna niezależna). W zależności od wielkości współczynnika korelacji siłę współzależności w analizie statystycznej ocenia się na podstawie powszechnie przyjętej skali: r xy = 0 zmienne nie są skorelowane, 0 <r xy < 0,1 korelacja nikła, 0,1 = <r xy < 0,3 korelacja słaba, 0,3 = <r xy < 0,5 korelacja przeciętna, 0,5 = <r xy < 0,7 korelacja wysoka, 0,7 = <r xy < 0,9 korelacja bardzo wysoka, 0,9 = <r xy < 1 korelacja prawie pełna. 2. Relacje pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie przed powstaniem zbiornika Klimkówka W warunkach niezaburzonych oddziaływaniem zbiornika retencyjnego Klimkówka (lata ) wzajemne relacje pomiędzy konduktywnością wody w Ropie a jej temperaturą można uznać za naturalne, uwarunkowane roczną cyklicznością zjawisk hydrometeorologicznych. Analiza ryciny 2 wskazuje na fakt, że ekstremalne wartości konduktywności oraz temperatury wody w Ropie w Szymbarku były obserwowane w tych samych okresach w ciągu roku. Okres zimowy charakteryzował się najniższymi wartościami przewodnictwa oraz temperatury wody, zaś w okresie letnim notowano najwyższe w ciągu roku wartości badanych zmiennych. Według Wiejaczki (2007a, 2009) przed powstaniem zbiornika Klimkówka średnie miesięczne wartości konduktywność wody w Ropie w Szymbarku wahały się w ciągu roku pomiędzy 318 µs*cm -1 marzec a 518 µs*cm -1 sierpień, natomiast średnie miesięczne wartości temperatury wody zamykały się w przedziale od 1,2 C styczeń do 19,4 C sierpień (ryc. 3). Zaznaczyć należy, że temperatura wody wykazywała w ciągu roku stosunkowo większą Przeprowadzoną w niniejszym artykule analizę oparto na wynikach wieloletnich, codziennych pomiarów konduktywności oraz temperatury wody w rzece Ropie, wykonywanych na Stacji Naukowej IGiPZ PAN w Szymbarku, w profilu wodowskazowym usytuowanym ok. 16 km poniżej zbiornika Klimkówka (ryc. 1). Pomiaru temperatury wody dokonywano za pomocą termometru rtęciowego, natomiast konduktywności z wykorzystaniem konduktomierza. W analizie wykorzystano dane z wielolecia , w którym wyróżniono i porównano dwa okresy: (warunki naturalne) oraz (warunki zmienione przez zbiornik). Tłem dla przeprowadzonej analizy relacji pomiędzy konduktywnością wody a jej temperaturą były zmiany wartości konduktywności oraz temperatury wody w Ropie, obserwowane po uruchomieniu zbiornika Klimkówka, prezentowane w opracowaniach Wiejaczki (2007a, b, c, 2009). Ryc. 1. Lokalizacja wodowskazu w Szymbarku Fig. 1. Localization of the water gauge in Szymbark 82

83 [ o C] lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis [ms*cm -1 ] konduktywność/conductivity temperatura/temperature Ryc. 2. Dynamika konduktywności oraz temperatury wody w Ropie w Szymbarku w latach Fig. 2. Dynamics of conductivity and temperature of water in the Ropa river in Szymbark in the years [ms*s -1 ] [ o C] 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0-0,2 0 XI XII I II III IV V VI VII VIII IX X konduktywność/conductivity temperatura/temperature Ryc. 3. Średnie miesięczne wartości konduktywności oraz temperatury wody w Ropie w Szymbarku (Wiejaczka 2007a, 2009) Fig. 3. Average monthly values of conductivity and temperature of water in the Ropa river in Szymbark (Wiejaczka 2007a, 2009) 0,0-0,4-0,6 XI XII I II III IV V VI VII VIII IX X Ryc. 4. Średnie miesięczne wartości współczynnika korelacji pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie w Szymbarku Fig. 4. Average monthly