WYDZIAŁ ROLNICTWA I BIOTECHNOLOGII

Załącznik 2a dr inż. Szymon Łucjan Różański Autoreferat Katedra Biogeochemii i Gleboznawstwa WYDZIAŁ ROLNICTWA I BIOTECHNOLOGII Bydgoszcz 2019

1. Imię i nazwisko Szymon Łucjan Różański 2. Posiadane dyplomy, stopnie naukowe z podaniem nazwy, miejsca i roku ich uzyskania oraz tytułu rozprawy doktorskiej 1989-1993 Liceum Ogólnokształcące nr 1 im. Cypriana Kamila Norwida w Bydgoszczy (profil biologiczno-chemiczny). 1993-1998 5-letnie, jednolite studia magisterskie, kierunek Rolnictwo, specjalność: Ochrona środowiska rolniczego, Wydział Rolniczy (obecnie Wydział Rolnictwa i Biotechnologii) Akademii Techniczno-Rolniczej (obecnie Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy) w Bydgoszczy. Praca magisterska pt.: Mobilność ołowiu w glebach w pobliżu dróg o dużym natężeniu ruchu, promotor prof. dr hab. Halina Dąbkowska-Naskręt, Katedra Gleboznawstwa i Ochrony Gleb. Studia ukończone z wynikiem bardzo dobrym. 1999-2000 Kurs pedagogiczny w Instytucie Nauk Humanistycznych i Ekonomicznych Akademii Techniczno-Rolniczej (obecnie Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy) w Bydgoszczy. 2000-2004 4-letnie studia doktoranckie nauk rolniczych w dyscyplinie agronomia, specjalność: Podstawy produkcji roślinnej i agrotechnika, Akademii Techniczno-Rolniczej (obecnie Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy) w Bydgoszczy. 04.09.2006 stopień doktora nauk rolniczych w zakresie agronomii nadany uchwałą Rady Wydziału Rolniczego, Uniwersytetu Technologiczno-Przyrodniczego w Bydgoszczy. Rozprawa doktorska pt.: Rtęć w profilach gleb uprawnych zróżnicowanych pod względem typologii i genezy wybranych regionów Pojezierza Południowobałtyckiego, promotor: prof. dr hab. Halina Dąbkowska-Naskręt, recenzenci: prof. dr hab. Barbara Gworek i prof. dr hab. Jan Koper. 3. Informacje o dotychczasowym zatrudnieniu w jednostkach naukowych 1998-2007 asystent w Katedrze Gleboznawstwa (obecnie Katedrze Biogeochemii i Gleboznawstwa) Wydziału Rolniczego Akademii Techniczno-Rolniczej (obecnie Wydziału Rolnictwa i Biotechnologii Uniwersytetu Technologiczno- Przyrodniczego) w Bydgoszczy. Od 2007 adiunkt w Katedrze Gleboznawstwa i Ochrony Gleb (obecnie Katedrze Biogeochemii i Gleboznawstwa) Wydziału Rolnictwa i Biotechnologii Uniwersytetu Technologiczno-Przyrodniczego w Bydgoszczy. 4. Wskazanie osiągnięcia wynikającego z art. 16 ust. 2 ustawy z dnia 14 marca 2003r. o stopniach naukowych i tytule naukowym oraz o stopniach i tytule w zakresie sztuki (Dz. U. 2016 r. poz. 882 ze zm. w Dz. U. z 2016 r. poz. 1311.) a) tytuł osiągnięcia naukowego Dystrybucja wybranych metali ciężkich w glebach o zróżnicowanym stopniu przekształceń antropogenicznych 2

b) autor/autorzy, tytuł/tytuły publikacji, rok wydania, nazwa wydawnictwa, recenzenci wydawniczy 1. Różański Sz., Kwasowski W., Peñas Castejón J.M., Hardy A. 2018. Heavy metal content and mobility in urban soils of public playgrounds and sport facility areas, Poland. Chemosphere. 212: 456-466. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2018.08.109 (IF 2017 4,427; MNiSW 2018 35 pkt.) Mój udział procentowy szacuję na 60%. 2. Różański Sz., Jaworska H., Matuszczak K., Nowak J., Hardy A. 2017. Impact of highway traffic and the acoustic screen on the content and spatial distribution of heavy metals in soils. Environmental Science and Pollution Research. 24: 12778 12786. https://doi.org/10.1007/s11356-017-8910-z (IF 2017 2,800; MNiSW 2017 30 pkt.) Mój udział procentowy szacuję na 55%. 3. Różański Sz., Dąbkowska-Naskręt H., Jaworska H. 2015. Profile distribution of mercury in selected urban soils. Environmental Protection and Natural Resources/Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych. 26. 3(65): 1-5. DOI10.1515/OSZN-2015-0016 (MNiSW 2015 12 pkt.) Mój udział procentowy szacuję na 70%. 4. Różański Sz. 2013. Fractionation of selected heavy metals in agricultural soils. Ecological Chemistry and Engineering S. 20(1):117-125. DOI 10.2478/eces-2013-0009 (IF 2013 0,558; MNiSW 2013 15 pkt.) Mój udział procentowy to 100%. 5. Charzyński P., Bednarek R., Różański Sz., Mendyk Ł., Morawski B. 2013. Lawn soils of Toruń and Bydgoszcz, W: Technogenic soils of Poland, red.: Charzyński P., Hulisz P., Bednarek R., Polish Society of Soil Science, Toruń, 55-80. (MNiSW 2013 7 pkt.) Mój udział procentowy szacuję na 50%. 6. Różański Sz., Dąbkowska-Naskręt H. 2011. Przestrzenne i profilowe rozmieszczenie rtęci w urbanoziemach miasta Bydgoszczy. Environmental Protection and Natural Resources/Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych. 49: 193-201. (MNiSW 2011 6 pkt.) Mój udział procentowy szacuję na 90%. Łączna wartość naukometryczna publikacji stanowiących osiągnięcie naukowe według wykazów MNiSW zgodnie z rokiem opublikowania artykułów wynosi 105 punktów. Sumaryczny współczynnik wpływu (IF) ww. publikacji wynosi 7,785. Kopie prac składających się na osiągnięcie naukowe wraz z oświadczeniami współautorów oraz określeniem ich indywidualnego wkładu stanowi załącznik 3. c) omówienie celu naukowego i osiągniętych wyników ww. prac wraz z omówieniem ich ewentualnego wykorzystania Wstęp i cel pracy Żyjemy w antropocenie, epoce, w której konsekwencje działalności człowieka stały się prawdopodobnie najważniejszymi problemami naukowymi do rozwiązania [Pincetl, 2017]. W przeciwieństwie do naturalnych zmian, te antropopresyjne zachodzą w środowisku bardzo szybko i często są nieodwracalne [Kabata-Pendias, 2011]. Skutki ludzkiej działalności w różnym stopniu obserwujemy niemal wszędzie. Niezależnie czy jest to działalność rolnicza, przemysłowa czy postępująca urbanizacja, skala oddziaływania na wszystkie elementy środowiska (powietrze, wodę i glebę) ciągle wzrasta. Przy aktualnym tempie rozwoju cywilizacyjnego wdrażanie nowoczesnych technologii nie powstrzymuje w wystarczającym stopniu presji na środowisko, a dodatkowo remediacji wymagają obszary zdegradowane w przeszłości. Ponadto wyzwaniem 3

