Wst ęp - SGGWpolowego wysycenia gleby wod ą przy warto ści potencjału w kPa -15,54 (odpowiednio...

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 15-19 MOśLIWO ŚCI WYKORZYSTANIA WEŁNY MINERALNEJ GRODAN DO KSZTAŁTOWANIA WŁA ŚCIWO ŚCI WODNYCH GLEB I GRUNTÓW 1 Stanisław Baran Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Woda w środowisku spełnia wielorakie funkcje, w tym decydujące o procesach Ŝyciowych organizmów Ŝywych. Dominującą rolę w kształtowaniu bilansu wodnego w środowisku i zabezpieczeniu wymagań roślin spełnia gleba. Zdolność retencji wodnej gleb jest zróŜnicowana i pozostaje w ścisłej korelacji z ich właściwościami fizykochemicznymi, fizycznymi i chemicznymi. Gleby z dominacją frakcji piasku, zakwaszone i o niskiej zawartości próchnicy charakteryzują się niedostatecznym uwilgotnieniem. Decyduje to o efektach produkcji rolniczej oraz składzie gatunkowym obszarów naturalnych (bioróŜnorodności). W powyŜszym świetle koniecznością staje się dostosowanie sposobu uŜytkowania gleb (przebieg granicy rolno-leśnej), a takŜe kształtowanie właściwości wodnych poprzez realizację odpowiednich zabiegów agromelioracyjnych.

W niniejszej pracy zaprezentowano wyniki badań nad wykorzystaniem od-padowej wełny mineralnej Grodan z produkcji pod osłonami do kształtowania właściwości wodnych rewitalizowanych utworów bezglebowych. Materiał i metody

1 Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w latach 2007-2010 jako projekt badawczy rozwojowy Nr R12 065 03.

Doświadczenie poletkowe (poletka o powierzchni 5 arów kaŜde) realizowano na zdewastowanym utworze bezglebowym (piasek słabogliniasty), do którego zastosowano jednorazowo w dawkach (200, 400, 800 m3⋅ha-1) wełnę mineralną Grodan. Obiekt kontrolny stanowił utwór bezglebowy nawoŜony corocznie NPK w dawkach (kg⋅ha-1): 80; 40; 60. Na poletkach uprawiano mieszankę traw o składzie gatunkowym: kostrzewa łąkowa (Festuca pratensis HUDS.) - 41,2%; kostrzewa czerwona (Festuca rubra L. S. STR.) - 19,2%; Ŝycica trwała (Lolium parenne L.) - 14,7%; Ŝycica wielokwiatowa (Lolium multiflorum LAM .) - 12,4%; kupkówka pospolita (Dactylis glo-merata L.) - 6,5%; koniczyna łąkowa (Trifolium pratense L.) - 6%.

S. Baran

16

Do określenia właściwości wodnych gruntu pobrano w okresie trzech lat próbki, o nienaruszonej budowie, do metalowych cylindrów o pojemności 100 cm3. Próbki gleby w cylindrach zostały doprowadzone do stanu pełnego nasycenia wodą (-0,098 kPa czyli pF 0,0). Następnie wykorzystano je do oznaczenia zawartości wody, w stanie polowego wysycenia gleby wodą przy wartości potencjału w kPa -15,54 (odpowiednio w pF 2,2), w komorach niskociśnieniowych na płytach ceramicznych.

Oznaczenia zawartości wody w glebie w stanach potencjału: -490 kPa (pF 3,7 - punkt całkowitego zahamowania wzrostu roślin) i -1550 kPa (pF 4,2 - punkt trwałego więdnięcia) prowadzono w komorach wysokociśnieniowych, stosując jako membranę celofan o odpowiednich parametrach.

Wyniki oznaczeń właściwości retencyjnych podano w g⋅100 g-1 - % w/w (masa wody odniesiona do masy gleby wysuszonej w temperaturze 105°C). Wyniki badań i dyskusja

Utwór bezglebowy charakteryzował się złymi właściwościami wodnymi i sor-pcyjnymi, silnym zakwaszeniem, niską zawartością węgla organicznego i azotu, a takŜe przyswajalnych form P i K oraz metali cięŜkich [BARAN i in. 2007].

Badana wełna mineralna Grodan pochodząca z upraw ogrodniczych pod osłonami charakteryzowała się korzystnymi właściwościami sorpcyjnymi, wysoką zdolnością zatrzymywania wody, korzystną zawartością magnezu i wapnia, azotu, fosforu i potasu [BARAN 2001, 2005, 2006; BARAN i in. 2007].

Realizowane sposoby nawoŜenia z wykorzystaniem pouŜytkowej wełny mi-neralnej Grodan na tle nawoŜenia mineralnego NPK, wykazały zróŜnicowany wpływ na kształtowanie właściwości wodnych utworu bezglebowego.

Bardzo niska wartość polowej pojemności wodnej w utworze bezglebowym uległa istotnej (186-207%) i zróŜnicowanej poprawie pod wpływem wełny mineralnej (tab. 1). Uwzględniając średnią wartość polowej pojemności wodnej, stwierdzone zmiany szeregują sposoby nawoŜenia: wełna + NPK (207%) > wełna (186%) > grunt + NPK (100%). Tabela 1; Table 1 Polowa pojemność wodna (% w/w) rekultywowanego gruntu (wartości średnie) Field water capacity (% w/w) of the reclaimed land (mean values)

Sposoby rekultywacji Reclamation methods

Początek badań Beginning of

study

I rok year I

II rok year II

III rok year III

Grunt rodzimy; Soil before reclamation

6,4

Wapno + NPK (kontrola) Post-flation lime + NPK (control)

15,0

14,1

18,4

17,5

Wapno + wełna; Post-flation lime + mineral wool

29,3

31,8

31,7

28,6

Wapno + wełna + NPK Post-flation lime + mineral wool + NPK

33,3

34,4

34,9

32,4

W badanym okresie stwierdzono spadek polowej pojemności wodnej w gruncie, z

wyjątkiem nawoŜenia NPK, gdzie odnotowano wzrost. Uwzględniając zmiany polowej pojemności wodnej w relacji: początek (100%) - koniec doświadczenia (x), uszeregowanie badanych sposobów nawoŜenia jest następujące: NPK (17%) > wełna (-2%) > wełna + NPK (-3%).

Wysokość dodatku wełny mineralnej (200, 400, 800 m3⋅ha-1) spowodowała

MOśLIWOŚCI WYKORZYSTANIA WEŁNY MINERALNEJ GRODAN...

17

proporcjonalny wzrost wartości polowej pojemności wodnej (%) w gruncie: • wełna: 126,9 (200): 183,4 (400); 252,8 (800); • wełna + NPK: 174,1 (200); 197,2 (400); 267,1 (800), intensywniejszy w war-

iancie z dodatkowym nawoŜeniem mineralnym NPK. Bardzo niska (4,3%) wartość retencji wody produkcyjnej w gruncie rodzimym,

uległa istotnej (189-196%) i zróŜnicowanej poprawie pod wpływem wełny mineralnej (tab. 2). Uwzględniając średnią jej wartość, badane sposoby rekultywacji tworzą szereg: wełna + NPK (196%) > wełna (189%) > NPK (100%). Tabela 2; Table 2 Retencja wody produkcyjnej (% w/w) rekultywowanego gruntu (wartości średnie) Productive water retention (% w/w) of reclaimed land (mean values)

Sposoby rekultywacji; Reclamation methods

Początek badań

Beginning of study

I rok year I

II rok year II

III rok year III

Grunt rodzimy; Soil before reclamation

4,3

Wapno + NPK (kontrola) Post-flation lime + NPK (control)

11,3

10,7

14,9

14,2

Wapno + wełna; Post-flation lime + mineral wool

24,4

25,6

24,5

22.3

Wapno + wełna + NPK Post-flation lime + mineral wool + NPK

23,7

26,1

25,5

25,2

W badanym okresie stwierdzono róŜnokierunkowe zmiany retencji wody

produkcyjnej, zaleŜne od sposobu nawoŜenia. W relacji: początek (100%) - koniec doświadczenia (x), badane sposoby rekultywacji tworzą szereg: NPK (25,0%) > wełna + NPK (6,3%) > wełna (-8,7%).

Zwiększenie dawki wełny mineralnej (200, 400, 800 m3⋅ha-1) spowodowało proporcjonalny i zbliŜony w zakresie dawek wyŜszych, wzrost wartości retencji wody produkcyjnej (%): • wełna: 120,5 (200); 186,1 (400); 276,4 (800); • wełna + NPK: 140,6 (200); 184,6 (400); 273,5 (800). Wpływ niŜszej dawki wełny mineralnej był wyŜszy we współdziałaniu z nawoŜeniem mineralnym NPK.

Niedostateczna (15%) pełna pojemność wodna utworu bezglebowego wzrosła w zróŜnicowanym stopniu (177-198%), zaleŜnym od sposobów nawoŜenia (tab. 3). Uwzględniając średnią wartość pełnej pojemności wodnej, badane sposoby rekultywacji tworzą szereg: wełna + NPK (198%) > wełna (177%) > NPK (100%). W badanym okresie stwierdzono spadek pełnej pojemności wodnej w wariantach z wełną mineralną, zaś wzrost z nawoŜeniem mineralnym, co w relacji: początek (100%) - koniec doświadczenia (x), tworzy szereg: NPK (12,0%) > wełna + NPK (-11,3%) > wełna (-14,4%).

Tabela 3; Table 3 Pełna pojemność wodna (% w/w) rekultywowanego gruntu (wartości średnie) Full water capacity (% w/w) of the reclaimed land (mean values)


Początek badań

Beginning of study

I rok year I

II rok year II

III rok year III

S. Baran

18

Grunt rodzimy; Soil before reclamation 15,0 Grunt + wapno + NPK (kontrola) Post-flation lime + NPK (control)

24,1

24,0

28,1

27,0

Grunt + wapno + wełna Post-flation lime + mineral wool

48,9

44,9

46,8

41,9

Grunt + wapno + wełna + NPK Post-flation lime + mineral wool + NPK

55,3

47,5

51,9

49,1

Wzrost dawki wełny mineralnej (200, 400, 800 m3⋅ha-1) spowodował propor-

cjonalną poprawę pełnej pojemności wodnej (%): • wełna: 118,1 (200); 172,2 (400); 243,2 (800); • wełna + NPK: 153,8 (200); 183,4 (400); 258,3 (800). Znaczący wpływ na wzrost tej właściwości miało nawoŜenie mineralne NPK. Wnioski 1. Poprodukcyjna wełna mineralna Grodan charakteryzuje się korzystnymi

właściwościami sorpcyjnymi, wysoką zdolnością zatrzymywania wody.

2. Badane sposoby rekultywacji utworu bezglebowego wywarły, w porównaniu do nawoŜenia mineralnego NPK korzystniejszy, ale zróŜnicowany wpływ na analizowane właściwości wodne.

• niska wartość polowej pojemności wodnej uległa istotnej (186-207%) i zróŜnicowanej poprawie: wełna + NPK (207%) > wełna (186%) > NPK (100%),

• bardzo niska (4,3%) wartość retencji wody produkcyjnej, uległa istotnej (189-196%) i zróŜnicowanej poprawie: wełna + NPK (196%) > wełna (189%) > NPK (100%),

• niedostateczna (15%) pełna pojemność wodna wzrosła (177-198%) z intensywnością: wełna + NPK (198%) > wełna (177%) > NPK (100%).

3. Wzrost dawki wełny mineralnej powodował proporcjonalne zwiększenie analizowanych właściwości wodnych zdewastowanego gruntu, intensyfikowane poprzez nawoŜenie mineralne NPK.

Literatura BARAN S. 2001. Ocena oddziaływania nawozów niekonwencjonalnych na właściwości fizykochemiczne rekultywowanego gruntu w obrębie wpływu Kopalni Siarki „Jeziórko” oraz wypracowanie wpływu ich optymalizacji. AR Lublin: 48 ss.

BARAN S. 2005. MoŜliwości wykorzystania zuŜytych mat wełny mineralnej do rekulty-wacji terenów pokopalnianych. Sprawozdanie z badań, Lublin.