values of correlation coefficient between conductivity and temperature of water in the Ropa river in Szymbark dynamikę wartości niż konduktywność. W warunkach naturalnych konduktywność wody w Ropie uzależniona była od czynników, o których mowa we wstępie opracowania (szczególną rolę, tak jak w przypadku innych naturalnych cieków, odgrywała wielkość przepływu). Temperatura wody była zależna prawie wyłącznie od rocznej i dobowej dynamiki termiki powietrza (Soja, 1973; Wiejaczka, 2007b, c). W latach duża zależność (wysoka korelacja) pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie w Szymbarku występowała przez większą część roku, pomiędzy kwietniem a listopadem (kiedy przewodność oraz temperatura wody osiągały najwyższe wartości w rocznym cyklu zmian). Świadczą o tym średnie współczynniki korelacji obliczone dla podanych miesięcy, zamykające się w przedziale od 0,5 do 0,8 (ryc. 4). Dodatnie wartości wskazują, że wzrost temperatury wody pociągał za sobą wzrost przewodności właściwej. W pozostałych miesiącach roku (grudzień marzec) badane relacje były odwrócone i znacznie słabsze, ponieważ wartości współczynnika korelacji były ujemne i wahały się w zakresie -0,2 do -0,4 (ryc. 4). Wnioskować można, że w tych miesiącach spadkowi temperatury wody nie towarzyszyło relatywne obniżenie wartości konduktywności. W zimowych półroczach hydrologicznych wartości korelacji pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody wykazywały szeroki zakres wahań pomiędzy ko- 83

84 1,0 0,8 0,6 0,8 0,6 0,7 0,6 0,4 0,4 0,2 0,0-0,2 0,2 0,0 0,06-0,04-0,4-0,2-0,6-0,8-1, ,4-0,6-0,5-0,5 rok/year półrocze zimowe/ winter half-year półrocze letnie/ summer half-year rok/year półrocze zimowe/winter half-year półrocze letnie/summer half-year Ryc. 5. Wartości współczynnika korelacji pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie w Szymbarku w poszczególnych latach oraz półroczach hydrologicznych wielolecia Fig. 5. Values of correlation coefficient between conductivity and temperature of water in the Ropa river in Szymbark in each year and hydrological half-years of the period lejnymi latami wielolecia (ryc. 5). Dodatnia i ujemna korelacja w okresach zimowych (od -0,5 do 0,4) wynikała przede wszystkim z niestabilnych warunków termicznych charakterystycznych dla klimatu umiarkowanego, w którym mogą pojawić się zarówno bardzo mroźne, jak i ciepłe zimy. Przy skrajnie niskich temperaturach powietrza (do ok. -30 C), gdy temperatura wody kształtowała się w okolicach 0 C, zależność pomiędzy temperaturą wody a konduktywnością była słabsza i odwrotnie proporcjonalna. W czasie cieplejszych okresów zimowych, gdy temperatura wody osiągała znacznie wyższe wartości relacje pomiędzy zmiennymi były silniejsze i bardziej proporcjonalne. Związek pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w półroczach zimowych należy uznać za przeciętny. W półroczach letnich wartości współczynnika korelacji były bardziej ustabilizowane (ryc. 5), ponieważ zakres zmian był zbliżony do obserwowanego w miesiącach kwiecień listopad (0,5 0,8), a wzajemne relacje wyraźnie mocniejsze (wysoka korelacja). Roczne wartości współczynnika korelacji pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie w Szymbarku w latach były ustabilizowane w przedziale 0,6 0,9 (ryc. 5) i podobnie jak w okresie letnim wskazują na wysoką, a w niektórych przypadkach bardzo wysoką korelację. Potwierdzeniem