pozostaje rosnąca liczba ludności z niespotykanym wcześniej poziomem zurbanizowania. Już dziś 55% ludności świata żyje na obszarach miejskich, a prognozuje się, że do roku 2050 odsetek ten sięgnie 66% [Desa, 2014]. Badania nad tempem i skalą zmian środowiskowych indukowanych antropogenicznie, określaniem ich wpływu na zdrowie człowieka czy opracowanie nowych metod remediacji stanowić będą coraz istotniejszy kierunek w działalności naukowej na świecie. Gleba jest jednym z głównych elementów środowiska i pierwszym ogniwem w łańcuchu pokarmowym, determinującym skład chemiczny roślin, a w konsekwencji decydującym o zdrowiu ludzi i zwierząt. Jest również miejscem depozycji zanieczyszczeń atmosferycznych i jednocześnie filtrem środowiskowym, gdzie ulegają one akumulacji [Paterson i in., 1996]. Wskutek antropopresji gleby przekształcane są zarówno fizycznie jak i chemicznie. Rodzaj i skala tych przekształceń jest uzależniona od rodzaju działalności. Gospodarka rolna często prowadzi do zmian struktury gleby, zawartości materii organicznej czy kompaktacji. Wadliwa agrotechnika może stymulować zjawiska erozyjne, a niezrównoważone nawożenie prowadzić może zarówno do obniżenia zasobności i dostępności składników pokarmowych lub eutrofizacji środowiska. Przemysł w zależności od rodzaju, poza przekształceniami lokalnymi wynikającymi z powstania samej infrastruktury, jest źródłem licznych zanieczyszczeń, których zasięg odziaływania jest skrajnie zróżnicowany (od lokalnego po globalny) [Wong i in., 2006]. Spośród ogromnej liczby zanieczyszczeń antropogenicznych metale ciężkie wydają się szczególnie niebezpieczne nie tylko ze względu na swą toksyczność, ale również z uwagi na to, że nie podlegają biodegradacji, jednocześnie akumulując się w środowisku [Wong i in., 2006]. Działalność człowieka doprowadziła do zachwiania naturalnej równowagi między ich wprowadzaniem do środowiska (wietrzenie a wydobycie i przetwarzanie), a ponownym ich odkładaniem we współczesnych utworach geologicznych [Bowen, 1979]. Aktualnie ich zawartość w środowisku jest kilkukrotnie większa w porównaniu z okresem przedprzemysłowym [Monteiro i Furness, 1995]. Głównymi źródłami metali ciężkich są: przemysł (głównie wydobywczy, metalurgiczny, elektrotechniczny, chemiczny), transport i komunikacja, odpady (spalanie i składowanie) i rolnictwo (środki ochrony roślin i nawozy) [Folkes i in., 2001; Wong i in., 2006; Schwarz i in., 2016; Nezat i in., 2017]. Właśnie z uwagi na źródła metali ciężkich obszary zanieczyszczone nimi zlokalizowane są w dość oczywistych miejscach, takich jak tereny przemysłowe, kopalniane, aglomeracje miejskie czy tereny przyległe do ciągów komunikacyjnych. Z uwagi jednak na bardzo specyficzny transport atmosferyczny części z emitowanych substancji, zanieczyszczenia stwierdzamy również na obszarach potencjalnie na to nienarażonych np. zanieczyszczenie północnych części Skandynawii rtęcią [Schlüter, 2000]. Z uwagi na wciąż wysoki poziom uruchamiania metali ciężkich w środowisku, dynamikę przekształceń zarówno obszarów miejskich, przemysłowych jak i rolnych oraz niewątpliwie negatywny wpływ tych zanieczyszczeń na zdrowie człowieka, kompleksowe prace badawcze w tym obszarze pozostają w pełni uzasadnione. Badania zawarte w cyklu prac składających się na niniejsze osiągnięcie naukowe miały na celu ocenę zawartości, formy występowania oraz przestrzennego i profilowego rozmieszczenia wybranych metali ciężkich w glebach w różnym stopniu narażonych na zanieczyszczenie. Analizowano to na tle podstawowych właściwości tych gleb oraz potencjalnych źródeł zanieczyszczenia w połączeniu z oceną ryzyka dla zdrowia człowieka. Ogólny cel pracy osiągnięto przez realizację szeregu szczegółowych badań, na które składały się: 1. Badania nad zanieczyszczeniem oraz przestrzennym i profilowym rozmieszczeniem żelaza (Fe), manganu (Mn), cynku (Zn), ołowiu (Pb), kadmu (Cd), miedzi (Cu), chromu (Cr), niklu (Ni), kobaltu (Co) i rtęci (Hg) w glebach Torunia i Bydgoszczy na tle ich właściwości fizykochemicznych. 2. Określenie mobilności i biodostępności niklu (Ni), ołowiu (Pb), cynku (Zn) i miedzi (Cu) w glebach ornych przy użyciu zmodyfikowanej analizy sekwencyjnej BCR. 3. Ocena oddziaływania autostrady w sąsiedztwie ekranu akustycznego na rozkład przestrzenny i biodostępność cynku (Zn), miedzi (Cu), niklu (Ni), kadmu (Cd), chromu (Cr) i ołowiu (Pb) w glebach intensywnie użytkowanych rolniczo. 4

4. Ocena poziomu zanieczyszczenia oraz ryzyka dla zdrowia człowieka na podstawie zawartości całkowitej, mobilności i rozpuszczalności w wodzie ołowiu (Pb), miedzi (Cu), cynku (Zn), niklu (Ni), kadmu (Cd) i kobaltu (Co) w glebach placów zabaw i małych obiektów sportowych Warszawy i Bydgoszczy. Metodyka badań zawarta została w poszczególnych pracach prezentowanego osiągnięcia naukowego. Analiza wyników badań Ad. 1. Przestrzenne i profilowe rozmieszczenie rtęci w urbanoziemach miasta Bydgoszczy. Różański Sz., Dąbkowska-Naskręt H. Environmental Protection and Natural Resources. 2011. 49: 193-201. Lawn soils of Toruń and Bydgoszcz. Charzyński P., Bednarek R., Różański Sz., Mendyk Ł., Morawski B., W: Technogenic soils of Poland, red.: Charzyński P., Hulisz P., Bednarek R. 2013. Polish Society of Soil Science, Toruń, 55-80. Profile distribution of mercury in selected urban soils. Różański Sz., Dąbkowska-Naskręt H., Jaworska H. Environmental Protection and Natural Resources. 2015. 26. 3(65): 1-5. W powyższych pracach uwagę poświęcono profilowemu i przestrzennemu rozmieszczeniu metali ciężkich w glebach miejskich ze szczególnym uwzględnieniem rtęci. Metal ten w wyniku rozwoju przemysłu był, a niekiedy jeszcze jest powszechnie używany w wielu procesach technologicznych, co w konsekwencji doprowadziło do antropogenicznego uruchomienia znaczących jego ilości w środowisku. Pomimo istotnych ograniczeń emisji rtęci głównie w wyniku regulacji prawnych oraz wprowadzania nowoczesnych technologii w przemyśle, jej emisja do środowiska pozostaje nadal znacząca (choćby ze spalania paliw kopalnych). Stanowi to istotne zagrożenie dla środowiska i wszystkich organizmów. Ponadto rtęć z powodu swych specyficznych właściwości fizycznych i chemicznych, mnogości i zmienności form występowania oraz wysokiej toksyczności cały czas skupia uwagę badaczy. Analizowane gleby pochodziły z centrum Bydgoszczy i Torunia, z obszarów parków i skwerów przeznaczonych na cele rekreacyjne. Badania przeprowadzono na 17 profilach glebowych, z których ogromną większość sklasyfikowano jako Regosols różnego typu [IUSS WRB 2007]. Większość z nich była silnie przekształcona mechanicznie, zawierając w swym składzie liczne artefakty w postaci gruzu, szkła, śmieci, żużlu, asfaltu, smoły i węgla drzewnego w ilości dochodzącej do 25% objętości. Oznaczone parametry glebowe większości profili były charakterystyczne dla miejskich gleb antropogenicznych. Zidentyfikowane poziomy genetyczne (warstwy) miały genezę związaną z działalnością człowieka. Dowodzą tego ostre przejścia między nimi oraz bardzo zróżnicowane właściwości fizyczne i chemiczne sąsiadujących poziomów (barwa, uziarnienie, zawartość węgla organicznego, ph, ilość artefaktów itp.). Zasadniczo budowa, skład i właściwości tych gleb są zdeterminowane przez zdarzenia historyczne i rodzaj użytkowania terenu. Całkowita zawartość badanych metali (Fe, Mn, Zn, Pb, Cd, Cu, Cr, Ni, Co, Hg) wahała się w bardzo szerokich granicach, ale wszystkie badane gleby zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Środowiska w sprawie sposobu prowadzenia oceny zanieczyszczenia powierzchni ziemi [Rozporządzenie 2016], dla obszarów urządzonych parków, skwerów i zieleńców, należy zakwalifikować do gleb niezanieczyszczonych tymi metalami (za wyjątkiem jednej próbki z głębokości 90-110cm gdzie zawartość Hg sięgnęła 4,03mg kg -1 a dopuszczalna zawartość na głębokości poniżej 25cm i wodoprzepuszczalności powyżej 1x10-7 m/s wynosi 3mg kg -1 ). Zaznaczyć w tym miejscu trzeba, że uchylone Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi [Rozporządzenie 2002], obowiązujące w czasie wykonywania niniejszych badań, dla gruntów zabudowanych i zurbanizowanych zawierało znacznie niższe wartości graniczne dla większości 5