BARAN S. 2006. Ability to use mt of mineral wool in postmining reclamation. Devel-opment in Production and Use of New Agrochemicals. Chemistry for Agriculture, vol. 7. H. Górecki, Z. Dobrzański, P. Kafarski (Eds), Czech-Pol Trade, Prague-Brussels (ISBN 80-239-7759-8): 662-670.

BARAN S., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A., OLESZCZUK P., śUKOWSKA G. 2007. Przydatność wełny mineralnej (Grodan) i osadów ściekowych do rekultywacji biologicznej gruntów zdewastowanych mechanicznie i przez intensywne zakwaszenie. Sprawozdanie

MOśLIWOŚCI WYKORZYSTANIA WEŁNY MINERALNEJ GRODAN...

19

merytoryczne, AR Lublin: 1-210. Słowa kluczowe: wełna mineralna, agromelioracja, właściwości wodne Streszczenie

Uzyskane wyniki badań wykazały korzystny wpływ dodatku wełny mineralnej na właściwości wodne rekultywowanego utworu bezglebowego. Dodatek wełny mineralnej, w porównaniu do nawoŜenia mineralnego NPK, zdecydowanie korzystniej poprawiał właściwości wodne rekultywowanego utworu bezglebowego. Sumaryczny wpływ wełny i NPK był korzystniejszy niŜ samej wełny. Uzyskane właściwości uŜyźnionego gruntu odpowiadały glebom dobrej a nawet bardzo dobrej jakości. POSSIBILITIES OF THE USE OF GRODAN MINERAL WOOL TO FORM WATER PROPERTIES IN SOILS AND GROUNDS Stanisław Baran Institute of Soil Science and Environment, University of Life Science, Lublin Key words: mineral wool, agromelioration, water properties Summary

The obtained results showed a positive effect of the addition of mineral wool on water properties of the reclaimed soil-less ground. The addition of mineral wool, as compared to mineral fertilization NPK, considerably better improved the water properties of the reclaimed soil-less ground. The total effect of the wool and NPK was more favorable than that of the wool alone. The obtained properties of the reclaimed ground corresponded to soils of good or even very good quality. Prof. zw. dr hab. inŜ. Stanisław Baran Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 21-29 WPŁYW RYZOSFERY MNISZKA LEKARSKIEGO ( Teraxacum officinale WEB.) NA ZAWARTO ŚĆ METALI CI ĘśKICH I AKTYWNO ŚĆ ENZYMATYCZN Ą GLEBY Stanisław Baran, ElŜbieta Jolanta Bielińska Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Mniszek lekarski (Teraxacum officinale WEB.) zaliczany jest do najwaŜniejszych ziół stosowanych w biomonitoringu środowiska przyrodniczego. Gatunek ten bez wyraźnych skutków fizjologicznych moŜe pobierać i kumulować znaczne ilości metali cięŜkich [POTARZYCKI, ZAWIDZKA 2005]. Mniszek lekarski jest często uŜywany do oceny zanieczyszczenia metalami cięŜkimi gleb miejskich [COOK i in. 1994; DIATTA i in. 2003].

Ryzosfera stanowi specyficzną niszę ekologiczną, która ma charakter biocenozy klimaksowej. WspółzaleŜność roślin wyŜszych i mikroorganizmów ryzosferowych w ogromnej mierze polega na wymianie specyficznych substancji chemicznych [LAMB, DIXON 1990; ARSHAD, FRANKENBERG 1992]. Zmiany aktywności enzymów glebowych w strefie ryzosferowej odzwierciedlać mogą zaburzenia środowiska oddziałujące zarówno na glebę, jak i rośliny [MARGESIN i in. 2000].

Celem niniejszych badań było określenie wpływu ryzosfery mniszka lekarskiego na zawartość metali cięŜkich i aktywność enzymatyczną gleb z terenów miejskich o róŜnym oddziaływaniu antropopresji. Materiał i metody

Badaniami objęto gleby strefy ryzosferowej i pozaryzosferowej mniszka le-karskiego w sześciu śródmiejskich parkach na obszarze Górnego Śląska (Bytom, Miasteczko Śląskie, Zabrze) i miast wschodniej Polski (Biała Podlaska, Lublin, Stalowa Wola). Analiza składu granulometrycznego wykazała, Ŝe na badanych obiektach występują gliny lekkie pylaste. We wrześniu 2006 roku na kaŜdym z wytypowanych obiektów z pięciu losowo wybranych roślin odcinano i wyciągano z poziomu próchnicznego gleby (z głębokości 2-7 cm) końcowe partie korzeni wraz z przylegającą glebą. Z korzeni tych pobierano próbkę gleby poprzez otrząsanie, w odległości mniejszej niŜ 4 mm [TARAFDAR, JUNGK 1987]. Glebę zebraną w obrębie korzeni uwaŜano za glebę strefy ryzosferowej (R). Drobne korzenie z pobranych próbek były dokładnie usuwane. Jednocześnie z tego samego poziomu pobierano glebę nie przerośniętą korzeniami. Przygotowane w ten sposób próbki uwaŜano za glebę pozaryzosferową (N). Próbki indywidualne uśredniano w obrębie badanych obiektów i wykonywano w nich analizy enzymatyczne i chemiczne w trzech powtórzeniach.

S. Baran, E.J. Bielińska

22

W próbkach glebowych oznaczono aktywność enzymów: dehydrogenaz [THALMANN 1968], fosfataz [TABATABAI , BREMNER 1969], ureazy [ZANTUA, BREMNER 1975] i proteazy [LADD, BUTLER 1972]; odczyn - pH w 1 mol KCl⋅dm-3 (ISO 10390); węgiel organiczny (ISO 14235); azot ogółem (ISO 13878); pierwiastki śladowe (Zn, Pb, Cd, Cu) rozpuszczalne w 20% HCl metodą ASA.

Istotność róŜnic pomiędzy poszczególnymi wartościami oznaczeń enzymaty-cznych oceniano za pomocą testu Tukeya na poziomie istotności p < 0,05. Wyniki i dyskusja

Większość badanych gleb, zarówno w strefie ryzosferowej, jak i pozaryzo-sferowej wykazywała odczyn obojętny. Jedynie gleba z Białej Podlaskiej charak-teryzowała się odczynem lekko kwaśnym (tab. 1). Alkalizacja gleb na terenach zurbanizowanych związana jest z opadem pyłów alkalicznych oraz zasoleniem. Tabela 1; Table 1 Zawartość węgla organicznego, azotu ogółem, stosunek C : N i pH Content of organic carbon, total nitrogen, ratio C:N and pH

Obiekt; Site

Gleba Soil

pHKCl

C

N

C : N

%

Biała Podlaska

R

6,1

3,42

0,30

11,4

N

6,4

1,74

0,18

9,6

Lublin

R

7,0

3,30

0,32

10,3

N

7,1

1,98

0,16

12,3

Stalowa Wola

R

7,0

3,28

0,29

11,3

N

7,2

1,67

0,15

11,1

Bytom

R

6,9

2,98

0,26

11,4

N

6,8

2,72

0,20

13,6

Miasteczko Śląskie

R

7,1

3,04

0,25

12,1

N

7,2

2,42

0,18

13,4

Zabrze

R

7,0

3,07

0,26

11,8

N

7,2

2,86

0,21

13,5

R ryzosfera; rhizosphere N strefa pozaryzosferowa; non-rhizosphere

W obrębie strefy pozaryzosferowej zawartość węgla organicznego w glebach pochodzących z uprzemysłowionych obszarów Górnego Śląska (Bytom, Miasteczko Śląskie, Zabrze) była wyraźnie większa niŜ w glebach z terenów wschodniej Polski (Biała Podlaska, Lublin, Stalowa Wola) o mniejszym nasileniu wpływów antropogenicznych (tab. 1). Czynnikiem modyfikującym zasobność C org. w glebach na terenach uprzemysłowionych aglomeracji miejskich jest ilość tego składnika docierająca wraz z opadem suchym i mokrym do gleb (m.in. emisje pochodzące ze środków transportu, komunikacji i zakładów przemysłowych).

Gleba ryzosferowa we wszystkich badanych obiektach cechowała się większą zawartością węgla organicznego niŜ gleba strefy pozaryzosferowej (tab. 1). Z badań

WPŁYW RYZOSFERY MNISZKA LEKARSKIEGO ...

23

PRIHA i in. [1999] wynika, Ŝe gleba ryzosferowa zawiera wyŜsze stęŜenia roz-puszczalnego węgla niŜ pozostała gleba. LYNCH i WHIPS [1990] dowiedli, Ŝe ilość uwalnianego przez rośliny do ryzosfery C organicznego moŜe wynosić 40% całkowitej suchej masy wytwarzanej przez roślinę. Wartość stosunku C : N w glebach strefy ryzosferowej kształtowała się w granicach 10,3-12,1. W obrębie strefy poza-ryzosferowej wartości stosunku C : N w glebach na obszarze Górnego Śląska zawierały się w granicach od 13,4 do 13,6, a w glebach pochodzących z miast wschodniej Polski od 9,6 do 12,3 (tab. 1). Obserwowane rozszerzenie wartości C : N w glebach z pochodzących z Górnego Śląska mogło być związane z ich wzbogaceniem w węgiel pochodzenia antropogenicznego.

W badanych glebach stwierdzono duŜe zróŜnicowanie zawartości pierwiastków śladowych (tab. 2), co wiązało się ze stopniem naraŜenia gleb na skaŜenia antropogeniczne. Gleby pochodzące z miast wschodniej Polski (Biała Podlaska, Lublin, Stalowa Wola) cechowały się naturalną zawartością badanych metali cięŜkich (Zn, Pb, Cd, Cu). Natomiast w glebach z obszaru Górnego Śląska (Bytom, Miasteczko Śląskie, Zabrze) koncentracja tych pierwiastków osiągnęła wartość zanieczyszczenia [CZARNOWSKA, MILEWSKA 2000]. Największą zawartość metali cięŜkich stwierdzono w glebie pochodzącej z parku w Bytomiu: cynku - 1752-1780 mg⋅kg-1, ołowiu 308-347 mg⋅kg-1, miedzi 52-58 mg⋅kg-1 i kadmu 6,2-11,1 mg⋅kg-1 gleby (tab. 2). Tabela 2; Table 2 Zawartość pierwiastków śladowych rozpuszczalnych w 20% HCl (mg⋅kg-1) Trace elements soluble in 20% HCl (mg⋅kg-1)

Obiekt Site

Gleba Soil

Zn

Pb

Cd

Cu

Biała Podlaska

R

61

21

0,4

11

N

73

34

1,0

15

Lublin

R

84

30

0,6

9

N

99

47

1,4

14

Stalowa Wola

R

79

15

0,7

11

N

93

24

1,6

19

Bytom

R

1752

308

6,2

52

N

1780

347

11,1

58


R

746

269

4,2

37

N

759

312

6,9

42

Zabrze

R

630

156

2,6

39

N

643

181

4,2

46


We wszystkich badanych ogrodach parkowych zawartość Zn, Pb, Cd i Cu w glebach strefy ryzosferowej była mniejsza niŜ w glebie strefy pozaryzosferowej, co zaznaczyło się szczególnie wyraźnie w przypadku kadmu i ołowiu (tab. 2). Wskazuje to, Ŝe strefa ryzosferowa mniszka stanowi naturalny filtr czyszczący środowisko glebowe z zanieczyszczeń dopływających z obszarów miasta. Z przeprowadzonych badań wynika równieŜ konieczność uwzględnienia duŜej zdolności mniszka do fitoekstrakcji metali cięŜkich z gleby podczas stosowania tego gatunku w celach leczniczych i w dietetyce. Warto podkreślić, Ŝe kadm, obok ołowiu, cechuje zdolność