silnych relacji łączących przewodność elektrolityczną właściwą wody w Ropie z jej temperaturą są średnie współczynniki korelacji policzone dla całego wielolecia Średnia roczna oraz średnia wieloletnia wartość współczynnika korelacji była wysoka Ryc. 6. Średnie wartości współczynnika korelacji pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie w Szymbarku w latach oraz Fig. 6. Average values of correlation coefficient between conductivity and temperature of water in the Ropa river in Szymbark in the years and i wyniosła 0,7 (ryc. 6). Średnie współczynniki korelacji policzone dla półroczy hydrologicznych w omawianym wieloleciu odzwierciedlają zmiany w relacjach pomiędzy omawianymi zmiennymi zachodzące w ciągu roku. Podczas gdy korelacja w półroczu letnim była wysoka (0,6), to w półroczu zimowym należy ją określić jako nikłą (0,06). Pomimo niskiej wartości współczynnika korelacji w świetle dalszej analizy zaznaczyć należy jednak, że podana wartość współczynnika korelacji miała wartość dodatnią. [ms*cm -1 ] y = 9,1x + 323,4 R 2 = 0, ,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 [ o C] Ryc. 7. Regresja liniowa pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie w Szymbarku w latach Fig. 7. Linear regression between conductivity and temperature of water in the Ropa river in Szymbark in the years

85 Obrazując generalny związek konduktywności oraz temperatury wody w Ropie w Szymbarku w całym wieloleciu stwierdzić można, że wzajemna ich korelacja była wysoka, a występujące pomiędzy nimi zależności były wprost proporcjonalne (ryc. 7). Wzrost temperatury wody pociągał za sobą podwyższenie konduktywności, a obniżeniu temperatury towarzyszył spadek przewodnictwa właściwego. 3. Relacje pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie po powstaniu zbiornika Klimkówka W okresie po uruchomieniu zbiornika retencyjnego Klimkówka (lata ) naturalne, wzajemne relacje pomiędzy konduktywnością oraz temperaturą wody w Ropie w Szymbarku uległy zasadniczym zmianom. Dobowy przebieg wartości rozpatrywanych zmiennych w ciągu wielolecia , przedstawiony na rycinie 8, dowodzi, że w rocznym cyklu ekstremalne wartości konduktywności oraz temperatury wody w rzece występują w przeciwstawnych do siebie okresach. Maksymalne wartości konduktywności wody w Ropie po wybudowaniu zbiornika, poniżej jego lokalizacji, występują w okresie zimy, a minimalne latem, odwrotnie niż w okresie przed powstaniem zbiornika (ryc. 3, 8). Roczna tendencja zmian temperatury wody nie uległa przeobrażeniu poza wyraźnym obniżeniem wartości w okresie lata oraz nieznacznym ich podwyższeniem w zimie (ryc. 3). Według Wiejaczki (2007a, 2009, ryc. 3) zakres wahań średnich wartości konduktywności wody w Ropie poniżej zbiornika zmniejszył się do przedziału 230 µs*cm -1 (kwiecień) 302 µs*cm -1 (styczeń), a temperatury do 1,7 C (styczeń) 17,7 C (sierpień). Rycina 3 pokazuje, że wartości konduktywności wody w Ropie w okresie po powstaniu zbiornika Klimkówka zostały w cyklu rocznym wyraźnie ustabilizowane, natomiast roczna dynamika temperatury wody prezentuje nadal szeroki zakres wahań. W konsekwencji zaistniałych zmian doszło do zaburzeń we wzajemnych, naturalnych relacjach pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody. Obniżenie wartości przewodnictwa właściwego wody Ropy poniżej Klimkówki należy łączyć z podwyższeniem oraz ustabilizowaniem przepływu na Ropie na poziomie 2m*s -1, jak i z magazynowaniem i stopniowym uwalnianiem ze zbiornika wód pochodzących z wiosennych roztopów oraz letnich wezbrań opadowych odznaczających się niską mineralizacją (a jednocześnie konduktywnością). Zmiany reżimu termicznego rzeki Ropy są natomiast uwarunkowane kształtowaniem się stratyfikacji termicznej w zbiorniku Klimkówka w ciągu roku. W odniesieniu do wielolecia poprzedzającego powstanie zbiornika ( ) w latach zaobserwowano znaczne osłabienie relacji pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie w miesiącach kwiecień listopad (na rycinie 4 widoczny spadek średnich miesięcznych wartości współczynnika korelacji do przedziału od -0,2 do 0,2). W okresie grudzień marzec, w którym warunki hydrometeorologiczne pomiędzy poszczególnymi latami były mniej stabilne, sytuacja jest mniej klarowna, ponieważ wartości współczynnika korelacji są zarówno wyższe, jak i niższe w stosunku do wielolecia (ryc. 4). [ o C] [ms*cm -1 ] 30,0 25,0 20,0 15,0 10,0 5,0 0, lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis 01-lis -5, konduktywność/conductivity temperatura/temperature Ryc. 8. Dynamika konduktywności oraz temperatury wody w Ropie w Szymbarku w latach Fig. 8. Dynamics of conductivity and temperature of water in the Ropa river in Szymbark in the years

86 Podobnie jak w okresie poprzedzającym powstanie zbiornika obserwuje się szeroki zakres wahań wartości współczynnika korelacji w półroczach zimowych (od -0,8 do 0,1) poszczególnych lat wielolecia (ryc. 5), co wynika ze wspominanej już zmienności warunków hydrometeorologicznych na badanym obszarze. Należy jednak zauważyć, że w porównaniu z poprzednim okresem dynamika zmian jest bardziej ustabilizowana, a sama zależność w większości przypadków była odwrotnie proporcjonalna. W półroczu letnim korelacja w porównaniu z okresem jest słabsza (-0,6 0,5) i zdarzały się lata, w których związek był odwrotnie proporcjonalny (ryc. 5). W przypadku półrocza letniego po powstaniu zbiornika obserwuje się dodatkowo większe wahania wartości współczynnika korelacji pomiędzy kolejnymi latami. Roczne wartości współczynnika korelacji również były słabsze, choć wykazywały większą dynamikę i zawierały się w przedziale od -0,8 do 0,5. Uzasadnieniem zauważonych zmian są odmienne w odniesieniu do lat średnie wartości współczynnika korelacji obliczone dla wielolecia Średnia roczna wartość współczynnika korelacji wyniosła -0,5, a średnia wieloletnia -0,4. Korelacja badanych zmiennych w półroczu letnim była również odwrócona i wysoka (-0,5). Dla półrocza zimowego była bardzo nikła (średnia wartość współczynnika korelacji -0,04). Porównując całe wielolecie z okresem , można jednoznacznie stwierdzić, że po powstaniu zbiornika relacje łączące konduktywność z temperaturą wody w Ropie są wyraźnie słabsze i odwrotnie proporcjonalne (ryc. 9). Zarówno wzrostowi, jak i spadkowi temperatury wody nie towarzyszy podobny trend konduktywności, której dynamika w porównaniu z poprzednim okresem jest bardzo ustabilizowana. [ms*cm -1 ] Podsumowanie Reasumując powyższą analizę wzajemnych zależności pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody, można jednoznacznie stwierdzić, że uruchomienie w 1994 roku zbiornika Klimkówka istotnie zaburzyło ścisłe relacje zachodzące pomiędzy badanymi zmiennymi. Zauważone zmiany wynikają przede wszystkim z modyfikacji rocznego cyklu konduktywności wody Ropy, wywołanej funkcjonowaniem