metali, zgodnie z którymi w pojedynczych punktach odnotowalibyśmy nieznaczne zanieczyszczenie zarówno cynkiem jak i rtęcią. Część z badanych profili charakteryzowała się naturalną zawartością metali, lecz w większości stwierdzono zawartości podwyższone w porównaniu zarówno do tła geochemicznego jak i gleb obszarów leśnych i rolnych nienarażonych na zanieczyszczenie [Kabata-Pendias, 2011]. W analizowanych glebach źródłem metali była zarówno depozycja atmosferyczna, jak również stwierdzone domieszki (artefakty). Na depozycję atmosferyczną, jako istotne źródło metali na badanych obszarach wskazuje ich nagromadzenie w powierzchniowych poziomach gleb o nieprzekształconych antropogenicznie profilach. Były to punkty zlokalizowane w centralnych częściach parków, gdzie stwierdzona sekwencja poziomów genetycznych w profilu była najbardziej zbliżona do naturalnej, a obecności artefaktów nie stwierdzono - Regosol (Siltic). W glebach przekształconych mechanicznie zawartość badanych metali była bardzo zróżnicowana, uzależniona od rodzaju i ilości domieszek w poszczególnych poziomach. Najwyższą zawartość rtęci (4,03mg kg -1 ) stwierdzono na głębokości 90-110cm, gdzie wśród domieszek znalazły się znaczne ilości asfaltu i papy. Potwierdzeniem tego była istotna statystycznie korelacja pomiędzy zawartością metali a udziałem części szkieletowych, wśród których artefakty stanowiły znaczną część. Przestrzenne zróżnicowanie zawartości analizowanych metali na podstawie zawartości całkowitej w poziomach powierzchniowych wykazywało tendencję polegającą na obniżaniu zawartości większości metali wraz z odległością od dróg o dużym natężeniu ruchu. Najniższe wartości stwierdzono w glebach parków wyżej usytuowanych, w ich centralnych częściach, dodatkowo w obecności licznych, wysokich drzew, które wyhamowują na skraju parku masy powietrza niosące zanieczyszczenia. Zapobiega to migracji zanieczyszczeń do ich wnętrza. Zanieczyszczenia te akumulują się zazwyczaj na obrzeżach takich terenów [Godbold, 1991], co niniejsze badania potwierdziły. Porównując zawartość metali ciężkich w glebach Bydgoszczy i Torunia wyższe wartości stwierdzono w Bydgoszczy. Było to szczególnie widoczne w przypadku Zn i Ni, odpowiednio były one 4 i 2 razy wyższe w glebach bydgoskich. Ta sytuacja najprawdopodobniej wynika z obecności większej ilości elektrociepłowni, zakładów przemysłowych oraz większego natężenia ruch drogowego i kolejowego w Bydgoszczy. Ad. 2. Fractionation of selected heavy metals in agricultural soils. Różański Sz. Ecological Chemistry and Engineering S. 2013. 20(1):117-125. Przy kompleksowym i wielowątkowym podejściu do badań nad zawartością metali ciężkich w glebach, wyjątkowo istotne pozostaje oznaczenie formy w jakiej metal występuje. Do określania takich parametrów jak biodostępność, toksyczność lub mobilność metali nie może służyć jedynie całkowita ich zawartość. Wiedza na temat interakcji między tymi pierwiastkami (ich formami) a składnikami gleby jest niezbędna do oceny ich zachowania w środowisku. Istnieje wiele analitycznych procedur ekstrakcji metali w glebie, jednak najpełniejszych informacji dostarczają analizy sekwencyjne. Ze względu na mnogość tych metod i modyfikacji wprowadzanych przez naukowców, ich wyniki bywają trudne do porównania. W celu standaryzacji metodologii w tej sferze w całej Unii Europejskiej (jak również poza nią) podjęto próbę opracowania ujednoliconej metody analizy sekwencyjnej w celu oznaczania pierwiastków śladowych w badaniach osadów i gleb. W wyniku międzylaboratoryjnych prac European Community Bureau of Reference opracowało i zarekomendowało metodę trzystopniowej ekstrakcji BCR, która po niewielkiej modyfikacji do dziś jest powszechnie stosowana na całym świecie [Rauret i in., 1999]. Badaniami w niniejszej pracy objęto trzy różniące się morfologicznie profile gleb o naturalnej sekwencji poziomów genetycznych, nienarażone na znaczące zanieczyszczenie z emitorów punktowych, będące trwałymi użytkami zielonymi, zlokalizowane na obszarze Doliny Fordońskiej i Wysoczyzny Świeckiej. Były to: czarna ziemia glejowa (Endogleyic Phaeozem) oraz 6

dwa profile mad właściwych (Endogleyic Fluvisol, Haplic Fluvisol klasyfikacja zgodna z rokiem publikacji) [IUSS WRB 2007; PTG 2011]. Całkowita zawartość badanych metali mieściła się w bardzo szerokich granicach: Ni 2,776-39,118mg kg -1, Pb 11,611-105,297mg kg -1, Zn 7,877-386,925mg kg -1, Cu 6,638-52,614mg kg -1. Zawartości te w przypadku czarnej ziemi (Endogleyic Phaeozem) i mady właściwej o lekkim uziarnieniu (Haplic Fluvisol) były charakterystyczne dla niezanieczyszczonych gleb Europy [Micó i in., 2007] i bliskie wartości tła geochemicznego dla tych metali [Czarnowska, 1996]. Znacznie wyższe wartości stwierdzono w madzie właściwej o ciężkim uziarnieniu (Endogleyic Fluvisol). Bardzo istotnym czynnikiem determinującym te zawartości była lokalizacja badanych gleb. Analizowane mady położone są w Dolinie Fordońskiej i regularnie zalewane podczas wiosennych wezbrań wody w Wiśle. W ostatnim stuleciu do większości dużych rzek Europy (w tym Wisły) prowadzono bezpośredni zrzut ścieków przemysłowych i komunalnych. Obszary te są również zagrożone zanieczyszczeniem wskutek spływu powierzchniowego i podpowierzchniowego wód z gleb obszaru zlewni. Zwartość zanieczyszczeń w glebach dolin rzecznych, w tym metali ciężkich, jest podwyższona często przekraczając dopuszczalne normy [Rémy i in., 2003]. Ponadto mady ze względu na swą genezę charakteryzują się stosunkowo wysoką zasobnością w materię organiczną na dużej miąższości, często ciężkim uziarnieniem oraz wysokim poziomem wód gruntowych, co sprzyja trwałemu wiązaniu metali. Właściwość tę określa się jako tzw. pamięć o zanieczyszczeniu. Nawet wiele lat po ustaniu dopływu zanieczyszczeń, ich koncentracja utrzymuje się na względnie stałym poziomie [Wallschläger i in., 1998]. Rozmieszczenie profilowe badanych metali było wynikiem głównie lito i pedogenezy, a w przypadku jednej z mad również antropopresji (zanieczyszczenia). Czarna ziemia, wytworzona z gliny lodowcowej charakteryzowała się niską zawartością wszystkich badanych metali, których zawartość w poziomie powierzchniowym względem skały macierzystej (wartość współczynnika wzbogacenia) była niższa. Wskazuje to jednoznacznie na naturalne pochodzenie oznaczonych metali. Niewielkim odstępstwem był jedynie ołów, którego współczynnik wzbogacenia przyjął