24

do kumulacji w organizmie ludzkim, długi okres biologicznego półtrwania i związana z tym chroniczna toksyczność. Badania POTARZYCKIEGO i ZAWIDZKIEJ [2005] wykazały szczególną zdolność mniszka do akumulacji biodostępnych form ołowiu, czyli stanowiących powaŜne zagroŜenie dla organizmów Ŝywych. Tabela 3; Table 3 Aktywność enzymatyczna gleb (ADh - dehydrogenazy w cm3 H2⋅kg-1⋅d-1, AF - fosfatazy w mmol PNP⋅kg-1⋅h-1, AU - ureaza w mg N-NH4

+⋅kg-1⋅h-1, AP - proteaza w mg tyrozyny⋅kg-1⋅h1, wartości w kolumnie z tą samą literą nie róŜnią się istotnie przy p < 0,05, test „t”) Enzymatic activity of soils (DhA - dehydrogenases in cm3 H2⋅kg-1⋅d-1, PhA - phosphatase in mmol PNP⋅kg-1⋅h-1, UA - urease in mg N-NH4

+⋅kg-1⋅h-1, PA - protease in mg tyrozyny⋅kg-1⋅h-1; values in the column followed by the same letter are not significantly at p < 0.05, „t”- test)

Obiekt Site

Gleba Soil

ADh DhA

AF PhA

AU UA

AP PA

Biała Podlaska

R

3,74 e

99,48 g

39,26 f

6,02 f

N

2,38 d

52,19 d

23,68 d

3,96 d

Lublin

R

3,23 e

89,72 f

32,14 e

6,35 g

N

2,16 d

46,51 d

21,36 d

4,38 e

Stalowa Wola

R

3,22 e

76,89 e

30,78 e

5,62 f

N

2,54 d

38,42 c

19,43 d

3,29 d

Bytom

R

1,46 c

51,37 d

8,30 b

2,89 c

N

0,87 b

24,22 b

4,92 a

1,71 b


R

1,59 c

52,57 d

12,32 c

3,02 c

N

0,92 b

24,10 b

9,11 b

1,82 b

Zabrze

R

0,65 b

40,38 c

11,89 c

1,67 b

N

0,39 a

16,49 a

7,83 b

1,12 a


Uzyskane wyniki wykazały wysoką inaktywację badanych enzymów w glebach na terenach będących pod silną presją czynnika antropogenicznego, szczególnie wyraźną w przypadku gleby pozaryzosferowej (tab. 3). Aktywność wszystkich analizowanych enzymów w glebach pochodzących z obszaru Górnego Śląska była kilkakrotnie mniejsza niŜ w glebach zlokalizowanych w miastach na terenie wschodniej Polski. MoŜna zatem stwierdzić, iŜ nasilenie aktywności badanych enzymów odzwierciedla stan antropogenizacji gleb. Obserwowana reakcja enzymów wyraŜona znaczącym osłabieniem ich aktywności w glebach uprzemysłowionych aglomeracji miejskich powiązana była z zanieczyszczeniem środowiska glebowego metalami cięŜkimi. Na podstawie analizy korelacji wykazano odwrotny liniowy związek pomiędzy zawartością cynku, ołowiu i miedzi w glebach a aktywnością badanych enzymów (tab. 5). Wyniki te wskazują, Ŝe stopień zanieczyszczenia metalami cięŜkimi gleb w parkach Górnego Śląska osiągnął poziom, który zagraŜa organizmom Ŝywym. Badania GILLERA i in. [1998] wykazały, Ŝe szczególnie duŜe zanieczyszczenie metalami cięŜkimi gleb w bezpośrednim sąsiedztwie hut i zakładów metalurgicznych powoduje znaczące zmniejszenie liczebności mikroorganizmów glebowych produkujących enzymy. W niniejszych badaniach analiza korelacji nie wykazała jednoznacznie inhibitującego wpływu kadmu na aktywność enzymów. RENELLA i in. [2002] informują o


25

braku dowodów na szczególną toksyczność kadmu i wpływ na aktywność biologiczną gleby. Tabela 4; Table 4 Wartości stosunku (R : P) aktywności dehydrogenaz (ADh), fosfataz (AF), ureazy (AU) i proteazy (AP) w glebie strefy ryzosferowej (R) i pozaryzosferowej (N) The value of the ratio (R : P) of the activity of dehydrogenase (DhA), phosphatase (PhA), urease (UA) and protease (PA) in rhizosphere soil (R) and non-rhizosphere soil (N)

Obiekt Site

ADh DhA

AF PhA

AU UA

AP PA

Biała Podlaska

1,5

1,9

1,6

1,5

Lublin

1,5

1,9

1,5

1,4

Stalowa Wola

1,2

2,0

1,6

1,7

Bytom

1,6

2,1

1,7

1,7


1,7

2,2

1,3

1,6

Zabrze

1,6

2,4

1,5

1,5

Tabela 5; Table 5 Współczynniki korelacji pomiędzy aktywnością enzymatyczną gleby i metalami cięŜkimi Correlation coefficients between enzymatic activity of soil and heavy metals

Zn

Pb

Cd

Cu

Dehydrogenazy; Dehydrogenase

-0,72*

-0,65*

r.n.; n.s..

-0,74*

Fosfatazy; Phosphatase

-0,64*

-0,59*

r.n.; n.s.

-0,62*

Ureaza; Urease

-0,68*

-0,62*

r.n.; n.s..

-0,65*

Proteaza; Protease

-0,69*

-0,65*

r.n.; n.s.

-0,63*

* istotny przy p = 0,05; significant at p = 0.05

We wszystkich badanych parkach aktywność enzymatyczna gleb strefy ryzo-sferowej była istotnie większa niŜ gleby pozaryzosferowej (tab. 3). Obserwowanej stymulacji aktywności enzymatycznej gleby ryzosferowej towarzyszył wzrost zawar-tości węgla organicznego i ogólnej ilości azotu (tab. 1). Jak podają ROSSEL i in. [1997], aktywność Ŝyciowa mikroorganizmów glebowych jest stymulowana przez produkty fotosyntezy wydzielane przez korzenie do gleby, a brak dostępnych substratów węglowych w glebie moŜe być waŜnym czynnikiem ograniczającym aktywność enzymów. Badania w szklarniach wykonane przez REDDY i in. [1987] wykazały, Ŝe aktywność enzymatyczna była wyŜsza w glebie ryzosferowej niŜ w pozostałej glebie. Związane jest to z dynamicznym rozwojem mikroorganizmów w strefie korzeniowej spowodowanej obfitością łatwo dostępnej substancji energetycznej.

Wartości stosunku aktywności badanych enzymów w glebie ryzosferowej do ich aktywności w glebie pozaryzosferowej były największe w przypadku fosfataz i mieściły się w granicach od 1,9 do 2,4 (tab. 4). Świadczy to o zagęszczeniu mikroorganizmów fosforolitycznych w strefie ryzosferowej. Według HEDLEYA i in. [1983] w niezmienionej glebie aktywność fosfatazy w rizosferze zwiększa się wraz ze wzrostem niedoboru fosforu spowodowanego przez zwiększoną gęstość korzeni i zmniejszenie poziomu rozpuszczalnego fosforu nieorganicznego. TARAFDAR i RAO [1990] wykazali, Ŝe pobieranie fosforu przez rośliny oraz plon są skorelowane z aktywnością fosfataz w rizosferze.


26

Wnioski 1. Zawartość metali cięŜkich i aktywność enzymów wykazywała duŜe zróŜnico-

wanie w glebie strefy ryzosferowej i pozaryzosferowej, jak równieŜ w po-szczególnych obiektach badawczych, jednak wyraźnie zaleŜała od intensywności presji antropogenicznej.

2. Wysoka inaktywacja badanych enzymów w glebach podlegających silnym wpływom antropogenicznym (obszar Górnego Ślaska) wskazuje, Ŝe zanie-czyszczenie środowiska glebowego metalami cięŜkimi osiągnęło poziom, który zagraŜa organizmom Ŝywym.

3. Obserwowana stymulacja aktywności enzymatycznej gleby w bezpośrednim sąsiedztwie korzeni mniszka wskazuje, Ŝe strefa ryzosferowa stanowi naturalny filtr czyszczący środowisko glebowe z zanieczyszczeń dopływających z obszarów miasta.

4. Pomiary aktywności enzymów w glebie strefy ryzosferowej i pozaryzosferowej pozwalają na zdefiniowanie zagroŜeń środowiskowych wynikających z obecności metali cięŜkich w glebie.

Literatura ARSHAD M., FRANKENBERG JR., W.T. 1992. Growth of bacteria in the rhizoplane and rhizosphere of rape seedlings, w: Soil microbial ecology: application in agricultural and environmental management. F. Blaine Metting, Jt. (Red.). Marcel Dekker Inc. New York - Basel - Hong Kong: 307-347.

COOK C.M., SGARDELIS S.P., PANTIES J.D., LANARAS T. 1994. Concentrations of Pb, Zn and Cu in Taraxacum officinale ssp. in relation to urban pollution. Biull. Environ. Contam. Toxicol. 53: 204-210.

CZARNOWSKA K., M ILEWSKA A. 2000. The content of heavy metals in an indicator plant (Teraxacum officinale) in Warsaw. Pol. J. En. Stud. 9(2): 125-128.

DIATTA J.B., GRZEBISZ W., APOLINARSKA K. 2003. A study os soil pollution by heavy metals in the city of Poznań (Poland) using dandelion (Taraxacum officinale WEB) as a bioindicator. Electr. J. Pol. Agric. Univ. 6 (2), Ser. Environ. Develop.: 27-31.

GILLER K., WITTER E., M CGRATH A. 1998. Toxicity of heavy metals to microorganisms and microbial processes in agricultural soils: a review. Soil Biol. Biochem. 30: 1389-1414.

HEDLEY M.J., NYE P.H., WHITE R.E. 1983. Plant-induced changes in the rhizosphere status on the pH, phosphatase activity and on the cation-anion balance in the plants. New Phytologist 95(1): 69-82.

LADD N., BUTLER J.H.A. 1972. Short-term assays of soil proteolytic enzyme activities using proteins and dipeptide derivatives as substrates. Soil Biol. Biochem. 4: 19-30.

LAMB C.J., DIXON R.A. 1990. Molecular communication in interactions between plants and microbial pathogens. Plant Physiol. Plant Molecular Biol. 41: 339-367.

LYNCH J.M., WHIPS J.M. 1990. Substrate flow in the rhizosphere. Plants a Soil 129: 1-10.

M ARGESIN R., ZIMMERBAUER A., SCHINNER F. 2000. Monitoring of bioremediation by soil


27

biological activities. Chemosphere 40: 339-346.

POTARZYCKI J., ZAWIDZKA E. 2005. An assessment of environment contamination by heavy metals by means of dandelion (Teraxacum Officinale). J. Elementol. 10(2): 379-384.

PRIHA O., HALLANTIE T., SMOLANDER A. 1999. Comparing microbial biomass, denitrifi-cation enzyme activity and numbers of nitrifiers in the rhizosphere of Pinus syvestris, Picea abie and Betula pendula seedlings with microscale methods. Fertility of Soils, Springer-Verlag: 162 ss.

REDDY G.B., FAZA A., BENNETT R. 1987. Activity of enzymes in rhizosphere and non-rhizosphere soils amended with sludge. Soil Biol. Biochem. 19(2): 203-205.

RENELLA G., CHAUDRI M.A., BROOKES P.C. 2002. Fresh additions of heavy metals do not model long-term effects on microbial biomass and activity. Soil Biol. Biochem. 34: 121-124.

ROSSEL D., TARRADELLAS T., BITTON G., M OREL J.L. 1997. Use of enzymes in soil ecoto-xicology: a case for dehydrogenase and hydrolytic enzymes, w: Soil ecotoxicology. J. Tarradellas, G. Bitton, D. Rossel (Red.), CRC Levis Publishers, Boca Ration - New York - London - Tokyo: 179-205.

TABATABAI M.A., BREMNER J.M. 1969. Use of p-nitrophenyl phosphate for assay of soil phosphatase activity. Soil Biol. Biochem. 1: 301-307.

TARAFDAR J.C., JUNGK A. 1987. Phosphatase activity in the rhizosphere and its relation to the depletion of soil organic phosphorus. Biol. Fertil. Soils 3: 199-204.