zbiornika. Przed powstaniem zbiornika maksymalne wartości konduktywności oraz temperatury wody w Ropie poniżej jego lokalizacji występowały w okresie lata, natomiast najniższe zimą. Wzajemna korelacja była szczególnie wysoka w okresie lata (od 0,5 do 0,8), a obserwowane zależności były wprost proporcjonalne. Zimą relacje te były słabsze, często odwrotnie proporcjonalne i bardziej zróżnicowane, uzależnione także pośrednio od aktualnych warunków termicznych powietrza kształtujących temperaturę wody w Ropie. Po powstaniu zbiornika ekstremalne wartości konduktywności wody w Ropie występują w przeciwstawnym do wielolecia poprzedzającego uruchomienie zbiornika okresie roku. Roczny cykl temperatury wody w Ropie pozostał natomiast niezmienny. Dodatkowo wartości przewodności właściwej wody w Ropie zostały bardzo wyraźnie ustabilizowane w ciągu roku. W konsekwencji zaistniałych zmian w okresie kwiecień listopad nastąpiło wyraźne osłabienie relacji badanych zmiennych (spadek średnich miesięcznych wartości współczynnika korelacji do przedziału od -0,2 do 0,2), a wzajemny związek jest odwrotnie proporcjonalny. Potwierdzeniem zauważonych zmian jest osłabiona oraz odwrócona relacja konduktywności i temperatury wody w Ropie w poszczególnych latach, półroczach hydrologicznych oraz całym wieloleciu w stosunku do okresu y = -3,0x + 294,2 R 2 = 0, ,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 [o C] Ryc. 9. Regresja liniowa pomiędzy konduktywnością a temperaturą wody w Ropie w Szymbarku w latach Fig. 9. Linear regression between conductivity and temperature of water in the Ropa river in Szymbark in the years Literatura Hermanowicz W., Dożańska W., Dojlido J., Koziorowski B., 1976: Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków. Arkady, Warszawa, 847 ss. Krzemień K., 1991: Dynamika wysokogórskiego systemu fluwialnego na przykładzie Tatr Zachodnich. Rozpr. Habilit. 215: UJ, Kraków, 160 ss. Raczak J., Żelazny M., 2005: Cechy fizyczne wód powierzchniowych, W: Żelazny M. (red.). Dynamika związków biogennych w wodach opadowych, powierzchniowych i podziemnych w zlewniach 86

87 o różnym użytkowaniu na Pogórzu Wiśnickim, IGiGP UJ: Soja R., 1973: Termika wody w dorzeczu Ropy w okresie maksymalnych temperatur rocznych, Przegląd. Geogr. 3: Stanisz A., 1998: Przystępny kurs statystyki w oparciu o program statistica pl na przykładach z medycyny, StatSoft Polska sp. z o.o., Kraków. Świeca A., 1998: Wpływ czynników antropogenicznych na rzeczny odpływ roztworów i zawiesin na międzyrzeczu Wisły i Bugu. Wyd. UMCS, Lublin, 326 ss. Welc 1985: Zmienność denudacji chemicznej w Karpatach fliszowych (na przykładzie zlewni Potoku Bystrzanka). Dokumentacja Geogr. 5: 102 ss. Wiejaczka Ł., 2007a: Wpływ zbiornika wodnego Klimkówka na reżim termiczny rzeki Ropy. W: Kostrzewski A., Andrzejewska A. (red.). Program Zintegrowanego Monitoringu Środowiska Przyrodniczego a zadania ochrony obszarów Natura 2000, Biblioteka Monitoringu Środowiska, Izabelin: Wiejaczka Ł., 2007b: Dynamika temperatury wody w rzece Ropie w latach W: Sołtysik R, Suligowski R. (red.). Rola geografii fizycznej w badaniach regionalnych, tom I, Kielce: Wiejaczka Ł., 2007c: Relacje pomiędzy temperaturą wody w rzece a temperaturą powietrza (na przykładzie rzeki Ropy), Folia Geogr. Series Geograph Physica : Wiejaczka Ł., 2009: Wpływ zbiornika wodnego Klimkówka na abiotyczne elementy środowiska przyrodniczego