wartość 1,1. W przypadku mad z uwagi na ich stosunkowo młody wiek, w warunkach naturalnych dominujący wpływ na budowę profilową ma litogeneza. W sytuacji pojawiającego się zanieczyszczenia (zanieczyszczone wody powodziowe), skład fluwialnego materiału macierzystego nie ma już wpływu dominującego na rozmieszczenie profilowe metali. Zawartość szczególnie ołowiu i cynku była kilkukrotnie wyższa w poziomach powierzchniowych względem skały macierzystej, co świadczy o antropogenicznym źródle tych metali. Nikiel był najtrwalej związany z fazą stałą gleby, jego formy rezydualne (F4) stanowiły od 48,83% do 84,84% zawartości całkowitej. Bardzo istotną rolę w wiązaniu tego pierwiastka odgrywały związki żelaza i manganu (F2 średnio 20,18%), natomiast formy wymienne i rozpuszczalne w wodzie (F1) oraz związane z materią organiczną (F3) stanowiły zaledwie kilka procent zawartości całkowitej niklu. Potwierdziły to również wysoce istotne współczynniki korelacji między zawartością całkowitą Ni a zawartością wolnych i amorficznych tlenków żelaza oraz frakcją iłową (odpowiednio r=0,91, r=0,85, r=0,87; p<0,05). Główną rolę w wiązaniu ołowiu w badanych glebach odgrywały związki żelaza i manganu (F2 średnio 51,31%) oraz materia organiczna (F3 - średnio 27,50%). Znalazło to odzwierciedlenie w zależności między całkowitą zawartością ołowiu a zawartością węgla organicznego (r=0,62; p<0,05). Ilość ołowiu związanego przez materię organiczną jest często skorelowana z wartością ph gleby [Fernández i in., 2004], co zostało statystycznie potwierdzono również w analizowanych glebach (ph KCl r=0,54; p<0,05). Niewielka część tego metalu pozostawała trwale związana z fazą stałą gleby (F4 średnio 15,73%), a jeszcze mniejsza była potencjalnie dostępna dla roślin (F1 - średnio 5,46%). Niemal połowa zawartości całkowitej cynku występowała w formie rezydualnej (F4 - średnio 47,16%), a jedna trzecia związana była ze związkami Fe i Mn (F2). Stosunkowo niewielka ilość tego metalu związana była z materią organiczną (F3 - średnio 7,87%), a jego formy mobilne stanowiły średnio 11,49% zawartości całkowitej tego metalu. Udział oznaczonych form miedzi był podobny do cynku tworząc szereg: F4>F2>F3>F1. Istotnym zagadnieniem z punktu widzenia zapotrzebowania roślin na Zn i Cu jako mikroelementy, pozostaje ich dostępność. Oznaczone zawartości form fitodostępnych Zn w 7

porównaniu z zawartością progową (0,8mg kg -1 ), poniżej której występuje niedobór cynku dla roślin [Lindsay i Norvell, 1978], wskazują, że nie mamy do czynienia z deficytem tego metalu, a w przypadku mady ciężkiej (Endogleyic Fluvisol) istnieje zagrożenie biotoksyczności lub migracji Zn w głąb profilu gleby. W badanych glebach udział fitodostępnych form Cu (F1 - średnio 4,73%) był najniższy spośród analizowanych metali, co potwierdza, że miedź jest jednym z najmniej mobilnych pierwiastków śladowych w glebie, głównie ze względu na jej duże powinowactwo zarówno do mineralnych jak i organicznych składników gleby [Kabata-Pendias, 2011]. Problem niedoboru miedzi dla roślin, dotyczy 36% gleb w Polsce [Kucharzewski i Dębowski, 2000]. W badanych glebach zwraca uwagę niewielka rola materii organicznej w wiązaniu miedzi, przeciwieństwie do gleb organiczno-mineralnych, gdzie ilość miedzi związanej z materią organiczną przekracza nawet 80%, a łatwo rozpuszczalne i wymienne formy są na poziomie kilku procent. Generalnie w analizowanych glebach statystycznie nie stwierdzono zależności pomiędzy wartością ph a jakąkolwiek oznaczoną formą metali. Powodem tego może być stosunkowo mały zakres ph badanych próbek (ph KCl 5,78-7,42) w przedziale lekko kwaśnym do obojętnego, podczas gdy przy odczynie kwaśnym na przykład mobilność metali zwykle wzrasta [Bacon i in., 2005]. Całkowita zawartość wszystkich badanych metali była silnie skorelowana z frakcją iłową (poniżej 2 μm), tlenkami Fe oraz, pomimo stosunkowo niskiej zawartości, z węglem organicznym (z wyjątkiem Ni). Bardzo istotnym aspektem w badaniach nad stanem środowiska pozostaje ocena zanieczyszczenia zgodnie z obowiązującymi normami prawnymi. W 2013 roku (rok publikacja pracy) w Polsce obowiązywało Rozporządzenie Ministra Środowiska [Rozporządzenie 2002], zgodnie z którym badane obszary należały do grupy B (grunty zaliczone do użytków rolnych) i na głębokości 0-0,3m niezależnie od wodoprzepuszczalności dopuszczalna zawartość ołowiu wynosiła 100mg kg -1 a cynku 300mg kg -1. Zgodnie z tym na podstawie uzyskanych wyników (Pb 105,297 mg kg -1 ; Zn 386,925 mg kg -1 ) madę ciężką (Endogleyic Fluvisol) należałoby uznać za zanieczyszczoną tymi metalami. Aktualnie obowiązujące Rozporządzenie Ministra Środowiska [Rozporządzenie 2016] dla gruntów ornych, łąk i pastwisk trwałych dla głębokości 0-0,25m ppt wprowadza kryterium uziarnienia i ph, zgodnie z którym badana mada należy do gleb mineralnych ciężkich, o zawartości frakcji FG02 większej niż 35% i o wartości ph KCl wyższej niż 5,5 gdzie dopuszczalna zawartość Pb to 500mg kg -1 a Zn 1000mg kg -1. Zgodnie z tym wszystkie badane gleby są glebami niezanieczyszczonymi. W tych okolicznościach nabiera znaczenia dobór metod analitycznych w badaniach środowiskowych. W ocenie ryzyka wynikającego z zanieczyszczenia metalami ciężkimi oznaczenie zawartości całkowitej, szczególnie przy stosunkowo wysokich dopuszczalnych limitach, nie dostarcza wyczerpujących informacji. Ad. 3. Impact of highway traffic and the acoustic screen on the content and spatial distribution of heavy metals in soils. Różański Sz., Jaworska H., Matuszczak K., Nowak J., Hardy A. Environmental Science and Pollution Research. 2017. 24:12778 12786. W Polsce i na świecie wiele autostrad przecina pola uprawne, a zanieczyszczenia emitowane w formie gazów, pyłów czy aerozoli przez pojazdy poruszające się po nich mogą być deponowane na powierzchni gleby. Zawartość metali ciężkich w glebach obszarów wiejskich położonych wzdłuż dróg jest silnie związana z intensywnością ruchu kołowego i zazwyczaj maleje wraz ze wzrostem odległości od drogi [Temmerman i in., 2003]. Ich zawartość w glebie jest również uzależniona od czynników naturalnych takich jak klimat, wielkość opadów atmosferycznych, prędkość i kierunek wiatrów, ukształtowanie terenu, rodzaj i intensywność procesów glebotwórczych itp. Budowa nowych autostrad i dróg ekspresowych oraz ich użytkowanie powoduje wzrost zawartości metali ciężkich w środowisku, w tym w glebach do nich przyległych [Blagojević i in., 2009]. W Polsce w ostatnich dwudziestu latach ilość autostrad intensywnie wzrasta co stwarza warunki do oceny ich wpływu na środowisko od samego początku ich użytkowania. Badaniami objęto odcinek wzdłuż autostrady A1 w okolicy Grudziądza, gdzie w okresie pobierania materiału glebowego była ona w 5 roku użytkowania. 8