TARAFDAR J.C., RAO A.V. 1990. Effect of manures and fertilizers on dehydrogenase and phosphatase in the rhizosphere of arid crops. J. Soil Sci. 23(2): 189-193.

THALMANN A. 1968. Zur Methodik derestimmung der Dehydrogenase aktivit in Boden mittels Triphenyltetrazoliumchlorid (TTC). Landwirtsch. Forsch. 21: 249-258.

ZANTUA M.I. , BREMNER J.M. 1975. Comparison of methods of assaying urease activity in soils. Soil Biol. Biochem. 7: 291-295. Słowa kluczowe: mniszek lekarski (Teraxacum officinale WEB.), gleba, ryzosfera,

aktywność enzymatyczna, metale cięŜkie Streszczenie

Celem badań było określenie wpływu ryzosfery mniszka lekarskiego na za-wartość metali cięŜkich i aktywność enzymatyczną gleb w sześciu śródmiejskich parkach usytuowanych na obszarze Górnego Śląska i miast wschodniej Polski. Badaniami objęto gleby strefy ryzosferowej i pozaryzosferowej mniszka lekarskiego. Zawartość metali cięŜkich (Zn, Pb, Cd, Cu) i aktywność wszystkich badanych enzymów (dehydrogenaz, fosfataz, ureazy i proteazy) wykazywała duŜe zróŜnicowanie w glebie strefy ryzosferowej i pozaryzosferowej, jak równieŜ w poszczególnych obiektach badawczych, jednak wyraźnie zaleŜała od intensywności presji antropogenicznej. Wysoka inaktywacja badanych enzymów w glebach podlegających silnym wpływom antropogenicznym (obszar Górnego Ślaska) wskazuje, Ŝe zanieczyszczenie środowiska glebowego metalami cięŜkimi osiągnęło poziom, który zagraŜa organizmom Ŝywym. Obserwowana stymulacja aktywności enzymatycznej gleby w bezpośrednim sąsiedztwie korzeni mniszka wskazuje, Ŝe strefa ryzosferowa stanowi naturalny filtr czyszczący środowisko glebowe z zanieczyszczeń dopływających z obszarów miasta.


28

THE EFFECT OF COMMON DANDELION (Teraxacum officinale WEB.) RHIZOSPHERE OF HEAVY METAL CONTENT AND ENZYMATIC ACTIVITY OF SOIL Stanisław Baran, ElŜbieta Jolanta Bielińska Institute of Soil Science and Environment Management, University of Life Sciences, Lublin Key words: dandelion (Teraxacum officinale WEB.), soil, rhizosphere, enzymatic

activity, heavy metal Summary

The research was carried out in order to determine the influence of common dandelion rhizosphere on heavy metal content and enzymatic activity of soils in 6 parks situated in the city center of the Upper Silesia and towns of the eastern part of Poland. The research covered soils of the common dandelion rizosphere and non-rizosphere zones. The contents of heavy metals (Zn, Pb, Cd, Cu) and the enzymatic activity of all enzymes studied (dehydrogenases, phosphateses, urease and protease) showed a considerable differentiation of both rhizosphere and non-rhizosphere soils, as well as in individual research objects, however, it was distinctly related to the anthropogenic pressure intensity. The high inactivity of enzymes tested in the soils being subject to strong anthropogenic influences (the Upper Silesian region) indicates that the environmental pollution of soil with heavy metals has reached a level that forms a danger to living organisms. The observed enzymatic activity stimulation of soil in the direct vicinity of dandelion roots indicates that the rhizosphere zone is a natural filter cleaning the soil environment from impurities inflowing from urban areas. Prof. dr hab. ElŜbieta Jolanta Bielińska Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 31-38 WPŁYW OSADU ŚCIEKOWEGO I POUśYTKOWEJ WEŁNY MINERALNEJ NA ZAWARTO ŚĆ PRÓCHNICY I FORM OŁOWIU W REKULTYWOWANYM UTWORZE BEZGLEBOWYM Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Ilość i jakość próchnicy w glebach są ściśle związane z całokształtem procesów glebotwórczych w określonej strefie bioekologicznej. Zasoby próchnicy większości gleb w Polsce są małe, stąd poszukiwania moŜliwości ich zwiększenia [TURSKI 1996]. Dlatego wykorzystanie osadów ściekowych do nawoŜenia i uŜyźnienia gleb moŜe mieć duŜe znaczenie, poniewaŜ ich wartość rolnicza określana współczynnikiem humifikacji materii organicznej kwalifikuje je do cennych nawozów organicznych [MAZUR 1996].

Osady ściekowe oprócz duŜej zawartości substancji organicznej, zawierają szeroki zakres pierwiastków śladowych, zarówno niezbędnych dla roślin i zwierząt jak równieŜ niebezpiecznych dla nich. Obie formy pierwiastków jeśli występują w duŜych stęŜeniach mogą stanowić zagroŜenie dla środowiska [MAZUR 1996; BARAN, TURSKI 1999].

Próchnica pełni wiele bardzo waŜnych funkcji w glebie. Jedną z nich jest udział w jonowym wiązaniu kationów, które w tej formie są w glebie magazynowane i mogą po przejściu do roztworu być pobierane przez rośliny [TURSKI 1996].

Celem badań była analiza: a) wpływu osadu ściekowego i pouŜytkowej wełny mineralnej Grodan na zawartość węgla organicznego w rekultywowanym gruncie; b) wpływu zawartości próchnicy na formy ołowiu w utworze bezglebowym. Materiał i metody

Badania prowadzono na terenie byłej kopalni siarki w Jeziórku. Do odkwaszenia gruntu (piasek luźny i słabogliniasty) uŜyto wapna poflotacyjnego w dawce 100 t⋅ha-1. Po wyznaczeniu poletek, o powierzchni 5 arów kaŜde, w celu uŜyźnienia zastosowano komunalny osad ściekowy z oczyszczalni ścieków w Stalowej Woli w dawce 200 t⋅ha-1, pouŜytkową wełnę mineralną Grodan (dawki 200, 400 i 800 m3⋅ha-1) oraz nawozy mineralne: N - 80 kg⋅ha-1 (saletra amonowa), P - 40 kg⋅ha-1 (superfosfat pojedynczy), K - 60 kg⋅ha-1 (saletra potasowa), (tab. 1). Rekultywację biologiczną realizowano poprzez uprawę mieszanki traw [BARAN i in. 2006]. Tabela 1; Table 1

S. Baran, A. Wójcikowska-Kapusta, G. śukowska

32

Schemat doświadczenia The experimental schema

NPK (kontrola); NPK (control)

Osad ściekowy (kontrola); Sewage sludge (control)

Osad ściekowy + wełna 200 m3⋅ha-1; Sewage sludge + wool 200 m3⋅ha-1



Wełna 200 m3⋅ha-1; Wool 200 m3⋅ha-1



Wełna 200 m3⋅ha-1 + NPK (80; 40; 60); Wool 200 m3⋅ha-1 + NPK (80; 40; 60)



W pracy przedstawiono wyniki z trzech lat badań. W pobranych jesienią kaŜdego

roku próbkach z głębokości 0-20 cm oznaczono podstawowe właściwości chemiczne i fizykochemiczne. C org. oznaczono metodą Tiurina w modyfikacji Simakowa. Całkowitą zawartość ołowiu w gruncie oznaczono po jego mineralizacji w mieszaninie HClO4 i HNO3 (1 : 1) a jego formy: rozpuszczalne w H2O, 0,05 mol CaCl2⋅dm-3, 2,5% CH3COOH i 0,1 mol K2P4O7⋅dm-3 wydzielono zgodnie z procedurą zaproponowaną przez McLarena i Croworda w modyfikacji BOGACZA [1996]. Zawartość Pb w roztworach po mineralizacji i w wyciągach oznaczono metodą ICP na spektrometrze ICP-AES firmy Leeman Labs, model PS 950. Wyliczono współczynniki korelacji prostej pomiędzy zawartością próchnicy a formami ołowiu. Wyniki i dyskusja

Podstawowe właściwości rekultywowanego gruntu jak równieŜ materiałów uŜytych do jego rekultywacji omówiono w innych pracach [BARAN i in. 2006, 2008]. Grunt przed załoŜeniem doświadczenia charakteryzował się odczynem silnie kwaśnym. Zastosowane do neutralizacji tego gruntu wapno poflotacyjne, zmieniło odczyn do obojętnego [BARAN i in. 2006]. Osad ściekowy z oczyszczalni ścieków w Stalowej Woli zawierał średnio 29,2 mg Pb⋅kg-1 ołowiu, natomiast pouŜytkowa wełna mineralna 35,5 mg Pb⋅kg-1.

Zawartość węgla organicznego w gruncie rodzimym, na którym załoŜono doświadczenie była bardzo zróŜnicowana, w próbie średniej z tego obszaru, w warstwie 0-20 cm wynosiła 2,1 g⋅kg-1.

W glebie obiektu kontrolnego I - grunt + NPK średnia zawartość C org. (z 3 lat badań) wynosiła 5,31 g C org.⋅kg-1 (tab. 2). Uzyskane wyniki badań świadczą o tym, Ŝe poprawa odczynu rekultywowanego gruntu (po zastosowaniu wapnowania) zmniejszyła tempo mineralizacji substancji organicznej. Ponadto wyniki te potwierdzają, Ŝe stosowanie optymalnego nawoŜenia mineralnego, w warunkach odczynu lekko kwaśnego i zbliŜonego do obojętnego, pozwala na utrzymanie zawartości próchnicy w glebach uprawnych na dotychczasowym poziomie [GONET 1997]. Tabela 2; Table 2 Zawartość C org. w rekultywowanym gruncie z doświadczenia (g⋅kg-1)

WPŁYW OSADU ŚCIEKOWEGO I POUśYTKOWEJ WEŁNY MINERALNEJ ...

33

Content of C org. in the reclaimed ground from the experimental field (g⋅kg-1)

Wariant nawozowy; Fertilization variants Zakres Range

Średnia

zawartość Mean

content Kontrola I: NPK; Control I: NPK

5,04-5,46

5,31

Kontrola II: osad ściekowy; Control II sewage sludge

10,14-10,84

10,55

Osad ściekowy + wełna 200 m3⋅ha-1 Sewage sludge + wool 200 m3⋅ha-1

9,12-9,84

9,59


9,96-11,56

10,68


10,80-11,92

11,59


8,40-9,60

9,20


9,12-9,84

9,53

Wełna 800 m3⋅ha-1, Wool 800 m3⋅ha-1

8,12-12,10

10,47

Wełna 200 m3⋅ha-1 + NPK; Wool + NPK 200 m3⋅ha-1

6,96-8,80

7,98


7,00-8,40

7,72


10,32-11,52

10,88

Dodatek osadu ściekowego do rekultywowanego gruntu istotnie zwiększył

zawartość węgla organicznego w porównaniu do zawartości w gruncie z kontroli I. Spowodowane było to większym dopływem resztek roślinnych (na obiektach tych notowano istotnie wyŜsze plony uprawianych traw), (tab. 2).

Uzyskane wyniki badań wykazały takŜe bardzo korzystny wpływ wełny mi-neralnej Grodan zastosowanej łącznie z osadem ściekowym, na wzrost zawartości węgla organicznego. W gruncie tych obiektów zawartość C org. systematycznie zwiększała się w kolejnych terminach badań. Wzrost zawartości węgla organicznego, w tym wariancie nawozowym był istotny, w porównaniu do kontroli i proporcjonalny do wielkości wprowadzonej dawki wełny.

UŜyźnienie rekultywowanego gruntu tylko wełną mineralną równieŜ korzystnie wpłynęło na bilans substancji organicznej. W I terminie badań w glebie tych obiektów zawartość węgla organicznego była zbliŜona (dawki wełny 200 i 400 m3⋅ha-1 ) lub wyŜsza (wełna w dawce 800 m3⋅ha-1) w porównaniu do zawartości w gruncie z dodatkiem osadu ściekowego. NaleŜy podkreślić, Ŝe po 2 latach od zastosowania nawoŜenia, zawartość C org. w gruncie tych obiektów nadal utrzymywała się na poziomie istotnie wyŜszym w porównaniu do kontroli: grunt + NPK.