w dolinie Ropy. maszynopis rozprawy doktorskiej, IGiPZ PAN, Szymbark, 295 ss. Changes in the relations between conductivity and water temperature in the Ropa river caused by the functioning of the Klimkówka reservoir Summary After construction the Klimkówka water reservoir on the Ropa river in 1994 in the Beskid Niski Mts, natural relations between conductivity and temperature of water in the river have distorted significantly. The manifestation of these changes is weakness and reversal of relations (especially visible during the summer period). Before the Klimkówka reservoir started working, testing relations between conductivity and temperature of water in the Ropa river were directly proportional and their correlation was high. After opening the reservoir this relations are inversely proportional, and the strength of correlation is clearly weaker. Observed changes caused by the reduction and stabilization of values, as well as the transformation of the annual cycle of water conductivity in the Ropa river below the reservoir are associated with its functioning. Survey of correlation between conductivity and temperature of water in the Ropa river in this article, based on the comparison of correlation coefficients calculated for different terms, between (period before the Klimkówka reservoir started working) and (after opening the reservoir). 87

88

89 Edukacja Education

90

91 EKOEDUKACJA MŁODZIEŻY GIMNAZJALNEJ I PONADGIMNAZJALNEJ W POLSCE Ilona Żeber-Dzikowska Żeber-Dzikowska I., 2010: Ekoedukacja młodzieży gimnazjalnej i ponadgimnazjalnej w Polsce (The eco-education of the youth in gymnasiums and high schools in Poland), Monitoring Środowiska Przyrodniczego, Vol. 11, s , Kieleckie Towarzystwo Naukowe, Kielce. Zarys treści: W celu zdiagnozowania skuteczności metod realizacji założeń edukacji ekologicznej przeprowadzono badania wśród uczniów szkół gimnazjalnych i ponadgimnazjalnych. Ankietowani wykazali się wprawdzie dużym rozeznaniem w problemach powodowanych szkodliwym wpływem człowieka, ale wiedza ta w wielu przypadkach nie znajduje odzwierciedlenia w ich zachowaniu. W tym celu należy dokonać zmiany w szkolnictwie, by program edukacji ekologicznej wprowadzono w plan zajęć uczniom początkowych klas. Słowa kluczowe: edukacja ekologiczna, ankieta, gimnazjum, szkoła ponadgimnazjalna. Key words: ecological education, questionnaire form, gymnasium, high school. Ilona Żeber-Dzikowska, Instytut Biologii Pracownia Dydaktyki Biologii i Ochrony Środowiska UJK, ul. Świętokrzyska 15, Kielce , ilona.zeber-dzikowska@ujk.edu.pl 1. Wprowadzenie Nurt edukacji ekologicznej, trwający wiele lat w szkolnictwie polskim, wywołuje wiele kontrowersji. Dyskusja dotyczy przede wszystkim jakości nauczania treści zawierających tematykę ekologiczną, aktywności, czynnego uczestnictwa uczniów w tych zajęciach oraz znaczenia wychowawczego tego typu zajęć. Krytycy formy biernego kształcenia młodzieży w czasie 45-minutowych zajęć podkreślają brak w nich realizmu oraz trudności w nabywaniu sprawności i technik, które są nieodzowne w poznawaniu środowiska przyrodniczego. Najważniejszy jest jednak stosunek uczniów do samej idei ekoedukacji. Podstawowe pytanie, na które należy udzielić odpowiedzi, aby podnieść świadomość ekologiczną młodego pokolenia i przełożyć ją na działania prośrodowiskowe, brzmi: czy uczniowie zadowoleni są z zajęć, w których uczestniczą, czy sposób