Jednocześnie podjęto próbę oceny wpływu jednego z ekranów akustycznych na rozmieszczenie i zawartość metali na badanym obszarze. Ekrany te są powszechnymi konstrukcjami chroniącymi pojedyncze domy, osiedla, a nawet miasta w pobliżu dróg przed hałasem. Bariery te są zwykle wykonane są ze stali, ale także z betonu lub tworzywa sztucznego. Mają one różną długość, od kilkudziesięciu metrów do wielu kilometrów. Badany ekran miał długość około 650m i wysokość 4m, wykonany był z blach stalowych. Ta bariera, oprócz jej akustycznej roli, zakłóca również przepływ powietrza, co może mieć wpływ na przestrzenne rozmieszczenie zanieczyszczeń pochodzących z ruchu drogowego. Generalnie badane gleby charakteryzowały się niską zawartością całkowitą metali. Zgodnie z polskim prawem (Rozporządzenie 2016), badany obszar został zakwalifikowany jako niezanieczyszczony analizowanymi metalami. Najwyższą zawartość całkowitą stwierdzono dla cynku (18,40-46,53mg kg -1 ) i chromu (15,98-31,88mg kg -1 ), następnie niklu (3,40-13,28mg kg -1 ), miedzi (2,88-9,78mg kg -1 ), natomiast najniższą dla ołowiu (<0,01-4,55mg kg -1 ) i kadmu (<0,01-1,25mg kg -1 )(0,01mg kg -1 to poziom detekcji dla Pb i Cd w zastosowanej metodzie ASA). Naturalna zawartość analizowanych metali ciężkich w badanych glebach, charakterystyczna dla niezanieczyszczonych gleb Polski, potwierdzona została obliczonym wskaźnikiem geoakumulacji - I geo [Müller, 1969). Wskaźnik ten umożliwia ocenę zanieczyszczenia w oparciu o stosunek zawartości metalu w poziomie powierzchniowym do wartości jego tła geochemicznego. Siedmiostopniowa skala zanieczyszczenia dla I geo przyjmuje wartości od poniżej zera do jedności dla gruntów niezanieczyszczonych oraz pięć stopni zanieczyszczenia powyżej jedności. Poza kadmem wszystkie badane metale charakteryzowały się ujemnymi wartościami I geo. Średnia wartość dla Cd równa była 0,292 (od -0,212 do 0,556). Jest to wartość, która pozwala zakwalifikować gleby do umiarkowanie zanieczyszczonych tym metalem i prawdopodobnie właśnie to niewielkie wzbogacenie w kadm jest pierwszym objawem oddziaływania autostrady A1 na przyległe gleby. Uzyskane wartości I geo są dużo niższe od większości wyników dostępnych w literaturze dla gleb przyległych do autostrad (od 0,8 do 2,7) [Trujillo-González i in., 2016]. Są to jednak wartości stosunkowo niskie w porównaniu z dużymi aglomeracjami lub obszarami przemysłowymi, gdzie wartości tego wskaźnika sięgają kilkudziesięciu. Wskazuje to na znacznie mniejszy wpływ autostrad na zanieczyszczenie metalami ciężkimi gleb w porównaniu z innymi źródłami. Również zawartość metali wzdłuż dróg lokalnych jest z reguły znacznie wyższa niż przy autostradach i drogach szybkiego ruchu. Oczywiście jest to najczęściej związane z natężeniem ruchu, ale także z prędkością poruszających się po drogach pojazdów. Prawdopodobnie emisja spalin w korkach jest większa niż podczas przemieszczania się z dużą prędkością, czego rezultatem jest mniejsze zanieczyszczenie. Istotną różnicą pozostaje również poziom zużycia np. klocków hamulcowych i opon, znacznie wyższy na zakorkowanych drogach lokalnych. Inne czynniki, takie jak budowa drogi, prędkość i kierunek wiatrów lub infrastruktura wzdłuż drogi, mogą również wpływać na poziom zanieczyszczenia gleb. Potwierdzeniem tego są wyniki analiz gleb przy autostradzie A2 koło Poznania, gdzie nie stwierdzono znacząco podwyższonych zawartości metali ciężkich w odróżnieniu do gleb wzdłuż dróg wylotowych z Warszawy [Czarnowska, 1994], gdzie wartości te były wysokie (szczególnie zawartość ołowiu). Nie jest to jednak najlepsze porównanie, z uwagi na znaczące różnice w długości okresu użytkowania tych dróg. Niewątpliwie transport kołowy stanowi główne źródło metali ciężkich w glebach przydrożnych. Szacuje się, że nagromadzenie metali w glebach bezpośrednio przyległych do dróg może wynosić: 2-50mg kg -1 rok -1 dla Zn, 0-30mg kg -1 rok -1 dla Pb, 0-2mg kg -1 rok -1 dla Cd i 1-24mg kg -1 rok -1 dla Cu. Wskazuje to, że potencjalna akumulacja tych zanieczyszczeń może być zauważalna, ale oczywiście zależy od wielu innych czynników odpowiedzialnych za wiązanie metali (właściwości gleby, natężenia ruchu, klimatu itp.). W Polsce w 2015r. średni ruch na międzynarodowych drogach wynosił 20067 pojazdów/dobę, a maksymalny 100983 pojazdów/dobę. Natężenie na badanej autostradzie to niewiele poniżej średniej krajowej - 17188 pojazdów/dobę. W połączeniu ze stosunkowo krótkim czasem oddziaływania źródła zanieczyszczenia efekt jest jeszcze mało widoczny. 9

Na podstawie przeprowadzonej analizy statystycznej ANOVA potwierdzono zależność między odległością od badanego ekranu akustycznego a zawartością analizowanych metali w poziomach powierzchniowych. Uzyskane istotne współczynniki wykazały niewielki trend w rozmieszczeniu przestrzennym badanych metali. Przy badanych odległościach 5, 10, 25 i 50m, najwyższe średnie zawartości stwierdzono w odległości 5 i 50m od ekranu. W porównaniu ze standardową dystrybucją zanieczyszczeń transportowych w glebach wzdłuż dróg, gdzie koncentracja maleje wraz z odległością i osiąga naturalne poziomy w odległości 30-50m wpływ ekranu akustycznego jako bariery przeciwwiatrowej był zauważalny. Bezpośrednio za barierą mogą tworzyć się zawirowania powietrza, a zanieczyszczenia w postaci zawieszonych cząstek pyłów lub aerozoli, szczególnie te o większej średnicy, mogą być tam deponowane. Na odcinku następnych 10-25m prędkość wiatru maleje i w odległości 50m jest wystarczająco niska by dochodziło do osadzania się pozostałych, drobnych frakcji. Efekt ten nie jest bardzo wyraźny ponieważ wzbogacenie metali nie jest wysokie, głównie ze względu na krótki czas użytkowania autostrady (5 lat). Potwierdza to również niska zawartość metali w strefie między autostradą a ekranem, gdzie ryzyko zanieczyszczenia gleb jest powiększone przez spływ i wodę rozpryskową z drogi. Metale ciężkie w skale macierzystej są zazwyczaj trwale związane z fazą stałą i powoli ulegają mobilizacji podczas procesów wietrzeniowych [Karczewska i Kabała, 2010]. Na terenach zanieczyszczonych udział form mobilnych i biodostępnych metali jest zazwyczaj wyższy w porównaniu z obszarami niezanieczyszczonymi. W badanych glebach nie stwierdzono istotnych zależności między zawartością form biodostępnych a całkowitą zawartością metali, co jest charakterystyczne przy braku antropogenicznego wzbogacenia [Garcia i in., 1996]. Średni udział procentowy badanych metali w postaci biodostępnej wynosił w kolejności: 25,79% (Pb) >19,32% (Zn) >11,35% (Cu) >9,76% (Cd) >3,10% (Ni) >2,88% (Cr). Tylko ze względu na bardzo niską zawartość całkowitą Pb, stwierdzona wysoka mobilność tego pierwiastka stanowi niewielkie ryzyko dla środowiska. Jednak obszary wzdłuż autostrad to w większości pola uprawne i powinny pozostawać pod szczególną kontrolą poziomu zanieczyszczeń. Biodostępność cynku to poziom nie powodujący jego deficytów dla roślin jak również efektów toksycznych. W przypadku miedzi możemy natomiast już mieć problem z jej niedoborem dla roślin. Obliczone współczynniki korelacji nie wykazały istotnych zależności między biodostępnością a badanymi parametrami gleby za wyjątkiem cynku, którego biodostępność była ujemnie skorelowana z zawartością frakcji iłowych (r=-0,402; p<0,05). Ad. 4. Heavy metal content and mobility in urban soils of public playgrounds and sport facility areas, Poland. Różański Sz., Kwasowski W., Peñas Castejón J.M., Hardy A. Chemosphere. 