W gruncie rekultywowanym wełną + NPK stwierdzono wzrost zawartości węgla organicznego, przy czym zastosowanie wełny w dawkach 200 i 400 m3⋅ha-1 zwiększyło zawartość C org. o ok. 1,5-2 g⋅kg-1. Istotny wzrost zawartości węgla organicznego w porównaniu do obydwu obiektów kontrolnych stwierdzono w gruncie nawoŜonym najwyŜszą dawką wełny mineralnej i NPK.

Zawartość całkowita ołowiu w rekultywowanym gruncie z doświadczenia mieściła się w zakresie 8,09 do 15,13 mg Pb⋅kg-1 (tab. 3). Zastosowany do rekultywacji tego gruntu osad ściekowy i wełna mineralna zwiększyły w niewielkim stopniu zawartość całkowitą ołowiu w stosunku do kontroli I i II. We wszystkich wariantach nawozowych zawartość ołowiu zwiększała się w miarę wzrastających dawek wełny. Grunt, na który zastosowano zróŜnicowane dawki wełny i NPK charakteryzował się najwyŜszą średnią zawartością omawianego pierwiastka. Całkowita zawartość ołowiu


34

zarówno w gruncie kontrolnym jak i w rekultywowanym osadem ściekowym i wełną mineralną nie przekroczyła dopuszczalnego stęŜenia do uŜytkowania rolniczego podanego w ROZPORZĄDZENIU MŚ [2001] i mieściła się w przedziale zawartości naturalnych, opracowanych przez IUNG [KABATA -PENDIAS i in. 1993]. Tabela 3; Table 3 Zawartość form ołowiu w rekultywowanym gruncie (wartości średnie) Content of lead forms in the reclaimed ground (mean values)

Wariant nawozowy fertilization variants

Formy rozpuszczalne w:

Forms soluble in:

Zawartość całkowita

Total content

H2O

CaCl2 0,05 M

CH3COOH

2,5%

K4P2O7 0,1 M

mg⋅kg-1

Kontrola I: NPK; Control I: NPK

0,17

0,17

0,03

0,64

9,07

Kontrola II: osad ściekowy Control II: sewage sludge

0,10

0,08

0,77

3,82

8,09


0,05

0,05

0,72

2,26

8,41


0,04

0,07

0,09

2,13

10,31


0,16

0,18

0,11

0,06

11,37


0,01

0,10

0,07

1,04

8,87


0,14

0,22

0,17

0,89

9,39


0,07

0,03

0,22

1,94

15,13

Wełna 200 m3⋅ha-1 + NPK Wool 200 m3⋅ha-1 + NPK

0,07

0,10

0,11

0,94

13,27


0,01

0,13

0,33

3,23

13,35


0,06

0,10

0,44

2,02

15,13

Zawartość ołowiu wodnorozpuszczalnego była bardzo niska, nie przekraczała 0,2

mg Pb⋅kg-1 (tab. 3). RównieŜ procentowy udział tej formy w całkowitej zawartości, w gruncie z róŜnych wariantów nawozowych, nie przekraczał 1% (tab. 4). Zawartość ołowiu rozpuszczalnego w CaCl2 była mało zróŜnicowana w poszczególnych wariantach nawozowych. Procentowy udział w całkowitej zawartości mieścił się w przedziale 0,76 do 0,95%. Natomiast grunt z kontroli I (grunt + wapno + NPK) w stosunku do gruntu z obiektów nawozowych charakteryzował się wyŜszą zawartością obu frakcji, a takŜe wyŜszym procentowym udziałem w całkowitej zawartości. Dodatek osadu ściekowego i wełny mineralnej znacznie zmniejszył rozpuszczalność tych dwu frakcji ołowiu. RównieŜ DOMAŃSKA [2006] stwierdziła, Ŝe współdziałanie wapnowania z obornikiem powodowało zmniejszenie zawartości ołowiu rozpuszczalnego w glebie. Tabela 4; Table 4 Procentowy udział frakcji ołowiu w całkowitej zawartości Percentage share of lead fractions in the total content

Wariant nawozowy; Fertilization variants

Pb rozpuszczalny w:


35

Pb soluble in:

H2O

CaCl2

CH3COOH

K4P2O7

Kontrola I: NPK; Control I: NPK

2,38

2,38

0,42

0,56

Kontrola II: osad ściekowy; Control II: sewage sludge

1,16

0,92

8,90

54,22

Osad ściekowy + wełna; Sewage sludge + wool

0,72

0,90

2,79

13,32

Wełna; Wool

0,56

0,95

1,27

20,25

Wełna + NPK; Wool + NPK

0,35

0,76

2,02

14,39

Ołów rozpuszczalny w 2,5% kwasie octowym stanowił równieŜ niewielki procent

całkowitej zawartości (od 1,27 do 2,79%). Grunt rekultywowany osadem ściekowym i wełną mineralną charakteryzował się najwyŜszą zawartością tej formy w porównaniu z kontrolą I i pozostałymi wariantami nawozowymi. Grunt z kontroli II (wapno + osad ściekowy) zawierał najwięcej omawianej formy ołowiu.

Ołów związany z próchnicą stanowił największy procentowy udział ze wszy-stkich analizowanych form. Najbogatszy w tę formę ołowiu był grunt z kontroli II (54,22% całkowitej zawartości), a najuboŜszy z kontroli I (0,56% całkowitej za-wartości). W gruncie rekultywowanym osadem ściekowym i pouŜytkową wełną mineralną ołów związany z próchnicą stanowił od 13,32 do 20,25% całkowitej zawartości. Tabela 5; Table 5 Współczynniki korelacji pomiędzy zawartością C org. a formami ołowiu The coefficient values of the correlation between the C org. and lead fractions

Parametr; Parameter

C org.; Organic C

Pb całkowity; Total Pb Pb w H2O; Pb in H2O

Pb w CaCl2; Pb in CaCl2 Pb w CH3OOH; Pb in CH3COOH

Pb w K4P2O7; Pb in K4P2O7

0,2679 -0,0024 -0,2078 -0,1084 0,1722

α0,10 = 0,3598; α0.05= 0.4227

KALEMBASA i in. [2008] badając frakcje między innymi ołowiu metodą Zeina i Brummera, w glebach obwodnicy Siedlec, stwierdzili równieŜ najmniejszy procentowy udział w całkowitej zawartości frakcji łatwo rozpuszczalnej, a największy związanej z próchnicą. Autorzy ci tłumaczyli te wyniki tym, Ŝe ołów tworzy połączenia z glebową substancją organiczną. Policzone współczynniki korelacji prostej nie wykazały wprawdzie istotnego wpływu C org. na zawartość poszczególnych frakcji ołowiu (tab. 5). MoŜe to wynikać z faktu, Ŝe na sorpcję ołowiu w glebie ma bardziej wpływ jakość, a nie ilość próchnicy [WÓJCIKOWSKA-KAPUSTA, TURSKI 1986]. Wnioski 1. UŜyźnianie zdewastowanego gruntu osadem ściekowym i wełną mineralną

bardzo korzystnie wpłynęło na bilans węgla organicznego.

2. Grunt kontrolny, na który zastosowano tylko wapno i NPK charakteryzował się największą zawartością form ołowiu rozpuszczalnego w H2O i CaCl2, a najmniejszą form rozpuszczalnych w CH3COOH i K4P2O7, w porównaniu do pozostałych kombinacji nawozowych.

3. W gruncie z dodatkiem osadu ściekowego, stwierdzono największą zawartość


36

węgla organicznego i ołowiu związanego z próchnicą. Literatura BARAN S., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A., śUKOWSKA G. 2006. Ocena przydatności osadu ściekowego i wełny mineralnej Grodan do rekultywacji gruntu bezglebowego na pod-stawie zawartości przyswajalnych form fosforu, potasu i magnezu. Rocz. Glebozn. LVII 1/2: 1-11.

BARAN S., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A., śUKOWSKA G. 2008. MoŜliwości wykorzystania wełny mineralnej Grodan do kształtowania właściwości sorpcyjnych gleb zdewasto-wanych w procesie wydobycia siarki metodą Frasha. Rocz. Glebozn. LIX 2: 7-11.

BARAN S. TURSKI R. 1999. Wybrane zagadnienia z utylizacji i unieszkodliwiania odpa-dów. AR Lublin: 1-336.

BOGACZ W. 1996. Badania nad formami mikroelementów w glebach Belgii. Cz. I. Procedura frakcjonowania metali w glebach. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 434: 1011-1015.

DOMAŃSKA J. 2006. Wpływ materii organicznej i wapnowania na zawartość w glebie ołowiu ogółem i rozpuszczalnego w 1 mol HCl⋅dm-3. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 91-98.

GONET S.S. 1997. Wpływ czynników siedliskowych i antropogenicznych na materię organiczną gleb. Humic Substances In The Environment 1, PTSH: 17-24.

KABATA -PENDIAS A., M OTOWICKA -TERELAK T., PIOTROWSKA M., TERELAK H., WITEK T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami cięŜkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa, Puławy P(53): 1-20.

KALEMBASA D., PAKUŁA K., BECHER M., JAREMKO D. 2008. Frakcje metali cięŜkich w glebach połoŜonych wzdłuŜ obwodnicy miasta Siedlce. Rocz. Glebozn. LIX 2: 85-92.

M AZUR T. 1996. RozwaŜania o wartości nawozowej osadów ściekowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 437: 13-21.

ROZPORZĄDZENIE MŚ 2001. W sprawie warunków, jakie muszą być spełnione przy wy-korzystywaniu osadów ściekowych na cele nieprzemysłowe. Dz. U. Nr 72, poz. 813.

TURSKI R. 1996. Substancja organiczna i jej znaczenie w ekosystemach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 437: 375-381.

WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A., TURSKI R. 1986. Zawartość związków próchnicznych a roz-puszczalność niklu i ołowiu. Rocz. Glebozn. XXXVII(2-3): 351-362. Słowa kluczowe: próchnica, formy ołowiu, osad ściekowy, wełna mineralna Streszczenie

Celem badań była: a) analiza wpływu osadu ściekowego i pouŜytkowej wełny mineralnej Grodan na zawartość węgla organicznego w rekultywowanym gruncie; b) wpływu zawartości i jakości próchnicy na formy ołowiu. UŜyźnianie utworu bezglebowego osadem ściekowym i wełną mineralną bardzo korzystnie wpłynęło na bilans węgla organicznego. Grunt nawoŜony tylko NPK (kontrolny), w porównaniu do analizowanych sposobów rekultywacji, charakteryzował się największą zawartością form ołowiu rozpuszczalnego w H2O i CaCl2, a najmniejszą form rozpuszczalnych w CH3COOH i K4P2O7. W gruncie rekultywowanym osadem


37

ściekowym stwierdzono największą zawartość węgla organicznego i ołowiu związanego z próchnicą. INFLUENCE OF SEWAGE SLUDGE AND MINERAL WOOL ON THE CONTENT OF HUMUS AND LEAD FORMS OF THE RECLAIMED SOIL-LESS FORMATION Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska Institute of Soil Science and Environment, University of Life Science, Lublin Key words: organic matter, lead forms, sewage sludge, mineral wool Summary

The aim of the research was: a) the analysis of the influence of sewage sludge and used Grodan mineral wool on the organic carbon content in reclaimed ground; b) the influence of humus content and quality on lead forms.

Fertilization of the soil-less formation with sewage sludge and mineral wool influenced in a very positive way the on organic carbon balance. Ground fertilized only with NPK (control), as compared to the analyzed method of reclamation, were characterized by the highest content of lead form soluble in water and CaCl2, and the least content of forms soluble in CH3COOH and K4P2O7. In the ground reclaimed with the sewage sludge the hoghest content of organic carbon and lead connected with humus was observed. Prof. zw. dr hab. inŜ. Stanisław Baran Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 39-47 WŁA ŚCIWO ŚCI SORPCYJNE UTWORU BEZGLEBOWEGO REKULTYWOWANEGO OSADEM ŚCIEKOWYM I WEŁN Ą MINERALN Ą 1 Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska, Marta Bik Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Otworowa eksploatacja siarki spowodowała specyficzne przekształcenia śro-dowiska glebowego, co wynika z chemicznie aktywnej kopaliny, historycznie uwarunkowanych właściwości środowiska oraz przebiegu samego procesu wydo-bywczego [DROśDś-HARA 1978; WARZYBOK 2000; JOŃCA 2004; GOŁDA 2008].