ich prowadzenia pomaga im zdobyć wiedzę z zakresu ekologii i ochrony środowiska w taki sposób, by świadomie i z jak najmniejszą szkodą ingerowali w środowisko? Zakres ekologii obejmuje wiadomości i umiejętności dotyczące procesów zachodzących w ekosystemach, wiedzę o mechanizmach równowagi ekosystemów, jak też informacje o zależnościach między różnymi formami działalności ludzkiej w środowisku przyrodniczym. Wiedza z zakresu ochrony środowiska wskazuje natomiast na zagrożenia wynikające z antropopresji, emisji zanieczyszczeń oraz na negatywne konsekwencje tych zjawisk, ale jednocześnie pokazuje sposoby i metody działań profilaktycznych (Fudali, 2002). Wszystkie wymienione obszary wiedzy zawierają oprócz istotnej podbudowy teoretycznej bardzo duży ładunek informacyjny, który z łatwością zastosować można w praktyce, a skutkiem jest aktywizacja uczniów, możliwość pozytywnej oceny ich działań na rzecz środowiska, a dzięki temu wzrost świadomości potrzeby działań proekologicznych. 91

92 2. Metodyka badań Celem badań było zdiagnozowanie poziomu wiedzy z zakresu ochrony środowiska, zainteresowań uczniów tą problematyką oraz ocena wykorzystania w realnej rzeczywistości przez młodzież szkół gimnazjalnych i ponadgimnazjalnych posiadanej wiedzy ekologicznej. Narzędziem pomiaru była ankieta składająca się z 23 pytań. Miały one charakter pytań zamkniętych i otwartych. Standaryzowano je na dwóch 30-osobowych zespołach klasowych, zróżnicowanych wiekiem i zakładaną różnicą wiedzy ekologicznej (I klasa gimnazjalna, III klasa licealna). Konstrukcja pytań ankietowych dawała możliwość: jednoznaczności odpowiedzi (tak, nie, nie wiem), wyrażenia opinii poprzez odpowiedź wielozdaniową, zaznaczenie punktacji w zaproponowanej w ankiecie skali (1 5), wyboru odpowiedzi z pięciu gotowych zaproponowanych możliwości. Pytania podzielono na 4 obszary tematyczne: sprawdzające podstawową wiedzę o środowisku, wskazujące na znajomość problemów ochrony środowiska w małej ojczyźnie, np. funkcjonowanie oczyszczalni ścieków, ujęć wodnych, wskazujące na stopień zaangażowania w działania proekologiczne, np. działanie w organizacjach, udział w akcjach o zasięgu lokalnym, krajowym, światowym, wskazujące na poziom świadomości zagrożeń wynikających z antropopresji. Badania przeprowadzono w latach w wytypowanych szkołach gimnazjalnych i ponadgimnazjalnych Kielc, Katowic, Radomia, Opola, Warszawy i Łodzi. Ponadto badania uzupełniono wykorzystując młodzieżowy ruch turystyczny odbywający się na terenie województwa świętokrzyskiego. Ankiety wypełniali uczniowie przybywający z całego kraju do Jaskini Raj i Świętokrzyskiego Parku Narodowego. 3. Wyniki badań Badaniami objęto 807 respondentów z 13 województw. Najliczniejszą grupę stanowili uczniowie z województwa świętokrzyskiego, mazowieckiego i wielkopolskiego (ryc. 1). Ryc. 1 Obszar badań Fig. 1. The area of the research Wśród uczniów dominowali gimnazjaliści 65,6% ankietowanych, i licealiści 27,7% ankietowanych. Najmniejszą grupę stanowili uczniowie technikum 2,7%, i zasadniczych szkół zawodowych 4,0% (tab. 1). Tab. 1. Liczba uczniów biorących udział w ankiecie Tab. 1. The number of the students taking part in the questionnaire Gimnazjum Gimnasium Liceum Ogólnokształcące High School Profil szkoły/profile of school Technikum High Technical School Liczba ankietowanych/number of respondents Zasadnicza Szkoła Zawodowa Vocational Technical School