212: 456-466. Wyjątkowymi obiektami na terenie miast są place zabaw. Ta wyjątkowość wynika z dwóch kwestii. Po pierwsze ze względu na obecność dzieci, które spędzają tam często długie godziny bawiąc się, mając bezpośredni kontakt z glebą. Podczas tych zabaw narażone są na zanieczyszczenia znajdujące się w glebie, które mogą przedostać się do organizmu drogą pokarmową, oddechową i przez kontakt dermalny (oblizywanie rąk, spożywanie zabrudzonych pokarmów, wdychanie unoszących się w powietrzu cząstek, zabrudzenia skóry). Co więcej, dziecko to nie po prostu mały człowiek, to zupełnie inny organizm, o znacznie większej wrażliwości, u którego większość układów dopiero się rozwija. Na przykład układ nerwowy czy bariera krew-mózg jest jeszcze niedojrzała, co sprawia, że niewielkie nawet ilości substancji toksycznych stanowią ryzyko. Zanieczyszczenia takie jak metale ciężkie mogą powodować alergie, zaburzać rozwój układu pokarmowego, nerwowego, hormonalnego czy rozrodczego u dzieci. Amerykańska Agencja Ochrony Środowiska [USEPA 2017] szacuje, że dzieci w wieku 6 lat i młodsze w trakcie swoich naturalnych zachowań spożywają średnio 40mg gleby dziennie. Niektóre dzieci przejawiają wyjątkowe skłonności do spożywania większych ilości gleby sięgające nawet 5000mg dziennie. Drugą kwestię stanowi sam stan zanieczyszczenia tych gleb. Gleby miejskie ze względu na mnogość znajdujących się na tym obszarze źródeł zanieczyszczenia 10

charakteryzują się podwyższoną zawartością substancji szkodliwych dla człowieka. Co więcej ma to odzwierciedlenie w regulacjach prawnych, gdzie dopuszczalne limity w większości krajów dla obszarów miejskich są wyższe niż na przykład dla terenów rolnych. Jest to zrozumiałe ze względu na związek między stanem gleby a jakością płodów rolnych, których jakość ostatecznie decyduje o zdrowiu zwierząt i ludzi. W aglomeracjach miejskich, nawet jeśli nie charakteryzuje ich specyficzna historia zanieczyszczenia (z przemysłu chemicznego, hut, unieszkodliwiania odpadów komunalnych itp.), to zanieczyszczenie jest wynikiem powszechnego spalania paliw kopalnych (elektrociepłownie, transport i komunikacja). Brak wyodrębnienia takich obszarów jak place zabaw w aglomeracjach miejskich z określeniem dla nich niższych dopuszczalnych zawartości zanieczyszczeń stanowi istotny problem. Wszystkie badane place zabaw były obiektami publicznymi pod nadzorem Urzędu Miasta. Badania nie obejmowały placów zabaw o ograniczonej dostępności - terenów ogrodzonych lub prywatnych. Badane obiekty różniły się lokalizacją, wielkością i konstrukcją. Większość z nich znajdowała się w parkach i skwerach, ale niektóre z nich (szczególnie małe) znajdowały się na osiedlach mieszkaniowych między domami lub na małych trawnikach przy drogach lokalnych. Średnia powierzchnia badanych obiektów wynosiła około 500m 2, ale mieściły się one w zakresie od <100m 2 do prawie 2000m 2. Główną różnicą była konstrukcja. Najstarsze place wyposażone były jedynie w tradycyjne huśtawki, zjeżdżalnie, drabinki i piaskownice, ustawione bezpośrednio na powierzchni gleby. Druga grupa, zmodernizowana w ostatnich latach, miała nowe wyposażenie, w tym także siłownie na świeżym powietrzu, zamontowane również bezpośrednio na powierzchni gleby. Trzecia grupa, najmniejsza, to nowe obiekty różniące się przede wszystkim częściowym lub całkowitym pokryciem powierzchni kolorowymi matami bitumicznymi. Badaniami objęto dwa miasta Warszawę i Bydgoszcz, różniące się znacznie wielkością, zaludnieniem, infrastrukturą, ale poza skalą oparte o podobne systemy komunikacji (autobusy, tramwaje, samochody) i pozyskanie energii (elektrociepłownie węglowe). Do badań pobrano próbki średnie z głębokości 0-20cm z 42 obiektów w Warszawie i 36 w Bydgoszczy. Zgodnie z przewidywaniami, zawartość całkowita ołowiu, cynku, niklu i kadmu była znacznie wyższa w glebach Warszawy, natomiast zawartość kobaltu była niższa. Zawartość miedzi była podobna w glebach obydwu miast. Ponadto zawartość Pb (8,7-167mg kg -1 ), Cu (13-57,4mg kg -1 ) i Zn (16-325mg kg -1 ) przekraczały referencyjne poziomy tła geochemicznego dla gleb Polski [Czarnowska, 1996]. Nie stwierdzono wzbogacenia w Cd (0,03-1,3mg kg -1 ) i Co (2,53-16,7mg kg -1 ). Ten stan doskonale obrazuje wyliczony dla badanych metali wskaźnik geoakumulacji I geo [Müller, 1969], którego wartości najwyższe stwierdzono właśnie dla Pb, Zn i Cu. Zgodnie z tym, gleby badanych obszarów zaklasyfikowano w większości do niezanieczyszczonych i umiarkowanie zanieczyszczonych środowiskowo. Gleby tylko dwóch obiektów w Warszawie przekroczyły wartość I geo 1 i zostały uznane za umiarkowanie zanieczyszczone. Zastosowana w niniejszych badaniach analiza skupień metodą Warda [1963] również potwierdziła antropogeniczne wzbogacenie zwłaszcza Pb, Cu, Zn i Ni, typowe dla aglomeracji miejskich. Ponadto, na podstawie tej analizy stwierdzono, że to zawartość ołowiu i cynku (w przypadku Bydgoszczy także miedzi) w istotny sposób różnicowały gleby badanych obszarów pod względem zanieczyszczenia. Zgodnie z tym w 19 z 36 próbek z obszarów badawczych w Bydgoszczy i w 12 z 42 w Warszawie stwierdzono istotnie wyższe zawartości Pb i Zn (statystycznie wchodziły w skład klastra 1). Ponadto wyliczony współczynnik korelacji Spearmanna dla Pb i Zn (r=0,775; p<0,05) wskazuje na wspólne źródło tych metali. W Bydgoszczy statystyczne zróżnicowanie w zawartości Pb, Zn i Cu było związane z rozmieszczeniem przestrzennym. Obszary o wysokiej zawartości tych metali znajdowały się głównie w centrum miasta. Wynika to prawdopodobnie z dwóch czynników. Po pierwsze z większego obciążenia transportowo-komunikacyjnego w centrum, stanowiącego główne źródło metali ciężkich, a po drugie, z ukształtowania terenu. Bydgoszcz leży w ujściu Doliny Brdy. Najwięcej obszarów o podwyższonej zawartości Pb i Zn znajdowało się blisko rzeki, w dolnej części doliny, natomiast niższe zawartości metali stwierdzono głównie w dzielnicach mieszkaniowych położonych w południowej części miasta, na najwyższych tarasach rzecznych. Niewątpliwie sytuacja ta wpływa na przepływ mas powietrza w mieście, co decyduje o depozycji zanieczyszczeń atmosferycznych. 11