Długotrwałe zanieczyszczanie gleb siarką spowodowało m.in. pogorszenia ich właściwości sorpcyjnych wskutek ubytku wymiennego wapnia i magnezu. Dzieje się tak za sprawą nadmiernej koncentracji jonów H+. Powstający w warunkach zasiarczenia kwas siarkowy osłabia ochronne działanie kompleksu sorpcyjnego przed wymywaniem składników mineralnych, co jest podstawą degradacji gleb zanieczyszczonych siarką [MOTOWICKA-TERELAK 1989; MOTOWICKA-TERELAK, DUDKA 1991; TURSKI 1993; BARAN, TURSKI 1999; BARAN 2000, 2001; JOŃCA 2004; GOŁDA 2008].

Rekultywacja, szczególnie biologiczna terenów poeksploatacyjnych w górnictwie wydobywczym otworowym siarki jest zagadnieniem złoŜonym i trudnym, bowiem dotyczy rewitalizacji zasiarczonych utworów bezglebowych, ubogich w substancję organiczną i o małej pojemności sorpcyjnej [JOŃCA 2004].

Celem niniejszej pracy jest ocena moŜliwości zastosowania wapna poflota-cyjnego, komunalnych osadów ściekowych oraz pouŜytkowej wełny mineralnej Grodan z upraw pod osłonami do rekultywacji i kształtowania właściwości sorpcyjnych gruntu bezglebowego w obszarze wpływu wydobycia siarki metodą Frasha. Materiał i metody badań

1 Praca naukowa finansowana ze środków na naukę w latach 2007-2010 jako projekt badawczy rozwojowy Nr R12 065 03.

Doświadczenie poletkowe (poletka o powierzchni 5 arów) realizowano na zdewastowanym terenie w obszarze wpływu Kopalni Siarki „Jeziórko”. Do od-kwaszenia zdewastowanego gruntu (piasek słabogliniasty) zastosowano jednorazowo wapno poflotacyjne (100 t⋅ha-1), a do uŜyźnienia, w róŜnych dawkach wełnę mineralną (Grodan) na tle melioracyjnej (100 ton s.m.⋅ha-1) dawki osadu ściekowego z komunalnej oczyszczalni ze Stalowej Woli (tab. 1). Integrację zastosowanych substancji z gruntem wykonano przy wykorzystaniu brony talerzowej i glebogryzarki. Obiekt kontrolny

S. Baran i inni

40

stanowił utwór bezglebowy odkwaszony wapnem poflotacyjnym i nawoŜony corocznie NPK w dawkach (kg⋅ha-1): 80; 40; 60 (tab. 1). Tabela 1; Table 1 Schemat doświadczenia poletkowego The schema of experimental field


wapno + NPK 80; 40; 60 (kontrola); post flation lime + NPK 80; 40; 60 (control) wapno + osad ściekowy (100 t s.m.⋅ha-1) (kontrola) lime + sewage sludge (100 t DM⋅ha-1) (control) wapno + osad ściekowy 100 t s.m.⋅ha-1 + wełna 200 m3⋅ha-1 lime + sewage sludge 100 t DM⋅ha-1 + wool 200 m3⋅ha-1 wapno + osad ściekowy 100 t s.m.⋅ha-1 + wełna 400 m3⋅ha-1 lime + sewage sludge 100 t DM⋅ha-1 + wool 400 m3⋅ha-1 wapno + osad ściekowy 100 t s.m.⋅ha-1 + wełna 800 m3⋅ha-1 lime + sewage sludge 100 t DM⋅ha-1 + wool 800 m3⋅ha-1 wapno + wełna 200 m3⋅ha-1; lime + wool 200 m3⋅ha-1 wapno + wełna 400 m3⋅ha-1; lime + wool 400 m3⋅ha-1 wapno + wełna 800 m3⋅ha-1; lime + wool 800 m3⋅ha-1 wapno + wełna 200 m3⋅ha-1 + NPK (80; 40; 60) lime + wool 200 m3⋅ha-1 + NPK (80; 40; 60) wapno + wełna 400 m3⋅ha-1 + NPK (80; 40; 60) lime + wool 400 m3⋅ha-1 + NPK (80; 40; 60) wapno + wełna 800 m3⋅ha-1 + NPK (80; 40; 60) lime + wool 800 m3⋅ha-1 + NPK (80; 40; 60)

Na poletkach wysiano mieszankę rekultywacyjną traw o składzie gatunkowym:

Kostrzewa łąkowa (Festuca pratensis HUDS.) - 41,2%; Kostrzewa czerwona (Festuca rubra L. S. STR.) - 19,2%,; śycica trwała (Lolium perenne L.) - 14,7%; śycica wielo-kwiatowa (Lolium multiflorum LAM .) - 12,4%; Kupkówka pospolita (Dactylis glomerata L.) - 6,5%; Koniczyna łąkowa (Trifolium pratense L.) - 6%.

Próbki do analiz pobierano przez 3 lata, jesienią, z warstwy 0-20 cm. W próbkach gleby, osadu i wełny mineralnej oznaczono: - odczyn potencjometrycznie w H2O i 1 mol KCl⋅dm-3,

- kwasowość hydrolityczną (Hh) metodą Kappena w 1 mol CH3COONa⋅dm-3,

- kationy zasadowe (S) w wyciągu 0,5 mol⋅dm-3 chlorku amonu (pH-8,2),

- obliczono pojemność sorpcyjną (T) i stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi (V).

Wyniki badań i dyskusja Właściwości utworu bezglebowego i odpadów zastosowanych w doświadczeniu

Doświadczenie poletkowe załoŜono na gruncie bezglebowym o składzie gra-nulometrycznym piasku słabogliniastego, który charakteryzował się silnym zakwa-szeniem (pH w 1 mol KCl⋅dm-3), małą pojemnością sorpcyjną, niską zawartością węgla

WŁAŚCIWOŚCI SORPCYJNE UTWORU BEZGLEBOWEGO ...

41

organicznego i azotu, a takŜe przyswajalnych form P i K oraz metali cięŜkich [BARAN i in. 2007]. Charakteryzował się on równieŜ duŜą przepuszczalnością i niską retencją wodną.

Wełna mineralna pochodząca z upraw ogrodniczych pod osłonami charak-teryzowała się korzystnymi właściwościami sorpcyjnymi, a w szczególności wysoką zawartością kationów zasadowych, co przy względnie niskiej kwasowości hydroli-tycznej, nadaje jej wysoki stopień wysycenia tymi pierwiastkami [BARAN i in. 2007].

Komunalny osad ściekowy zastosowany w doświadczeniu charakteryzował się korzystnymi właściwościami sorpcyjnymi oraz wysoką zawartością węgla i azotu [BARAN i in. 2007]. Zawartość metali cięŜkich kształtuje się na dopuszczalnym poziomie [ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002]. Zastosowany osad ściekowy spełniał równieŜ wymagania sanitarne. Tabela 2; Table 2 Właściwości sorpcyjne gruntu badanych wariantów rekultywacji na początku (P) i końcu (K) doświadczenia (wartości średnie) Sorption properties of researched reclamation variants at the beginning (P) and end (K) of the experiment (mean values)


Termin Term

H+

S

V

cmol(+)⋅kg-1

%

Wapno + NPK (kontrola I) Lime + NPK (control I)

P K

0,90 3,60

22,85 11,81

96,20 76,64

Wapno + osad ściekowy (kontrola II) Lime + sewage sludge (control II)

P K

0,90 1,50

25,53 24,86

96,60 94,31

Wapno + osad ściekowy + wełna Lime + sewage sludge + wool

P K

1,05 1,50

35,61 32,63

97,10 95,36

Wapno + wełna; Lime + wool

P K

0,72 0,90

40,22 36,39

98,10 97,53

Wapno + wełna + NPK Lime + wool + NPK

P K

0,97 1,45

44,40 43,65

97,80 98,24

S suma wymiennych kationów zasadowych; base exchange capacity V wysycenie kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi; base cation saturation Właściwości fizykochemiczne gruntu rekultywowanego przy wykorzystaniu wapna poflotacyjnego, wełny mineralnej Grodan i osadu ściekowego

Uzyskane wyniki badań wskazują na istotną, 3,5-9 krotną poprawę właściwości sorpcyjnych zdewastowanego utworu bezglebowego, zaleŜną od sposobu przeprowadzonej rekultywacji (rys. 1). Ich oddziaływanie, w porównaniu do nawoŜenia mineralnego NPK (obiekt kontrolny - 100%) tworzy szereg: grunt + wapno + wełna + NPK (253%) > grunt + wapno + wełna (225%) > grunt + wapno + osad ściekowy + wełna (193%) > grunt + wapno + osad ściekowy (143%) > grunt + wapno + NPK (100%).

W okresie doświadczenia stwierdzono spadek pojemności sorpcyjnej pod wpływem nawoŜenia NPK, natomiast bardziej stabilne zmiany w pozostałych wariantach rekultywacji (rys. 1). Zmiana (spadek) pojemności sorpcyjnej szereguje badane sposoby rekultywacji: grunt + wapno + NPK (-35,1%) > grunt + wapno + wełna (-8,9%) > grunt + wapno + wełna + osad ściekowy (-6,7%) > grunt + wapno + wełna + NPK (-2,1%) > grunt + osad ściekowy (-0,3%).

S. Baran i inni

42

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

cmol

(+) k

g-1

P 5,09 23,75 26,43 36,66 40,94 45,37

K 15,41 26,36 34,2 37,29 44,43

0 NPK Os W+Os W W+NPK

0 grunt rodzimy; soil before reclamation NPK wapno + NPK (kontrola I); lime + NPK (control I) Os wapno + osad ściekowy (kontrola II); lime + sewage sludge (control II) W + Os wapno + osad ściekowy + wełna; lime + sewage sludge + wool W wapno + wełna; lime + wool W + NPK wapno + NPK + wełna; lime + NPK + wool P początek badań; beginning research K koniec badań; beginning research Rys. 1. Wpływ sposobów rekultywacji na pojemność sorpcyjną gruntu (wartości średnie) Fig. 1. Influence of reclamation methods on the sorption properties of soil (mean values)

Wartość pojemności sorpcyjnej rekultywowanego gruntu ocenić naleŜy jako wysoką, odpowiadającą glebom dobrej jakości. Oprócz istotnego wzrostu pojemności sorpcyjnej, istotnej poprawie uległo wysycenie kompleksu sorpcyjnego kationami (tab. 2). Dominującym kationem jest wapń, którego udział odpowiada glebom dobrej jakości. Udział kationów zasadowych tworzy szereg: Ca > Mg > Na > K. Zawartość kationów wymiennych uległa określonym zmianom w badanym okresie.

Wyraźny spadek zawartości Ca++ stwierdzono w gruncie nawoŜonym NPK, w warunkach stosowania wełny mineralnej oraz wełny z osadem ściekowym, natomiast niewielką poprawę w warunkach dodatku osadu ściekowego i wełny mineralnej z NPK (rys. 2). Wpływ sposobów rekultywacji na zmiany zawartości Ca++ moŜna uszeregować: grunt + wapno + NPK (-48,5%) > grunt + wapno + wełna (-8,1%) > grunt + wapno + wełna + osad ściekowy (-6,2%) > grunt + wapno + osad ściekowy (+0,5%) > grunt + wapno + wełna + NPK (+0,3%). Kierunek i intensywność tych zmian jest analogiczna jak w przypadku pojemności sorpcyjnej.