Ponadto dodatkowym ważnym źródłem zanieczyszczenia powietrza w Bydgoszczy jest spalanie węgla. W mieście funkcjonują 3 elektrociepłownie węglowe, z których jedna znajduje się w centrum, a pozostałe dwie na przedmieściach. W indywidualnych gospodarstwach domowych, szczególnie w kamienicach w śródmieściu, pomimo tendencji spadkowej i celowych programów wsparcia, ciągle powszechne są kotły i kaflowe piece węglowe służące do ogrzewania. W Warszawie obiekty o najwyższej zawartości badanych metali w glebach to głównie najstarsze place zabaw w parkach położonych w centrum miasta. Druga grupa badanych miejsc (klaster 2) obejmowała place zabaw zlokalizowane w dzielnicach otaczających centrum miasta oraz nowe (nie starsze niż 10 lat) obiekty. W Warszawie przestrzenne rozmieszczenie metali było głównie konsekwencją zanieczyszczenia powietrza. Poza dużym natężeniem ruchu Warszawa, podobnie jak Bydgoszcz, zmaga się ze spalaniem węgla. Obecnie w Warszawie działa 6 elektrociepłowni węglowych, a wiele gospodarstw domowych używa kotłów lub pieców węglowych. W zimie stolica zmaga się ze smogiem. Mobilność analizowanych metali była zróżnicowana nie tylko pomiędzy nimi, ale również między miastami. Była ona silnie skorelowana z ich zawartością całkowitą, co jest charakterystyczne przy antropogenicznym wzbogaceniu. Generalnie najwyższym udziałem form ekstrahowanych HCl charakteryzował się ołów, cynk, miedź i kadm. Ten ostatni zaskakująco wysoką mobilność wykazał w glebach Bydgoszczy. Zawartość Pb, Cd i Zn w tych formach była dodatnio skorelowana z zawartością materii organicznej, a tylko w przypadku Ni stwierdzono odwrotną zależność. Na uwagę zasługuje również potencjalna przyswajalność metali po spożyciu przez dzieci wraz z glebą, która może mieć związek z zawartością form mobilnych, oznaczanych w 0,1M HCl. W połączeniu ze stwierdzoną korelacją pomiędzy zawartością całkowitą a mobilnością badanych metali, potencjalne zagrożenie dotyczyć może ołowiu i cynku, których zawartości w glebach z 12 warszawskich placów zabaw były znacznie podwyższone (mimo to nie przekraczały dopuszczalnych norm prawnych). Z kolei porównując uzyskane wyniki ze stanem zanieczyszczenia innych miast Europy i świata rozpiętość jest bardzo duża. Na przykładzie ołowiu miastami o podobnej zawartości tego metalu są Kraków, Oslo, Ateny czy Wilno. Zanieczyszczenie ołowiem takich miast jak Rzym, Cincinnati lub Londyn sięga nawet kilku tysięcy mg kg -1. Wynika to przede wszystkim z obecności specyficznych źródeł zanieczyszczenia, takich jak np. przemysł na terenie tych miast, ale również z ich wieku. Metale ciężkie, jako substancje niepodlegające biodegradacji, ulegają akumulacji w środowisku glebowym, dlatego w sprzyjających temu procesowi warunkach to długość użytkowania gruntów (wiek) i zdarzenia historyczne (np. nieistniejące już zakłady przemysłowe) mogą mieć większe znaczenie na poziom zanieczyszczenia tych gleb metalami ciężkimi niż aktualny sposób użytkowania. Osobnym zagadnieniem jest związek między konstrukcją placu zabaw a stopniem zagrożenia dla zdrowia dzieci. Jak opisano powyżej, badane place zabaw różnią się między sobą rodzajem powierzchni. Większość z nich ma urządzenia osadzone bezpośrednio w gruncie, a bawiące się tam dzieci mają bezpośredni kontakt z powierzchnią gleby. Nieliczne z nich (te najnowsze) są częściowo wyłożone matami. Biorąc pod uwagę, że głównym źródłem zanieczyszczenia badanych gleb jest depozycja zanieczyszczeń atmosferycznych można to ocenić dwojako. Jeśli obecny stan zanieczyszczenia jest wynikiem zdarzeń historycznych i akumulacji metali ciężkich w badanych glebach to izolacja przy użyciu mat ogranicza ekspozycję. Jeśli dopływ zanieczyszczeń jest nadal znaczący (np. ze spalania paliw) to instalacja nieprzepuszczalnych mat na powierzchni gleby może skutkować osadzaniem się zanieczyszczonego pyłu na powierzchni, co może prowadzić do bezpośredniego spożycia i wdychania zwiększonych ilości metali. W tym przypadku osadzanie pyłu na nieosłoniętych powierzchniach glebowych może być korzystniejsze dla zdrowia użytkowników. Podsumowanie Metale ciężkie w zależności od warunków mogą w środowisku podlegać akumulacji bądź migrować. Przemiany te mogą mieć charakter naturalny lub być indukowane antropogenicznie, a ich intensywność i kierunek w połączeniu z ilością metali uruchamianych w środowisku, determinują stan powietrza, gleb i wód (powierzchniowych i podpowierzchniowych). W 12

konsekwencji w zależności od ich udziału np. w łańcuchu troficznym, wpływają one na jakość żywności, a ostatecznie stan zdrowia ludzi. Przemiany te są wieloczynnikowym, złożonym procesem, który w warunkach intensyfikacji produkcji rolnej oraz postępującej industrializacji i urbanizacji, wymaga ciągłych badań. Badane obszary rolne charakteryzowały się w większości naturalną zawartością metali ciężkich, co było odzwierciedleniem znacznej odległości od źródeł zanieczyszczenia lub krótkim okresem ich oddziaływania (gleby wzdłuż autostrady). Głównymi antropogenicznymi źródłami tych pierwiastków w glebach użytkowanych rolniczo są nawozy, środki ochrony roślin, wody używane do nawadniania, jak również depozycja atmosferyczna [Hou i in., 2014]. Ich zawartość w tych glebach jest wynikiem ilości wprowadzanych do gleby oraz ubytku na drodze ługowania i odpływu do wód powierzchniowych oraz wyprowadzania z biomasą [Salman i in., 2017]. Tylko jedna z badanych gleb, mada właściwa o ciężkim uziarnieniu (Endogleyic Fluvisol), wykazywała znaczne wzbogacenie głównie w cynk i ołów. Było to wynikiem sprzyjających warunków akumulacji metali - ciężkie uziarnienie, wysoka zawartość materii organicznej i związków żelaza, obojętny odczyn, wysoki poziom wód gruntowych. Na tle drugiej badanej mady (Haplic Fluvisol), pochodzącej z tego samego obszaru, tym samym w podobny sposób narażonej na zanieczyszczenie, ale skrajnie różniącej się ww. warunkami, jednoznacznie wykazano w jakim stopniu parametry gleby mogą determinować zawartość metali przy tym samym poziomie ich dopływu. Tam gdzie warunki akumulacji metali w glebach są sprzyjające, podwyższony ich poziom może się utrzymywać jeszcze przez wiele lat nawet po eliminacji źródła zanieczyszczenia. Mada o lekkim uziarnieniu (Haplic Fluvisol) wraz z czarną ziemią glejową (Endogleyic Phaeozem) charakteryzowały się naturalną zawartością metali ciężkich, a udział form fitodostępnych zapewnia produkcję płodów rolnych wysokiej jakości (pod względem zawartości tych pierwiastków). Jednocześnie udział tych form w przypadku miedzi był na tyle niski, że może prowadzić do jej niedoboru dla roślin. W badanych glebach uprawnych przy autostradzie A1 po 5 latach jej użytkowania nie stwierdzono istotnego wzbogacenia w metale ciężkie, co może wskazywać na jej niski poziom oddziaływania na te gleby. Jednak dodatnie wartość wskaźnika geoakumulacji (I geo) dla kadmu i podwyższona biodostępność ołowiu, wskazywać mogą na początek zmian zachodzących w tym środowisku. Ponadto, statystycznie potwierdzono rolę ekranu akustycznego w przestrzennym rozmieszczeniu analizowanych