43

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

cmol

(+):k

g-1

P 22 24,3 34,2 38,9 42,77

K 11,33 24,43 32,09 35,76 42,91

NPK Os Os+W W W+NPK

Rys. 2. Wpływ sposobów rekultywacji na zawartość kationów Ca++ w pojemności sorp-

cyjnej. Wartości średnie. Oznaczenia jak na rysunku 1 Fig. 2. Influence of reclamation methods on Ca++ cation content in the sorption properties

(mean values). Determination as on Fig. 1

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

cmol

(+):

kg-1

P 0,45 0,5 0,65 0,6 0,63

K 0,05 0,05 0,04 0,06 0,06

NPK Os Os+W W W+NPK

Rys. 3. Wpływ sposobów rekultywacji na zawartość kationów sodu w pojemności sorp-

cyjnej. Wartości średnie. Oznaczenia jak na rysunku 1 Fig. 3. Influence of reclamation methods on Na+ cation content in the sorption properties

(mean values). Determination as on Fig. 1 Badane sposoby rekultywacji zwiększyły zawartość jonów sodu w kompleksie

sorpcyjnym utworu bezglebowego, w porównaniu do nawoŜenia NPK, w sekwencji (rys. 3): grunt + wapno + osad ściekowy + wełna (144,4%) > grunt + wapno + wełna +

S. Baran i inni

44

NPK (140%) > grunt + wapno + wełna (133,3%) > grunt + wapno + osad ściekowy (111%) > grunt + wapno + NPK (100%). Na koniec badań stwierdzono istotny spadek zawartości jonów sodu, co szereguje badane sposoby rekultywacji: grunt + wapno + osad ściekowy + wełna (-93,6%) > grunt + wapno + wełna + NPK (90,5%) > grunt + wapno + osad ściekowy (90%) - grunt + wapno + wełna (90%) > grunt + wapno + NPK (88,8%).

Omawiane zmiany zawartości kationów zasadowych w kompleksie sorpcyjnym rekultywowanego utworu bezglebowego znajdują potwierdzenie w badaniach GOŁDY [2008], który analizował właściwości kompleksu sorpcyjnego w nadkładzie wapna poflotacyjnego. Stwierdzone zmiany właściwości kompleksu sorpcyjnego potwierdzają równieŜ wyniki badań BARANA [2006] i BARANA i in. [2007].

Rekultywacja utworu bezglebowego przy wykorzystaniu wełny mineralnej i osadu ściekowego spowodowała, w porównaniu do nawoŜenia NPK (100%), spadek zawartości jonów H+ z intensywnością (rys. 4): grunt + wapno +wełna + NPK (-52,6%) - grunt + wapno +wełna (-52,6%) > grunt + wapno +osad ściekowy + wełna (-23,7%) > grunt + wapno +osad ściekowy (-10,5%). Na zakończenie badań stwierdzono wzrost zawartości jonów wodoru w kompleksie sorpcyjnym (potencjalne zakwaszenie), z intensywnością zaleŜną od sposobu rekultywacji: grunt + wapno + NPK (253%) > grunt + wapno + osad ściekowy (83%) - grunt + wapno + NPK (83%) > grunt + wapno + osad ściekowy (68%) > grunt + wapno + wełna (33%).

0

2

4

6

8

10

12

14

P 3,8 3,4 2,9 1,8 1,8

K 13,4 5,7 5,3 2,4 3,3

NPK Os Os+W W W+NPK

Rys. 4. Wpływ sposobów rekultywacji na procentowy udział H+ w kompleksie sorpcyjnym.

Wartości średnie. Oznaczenia jak na rysunku 1 Fig. 4. Influence of reclamation methods on the percentage share of H+ cations in the

sorption complex (mean values). Deter mination as on Fig. 1

Wysokość dawki (m3⋅ha-1) wełny mineralnej miała wpływ na zmiany pojemności sorpcyjnej (%) w rekultywowanym gruncie. W porównaniu do nawoŜenia mineralnego NPK był on wysoki: 195,5-285,2% w wariantach z samą wełną i 217,0-303,0% z dodatkowym nawoŜeniem NPK. Wzrost pojemności sorpcyjnej był wprost proporcjonalny do zastosowanej dawki wełny mineralnej co znajduje potwierdzenie w wynikach badań GILEWSKIEJ [2004].


45

Wnioski 1. Badane sposoby rekultywacji utworu bezglebowego z wykorzystaniem wełny

mineralnej i osadu ściekowego na tle wapna poflotacyjnego i nawoŜenia NPK w znaczący sposób wpłynęły na zmiany jego właściwości sorpcyjnych.

- Stwierdzono znaczący wzrost pojemności sorpcyjnej utworu bezglebowego: wełna + NPK (253%) > wełna (225%) > osad ściekowy + wełna (193%) > osad ściekowy (143%) > NPK (100%),

- a takŜe stwierdzono spadek pojemności sorpcyjnej w okresie trwania badań: NPK (-35,1%) > wełna (-8,9%) > wełna + osad ściekowy (-6,7%) > wełna + NPK (-2,1%) > osad ściekowy (-0,3%).

2. W okresie badań stwierdzono spadek zawartości kationów zasadowych, naj-wyraźniejszy dla sodu, natomiast wzrost udziału kationów wodoru.

3. Wzrost pojemności sorpcyjnej rekultywowanego utworu bezglebowego był zaleŜny od dawki wełny mineralnej.

Literatura BARAN S. 2000. Ocena stanu degradacji i rekultywacji gleb. AR Lublin: 243 ss.

BARAN S. 2001. Ocena oddziaływania nawozów niekonwencjonalnych na właściwości fizykochemiczne rekultywowanego grunty w obrębie wpływu Kopalni Siarki „Jeziórko” oraz wypracowanie wpływu ich optymalizacji. AR Lublin: 55 ss.

BARAN S. 2006. Ability to use used of mineral wool in postmining reclamation. De-velopment in Production and Use of New Agrochemicals. Chemistry for Agriculture, vol. 7, H. Górecki, Z. Dobrzański, P. Kafarski (Eds), Chech-Pol Trade, Prague-Brussels (ISBN 80-239-7759-8): 662-670.

BARAN S., TURSKI R. 1999. Wybrane zagadnienia z utylizacji i unieszkodliwiania odpa-dów. AR Lublin: 336 ss.

BARAN S., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A, OLESZCZUK P., śUKOWSKA G. 2007. Przydatność wełny mineralnej (Grodan) i osadów ściekowych do rekultywacji biologicznej gruntów zdewastowanych mechanicznie i przez intensywne zakwaszenie. Sprawozdanie merytoryczne. AR Lublin: 1-210.

DRÓśDś-HARA M. 1978. Studia nad wpływem zanieczyszczenia siarką na przemiany gleb uprawnych w sąsiedztwie Kopalni Siarki. Rocz. Glebozn. XXIX (2): 141-162.

GILEWSKA M. 2004. Rekultywacja biologiczna składowisk popiołowych z węgla bru-natnego. Rocz. Glebozn. 55(2): 103-110.

GOŁDA T. 2008. Podstawowe uwarunkowania rekultywacji terenów pogórniczych Ko-palni Siarki ”Jeziórko”. Rozprawa habilitacyjna AGH Kraków: 87 ss.

JOŃCA M. 2004. MoŜliwości odbudowy gleb na gruntach zdewastowanych w obszarze wpływu Kopalni Siarki „Jeziórko”. AR Lublin: 87 ss.

M OTOWICKA -TERELAK T. 1989. Badania modelowe nad mechanizmem i skutkami de-gradacji gleb zanieczyszczonych siarką. Pam. Puławski 94: 11-27.

M OTOWICKA -TERELAK T., DUDKA S. 1991. Degradacja chemiczna gleb zanieczyszczonych siarką i jej wpływ na rośliny uprawne. Wyd. IUNG Puławy R(284): 1-95.

S. Baran i inni

46

ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002. Z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. Dz. U. Nr 165, poz. 1359.

TURSKI R. 1993. Przyrodnicze aspekty zakwaszania gleb w Polsce. Symp. Nauk. „Przyrodnicze i antropogeniczne przyczyny oraz skutki zakwaszania gleb”. 28-29 VIII, AR Lublin: 102.

WARZYBOK W. 2000. Rekultywacja terenów górniczych Kopalni Siarki „Jeziórko” . Mat. Konf. Nauk.-Techn. 16-18 VI, Baranów Sandomierski, InŜynieria Ekologiczna 1: 23-26. Słowa kluczowe: utwory bezglebowe, rekultywacja, właściwości sorpcyjne, wełna

mineralna, osady ściekowe Streszczenie

W pracy analizowano wpływ róŜnych sposobów rekultywacji z wykorzystaniem osadu ściekowego i pouŜytkowej wełny mineralnej Grodan na kształtowanie właściwości sorpcyjnych utworu bezglebowego. Stwierdzono korzystny wpływ dodatku badanych odpadów na kształtowanie pojemności sorpcyjnej i wysycenia kationami rekultywowanego utworu bezglebowego. W okresie badań wystąpił spadek zawartości kationów zasadowych, szczególnie magnezu i sodu, natomiast wzrost zawartości wodoru. SORPTION PROPERTIES OF SOIL-LESS GROUND RECLAIMED WITH SEWAGE SLUDGE AND MINERAL WOOL Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska, Marta Bik Institute of Soil Science and Environment, University of Life Sciences, Lublin Key words: soil-less ground, reclamation, sorption properties, mineral wool, sewage

sludge Summary

The influence of different reclamation methods with the use of sewage sludge and used mineral wool Grodan on forming sorption properties soil-less ground were invwstigated. Positive influence of the addition of examined wastes on forming of sorption capacity and base cation saturation of reclaimed soil-less ground was observed. At the time of research the decrease in exchangeable cation contents, especially magnesium and sodium, on the contrary growth the hydrogen content was noted. Prof. zw. dr hab. inŜ. Stanisław Baran Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 49-58 WPŁYW DODATKU KOMPOSTU OSADOWEGO I OSADOWO-POPIOŁOWEGO NA WŁA ŚCIWO ŚCI SORPCYJNE UTWORU BEZGLEBOWEGO Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska, Tomasz Milczarek Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Wieloczynnikowa degradacja i dewastacja gleb wskutek otworowej eksploatacji siarki spowodowała pogorszenia ich właściwości sorpcyjnych wskutek ubytku wymiennego wapnia i magnezu. Dzieje się tak za sprawą nadmiernej koncentracji jonów H+. Powstający w warunkach zasiarczenia kwas siarkowy osłabia ochronne działanie kompleksu sorpcyjnego przed wymywaniem składników mineralnych, co jest podstawą degradacji gleb zanieczyszczonych siarką [MOTOWICKA-TERELAK, DUDKA 1991; MOTOWICKA-TERELAK, TERELAK 1995; BARAN, TURSKI 1999; BARAN 2000, 2001; JOŃCA 2004].

Rekultywacja, szczególnie biologiczna terenów poeksploatacyjnych w górnictwie otworowym siarki jest zagadnieniem złoŜonym i trudnym, bowiem dotyczy zasiarczonych utworów bezglebowych, ubogich w substancję organiczną i o złych właściwościach sorpcyjnych [JOŃCA 2004; MILCZAREK 2006].

Celem niniejszej pracy jest ocena moŜliwości zastosowania wapna poflota-cyjnego i kompostów osadowo-popiołowych do rekultywacji i kształtowania właś-ciwości sorpcyjnych gruntu bezglebowego w obszarze wpływu wydobycia siarki metodą Frasha. Materiał i metody badań

Badania przeprowadzono w formie doświadczenia poletkowego na terenie byłej Kopalni Siarki „Jeziórko”. Zdewastowany mechanicznie i przez intensywne zakwaszenie grunt, o składzie granulometrycznym piasku słabogliniastego, odkwa-szono, stosując wapno poflotacyjne w dawce 300 t⋅ha-1. Na poletka o powierzchni 15 m2 zastosowano komposty uzyskane z kompostowania przez 6 miesięcy komunalnego osadu ściekowego z oczyszczalni ścieków ze Stalowej Woli z dodatkiem popiołów ze spalania węgla kamiennego z Elektrowni „Stalowa Wola”, w dawkach suchej masy 3, 6 i 9% w stosunku do masy warstwy ornej gleby na powierzchni 1 ha (90, 180 i 270 t⋅ha-1) w następujących wariantach: kompost z osadu ściekowego; kompost: osad ściekowy (80%) + popiół (20%); kompost: osad ściekowy (70%) + popiół (30%). Kontrolę stanowił grunt tylko wapnowany.