metali. Tendencja jaką stwierdzono to wzbogacenie w metale w odległości 5 i 50m za ekranem, gdy w glebach nieodgraniczonych żadnymi przeszkodami od dróg zawartości te stopniowo maleją wraz z odległością, a wzbogacenia z reguły nie stwierdzamy w odległości większej niż 30m [Czarnowska, 1994]. Bariera ta nie zatrzymuje zanieczyszczeń od strony drogi (stosunkowo niskie zawartości między autostradą a ekranem), a powodując zawirowania powietrza może nawet prowadzić do zwiększenia zasięgu ich depozycji (zwiększenie prędkości przepływającego powietrza). Większość badanych gleb Warszawy, Torunia i Bydgoszczy charakteryzowało się budową będącą wynikiem aktywności człowieka. Były to gleby o silnie przekształconych profilach, heterogenicznych poziomach (warstwach), zróżnicowanych pod względem składu i właściwości fizyko-chemicznych, z licznymi artefaktami. Zawartość badanych metali ciężkich była bardzo zróżnicowana, ale w większości stwierdzono podwyższone zawartości względem tła geochemicznego. Wartości wskaźnika geoakumulacji (I geo) pozwoliły zakwalifikować te gleby do niezanieczyszczonych i umiarkowanie zanieczyszczonych badanymi metalami. Generalnie największe zanieczyszczenie stwierdzono w glebach Warszawy a najmnieje w glebach Torunia. We wszystkich trzech miastach najwyższe wzbogacenie dotyczyło Pb, Zn i Cu i to tylko te metale istotnie różnicowały poziom zanieczyszczenia badanych gleb. Ich źródłem w poziomach powierzchniowych była głównie depozycja atmosferyczna, natomiast w poziomach głębszych zawartość metali zdeterminowana była rodzajem i ilością artefaktów. Zróżnicowanie przestrzenne badanych metali związane było głównie z odległością od źródeł zanieczyszczenia (dróg), wysokością względną obszaru oraz rodzajem szaty roślinnej. Najwyższe zawartości metali stwierdzono w centrach miast, a dodatkowo w punktach zlokalizowanych w bliskiej odległości od dróg o dużym natężeniu ruchu. Najniższe wartości odnotowano w dzielnicach odległych od centrum i położonych znacznie wyżej. Mobilność tych metali w badanych glebach 13

miejskich była znacząco wyższa w porównaniu z glebami uprawnymi. Ponadto była ona istotnie skorelowana z zawartością całkowitą, czego również w glebach uprawnych nie stwierdzono. Udział form mobilnych metali uzależniony był od zawartości materii organicznej, frakcji iłowej i wartości ph. Wysoki udział tych form metali stanowi zagrożenia dla wód gruntowych jednocześnie obniża poziom ich akumulacji w glebach (ługowanie). Badania miejskich placów zabaw prowadzi się na całym świecie. W Polsce pomimo dość licznych dostępnych informacji na temat gleb miejskich z terenów parkowych, trawników, ogródków działkowych czy cmentarzy, ilość danych o stanie gleb placów zabaw i obiektów sportowych jest ograniczona. W związku ze stwierdzoną w niniejszych badaniach podwyższoną zawartością całkowitą ołowiu, cynku i miedzi oraz stosunkowo wysoką mobilnością i rozpuszczalnością w wodzie tych metali (wysoce skorelowaną z zawartością całkowitą), na terenie niektórych placów zabaw Warszawy istnieje potencjalne ryzyko zagrożenia zdrowia dla dzieci. W Bydgoszczy z uwagi na niższe zawartości tych metali badane gleby nie stanowiły zagrożenia. Jednocześnie należy wspomnieć, iż poziom zagrożenia wynika z indywidualnych zachowań dzieci i oczywiście uzależniony jest od poziomu świadomości ich opiekunów. Bardzo istotną kwestią, wielokrotnie podejmowaną we wszystkich pracach stanowiących niniejsze osiągnięcie naukowe są regulacje prawne. Pomimo funkcjonujących powszechnie w badaniach naukowych wskaźników czy indeksów zanieczyszczenia środowiskowego takich jak wskaźnik geoakumulacji - I geo [Müller, 1969], współczynnik wzbogacenia - EF [Sutherland, 2000], potencjalne ryzyko ekologiczne - RI [Håkanson, 1980], indeks zanieczyszczenia Nemerowa - PI Nemerow [Zhong i in., 2010] lub wskaźnik bezpieczeństwa zanieczyszczenia - CSI [Pejman i in., 2015], wiążące decyzje choćby o konieczności przeprowadzenia remediacji podejmuje się na podstawie obowiązującego prawa. W Polsce kwestię zanieczyszczenia większości gleb reguluje Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 1 września 2016r. w sprawie sposobu prowadzenia oceny zanieczyszczenia powierzchni ziemi [Rozporządzenie 2016]. Zawarte w tym akcie prawnym dopuszczalne zawartości substancji powodujących ryzyko są znacznie wyższe od tych z wcześniej obowiązującego Rozporządzenia [2002]. Przykładowo dopuszczalna zawartość Pb dla gleb miejskich z niniejszych badań w poziomie powierzchniowym wynosi 200mg kg -1, uprzednio było to 100mg kg -1, dla Zn jest 500mg kg -1, było 300mg kg -1, dla Hg jest 5mg kg -1, było 2mg kg -1. Podobna sytuacja dotyczy również gleb uprawnych. Jak wspomniano powyżej, w badaniach prowadzonych przed 2016 rokiem część gleb zakwalifikowano do gleb zanieczyszczonych pod względem zawartości niektórych metali ciężkich. Obecnie żadna z badanych gleb uprawnych i miejskich nie ma takiego statusu, mimo że w części z nich stwierdzono znaczne środowiskowe wzbogacenie w te pierwiastki (za wyjątkiem jednej próbki z głębokości 90-110cm na terenie Bydgoszczy). Takie zmiany w prawie można tłumaczyć postępującym stopniem zanieczyszczenia środowiska wraz z rozwojem cywilizacji. U ich podstaw może leżeć również obawa przed kosztami remediacji terenów zanieczyszczonych, jednak konsekwencje środowiskowe i zdrowotne związane z usankcjonowaniem za wysokich dopuszczalnych zawartości zanieczyszczeń mogą okazać się zbyt ryzykowne. Polskie normy wydają się stosunkowo wysokie w porównaniu np. z norweskimi czy szwedzkimi, gdzie dopuszczalna zawartość Pb, Cu, Zn lub Ni jest 2-3 krotnie niższa [Elert i in., 1997; NPCA, 1999]. Co więcej, zmiany w ustawodawstwie tych państw w ostatnich latach związane były z zaostrzeniem dopuszczalnych limitów. Skutkowało to co prawda uruchomieniem zakrojonego na szeroką skalę programu remediacji gleb placów zabaw wielu miast, ale z pewnością poprawiło bezpieczeństwo bawiących się tam dzieci. Wyniki badań zawarte w powyższym zbiorze prac przyczyniają się przede wszystkim do poszerzenia stanu wiedzy zakresu kierunku przemian, rozmieszczenia oraz oceny stopnia zanieczyszczenia metalami ciężkimi gleb terenów rolniczych i miejskich wraz z oceną zagrożeń z tym związanych. Wskazują one jednoznacznie na potrzebę kompleksowych badań nad tymi pierwiastkami w glebach o różnym stopniu przekształceń antropogenicznych. Uzyskane wyniki mogą ułatwić ocenę zagrożenia wynikającego z zanieczyszczenia gleb metalami dla środowiska i człowieka. Wskazują one również na potrzebę stałego monitorowania obszarów narażonych na zanieczyszczenie metalami ciężkimi, a przeprowadzona ocena ryzyka sugeruje obniżenie dopuszczalnych limitów zanieczyszczeń dla gleb terenów rolnych, gdzie prowadzi się intensywną produkcję roślinną, ale również obszarów szczególnie wrażliwych takich jakimi są miejskie place 14