Komposty wymieszano z warstwą gruntu do głębokości 20 cm, a następnie

S. Baran i inni

50

wysiano mieszankę rekultywacyjną traw o składzie gatunkowym: kostrzewa łąkowa (Festuca pratensis HUDS.) - 41,2%, kostrzewa czerwona (Festuca rubra L. S. STR.) - 19,2%, koniczyna łąkowa (Trifolium pratense L.) - 6%, Ŝycica wielokwiatowa (Lolium multiflorum LAM .) - 12,4%, Ŝycica trwała (Lolium perenne L.) - 14,7%, kupkówka pospolita (Dactylis glomerata L.) - 6,5%.

Do badań laboratoryjnych pobierano próbki gruntu z głębokości 0-20 cm po I pokosie traw oraz na zakończenie wegetacji przez kolejne dwa lata.

W pobranych próbkach gruntu oznaczono: - kwasowość hydrolityczną (Hh) metodą Kappena w 0,5 mol⋅dm-3 CH3COOCa, - kationy zasadowe (S) metodą Pallmanna w wyciągu 0,5 mol⋅dm-3 NH4Cl (pH =

8,2). Uzyskane wyniki opracowano statystycznie obliczając: analizę wariancji, ko-

relację z wykorzystaniem programu Statistica 6.0. Wyniki badań i dyskusja

Zastosowanie do odkwaszonego wapnem poflotacyjnym gruntu o składzie granulometrycznym piasku słabogliniastego kompostów osadowo-popiołowych przyczyniło się do zwiększenia pojemności jego kompleksu sorpcyjnego (tab. 1, rys. 1), ale istotne wartości odnotowano tylko dla kompostu z osadu ściekowego z 30% dodatkiem popiołu. Największy efekt wywoływała dawka 9%, która w przypadku kompostu osadowego i kompostu z osadu z 30% dodatkiem popiołu, spowodowała istotny wzrost, w porównaniu z gruntem bez nawoŜenia (obiekt kontrolny). Tabela 1; Table 1 Właściwości sorpcyjne rekultywowanego gruntu Sorption properties of reclamed ground


Wartości średnie; Mean values

Ca++

Mg++

K+

Na+

H+

S

T

mmol(+)⋅kg-1

Rekultywowany grunt (kontrola) Reclamed ground (control)

83,21

2,74

0,44

2,14

12,00

88,52

100,52

Kompost osadowy Sludge compost

150,00

6,85

0,48

3,77

9,63

161,10

170,73

Kompost osad. + 20% popiołu Sludge compost + 20% ash

165,17

5,83

0,52

4,12

8,30

175,63

183,93

Kompost osad. + 30% popiołu Sludge compost + 30% ash

409,26

9,19

0,59

6,24

8,41

425,27

433,69

NIR; LSD

162,78

3,80**

0,11**

1,94**

1,96**

166,79**

166,68**

* P ≤ 0,1 ** P ≤ 0,05 S suma wymiennych kationów zasadowych; base exchange capacity T pojemność sorpcyjna; cation exchangeable capacity

WPŁYW DODATKU KOMPOSTU OSADOWEGO I OSADOWO-POPIOŁOWEGO...

51

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

K 3% 6% 9% 3% 6% 9% 3% 6% 9%

A B C

termin; term I termin; term II termin; term III

K kontrola; control A kompost osadowy; sludge compost B kompost osadowy + 20% popiołu; sludge compost + 20% ash C kompost osadowy + 30% popiołu; sludge kompost + 30% ash termin I, II, III; term I, II, III dawki kompostu 3%, 6%, 9%; composts doses 3%, 6%, 9% Rys. 1. Pojemność sorpcyjna gruntu (mmol(+)⋅kg-1) Fig. 1. Sorption capacity of reclamed ground (mmol(+)⋅kg-1)

W miarę upływu czasu od zastosowania kompostów stwierdzono wzrost pojemności sorpcyjnej gruntu. Prawidłowość tę odnotowano dla kompostów z osadu ściekowego i osadu z 20% dodatkiem popiołu oraz 9% dawki kompostu: osad z 30% dodatkiem popiołu. Obserwowane róŜnice pomiędzy kolejnymi terminami nie były jednak istotne.

Podobny wpływ jak w przypadku pojemności sorpcyjnej, wywarły zastosowane komposty na zawartość sumy kationów zasadowych (tab. 1, rys. 2), co potwierdza silna korelacja (współczynnik korelacji = 1,00), (tab. 2), o tak istotnej korelacji decydował wapń, ze względu na dominujący udział w wysyceniu kompleksu sorpcyjnego gruntu (Ca > Mg > Na > K). Fakt ten potwierdzają takŜe współczynniki korelacji (0,99-1,00) pomiędzy ilością Ca++ w gruncie, a jego sumą kationów zasadowych i całkowitą pojemnością sorpcyjną.

Istotny wzrost zawartości wymiennych kationów wapnia stwierdzono w wa-runkach zastosowania kompostu z osadu ściekowego z 30% dodatkiem popiołu. Rosnący (z 20 do 30%) udział popiołu w kompoście istotnie zwiększył zawartość wapnia wymiennego w kompleksie sorpcyjnym gruntu (tab. 1).

Zawartość wymiennego wapnia była istotnie skorelowana (współczynnik korelacji = 0,52) z dawką stosowanych kompostów (tab. 2), a niezaleŜnie od rodzaju kompostu, juŜ dawka 3% spowodowała wyraźny wzrost zawartości tego pierwiastka. Istotny wpływ miało takŜe zastosowanie 9% dawki kompostu osadowego oraz 6 i 9% dawki kompostu z osadu z 30% dodatkiem popiołu, przy czym wyŜsza dawka kompostu osadowo-popiołowego powodowała istotne zwiększenie zawartości wapnia w porównaniu do dawki najniŜszej. Zastosowanie kompostu z niŜszym (20%) udziałem popiołu nie spowodowało istotnego zwiększenia kationów wapnia w rekultywowanym gruncie (tab. 1).

S. Baran i inni

52

Tabela 2; Table 2 Współczynniki korelacji dla właściwości sorpcyjnych oraz zawartości C org. i N og. The coefficient values of the correlation between the sorption properties and C org. and N t. content

Parametr; Parameter

Ca++ Mg++

K+

Na+

H+

S

T

Zawartość popiołu w kompoście Compost ash content

0,51

0,43

0,5

0,51

0,51

Dawka kompostu; Compost dose

0,52

0,66

0,52

0,52

Ca++

0,75

0,42

0,82

1

1

Mg++

0,75

0,42

0,7

0,75

0,76

K+

0,42

0,42

0,55

0,42

0,42

Na+

0,82

0,70

0,55

0,82

0,82

H+

S

1,00

0,75

0,42

0,82

1,00

T

1,00

0,76

0,42

0,82

1,00

α ≤ 0,05 S suma wymiennych kationów zasadowych; base exchange capacity T pojemność sorpcyjna; cation exchangeable capacity

0

100

200

300

400

500

600

700

800

K 3% 6% 9% 3% 6% 9% 3% 6% 9%

A B C


Rys. 2. Zawartość wymiennych kationów Ca++ w kompleksie sorpcyjnym gruntu (mmol(+)⋅kg-1). Objaśnienia jak pod rys. 1

Fig. 2. Content of exchangeable cations Ca++ in sorptive complex of ground (mmol(+)⋅kg-1).

Determination as on Fig. 1 W miarę upływu czasu od zastosowania kompostów stwierdzono wzrost

zawartości wapnia wymiennego w gruncie, ale róŜnice pomiędzy kolejnymi terminami, niezaleŜnie od zastosowanego kompostu, były nieistotne (tab. 1).

Zastosowanie badanych kompostów wpłynęło na zwiększenie zawartości magnezu wymiennego w gruncie (tab. 1, rys. 3). Najmniejszy wzrost spowodował dodatek kompostu z osadu ściekowego z 20% udziałem popiołu, którego wpływ, choć wyraźny, nie był istotny. Istotne zwiększenie zawartości magnezu wymiennego


53

spowodował dodatek kompostu osadowego i kompostu z osadu z 30% dodatkiem popiołu. Zawartość Mg++ była dodatnio skorelowana z wielkością dawki (współczynnik korelacji 0,66), (tab. 2).

02468

101214161820

K 3% 6% 9% 3% 6% 9% 3% 6% 9%

A B C


Rys. 3. Zawartość wymiennych jonów Mg++ w kompleksie sorpcyjnym gruntu (mmol(+)⋅kg-1). Objaśnienia jak pod rys. 1

Fig. 3. Content of exchangeable cations Mg++ in sorptive complex of ground (mmol(+)⋅kg-1).

Determination as on Fig. 1

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

K 3% 6% 9% 3% 6% 9% 3% 6% 9%

A B C


Rys. 4. Zawartość wymiennych jonów K+ w kompleksie sorpcyjnym gruntu (mmol(+)⋅kg-1). Objaśnienia jak pod rys. 1

Fig. 4. Content of exchangeable cations K+ in sorptive complex of ground (mmol(+)⋅kg-1).

Determination as on Fig. 1 Termin pobrania próbek nie miał istotnego wpływu na zawartość magnezu, tylko

w przypadku zastosowania kompostu z 30% dodatkiem popiołu odnotowano wyraźną tendencję wzrostową (tab. 1).

Zawartość potasu wymiennego była w niewielkim stopniu kształtowana przez dodatek badanych kompostów (tab. 1, rys. 4). Istotny wzrost spowodowało jedynie zastosowanie kompostu z osadu ściekowego z 30% dodatkiem popiołu. Wpływ

S. Baran i inni

54

pozostałych kompostów był róŜnokierunkowy i nieistotny. Zastosowanie badanych kompostów spowodowało zwiększenie zawartości sodu

wymiennego, ale istotny wpływ odnotowano w gruncie poletek uŜyźnionych kompostami osadowo-popiołowymi, przy czym kompost o większym udziale popiołu (30%) spowodował wzrost istotnie wyŜszy niŜ kompost z 20% jego dodatkiem (tab. 1, rys. 5). Zwiększenie zawartości Na+ obserwowano takŜe po zastosowaniu kompostu osadowego, lecz było ono nieistotne i wyraźnie niŜsze niŜ pod wpływem kompostów osadowo-popiołowych (tab. 1).

0

2

4

6

8

10

12

K 3% 6% 9% 3% 6% 9% 3% 6% 9%

A B C


Rys. 5. Zawartość wymiennych jonów Na+ w kompleksie sorpcyjnym gruntu (mmol(+)⋅kg-1). Objaśnienia jak pod rys. 1

Fig. 5. Content of exchangeable cations Na+ in sorptive complex of ground (mmol(+)⋅kg-1).

Determination as on Fig. 1

Zastosowanie rosnących dawek kompostów spowodowało wzrost zawartości sodu wymiennego w gruncie, ale istotny tylko w przypadku dawki 9% kompostu z osadu z 30% dodatkiem popiołu (tab. 1).

Nie stwierdzono takŜe, pomimo obserwowanej tendencji wzrostowej, istotnego wpływu terminu pobrania próbek na zawartość sodu wymiennego w gruncie (tab. 1).

Zastosowanie badanych kompostów na zdewastowany grunt spowodowało obniŜenie jonów H+ w relacji: kompost: osad ściekowy + 20% popiołu > kompost: osad ściekowy + 30% popiołu > kompost osadowy, ale róŜnice między nimi nie były istotne (tab. 1, rys. 6).

NiezaleŜnie od dawki, zastosowane komposty spowodowały obniŜenie jonów wodoru, ale istotne wartości stwierdzono dla dawek: 3 i 6% kompostu z osadu ściekowego z 20% dodatkiem popiołu oraz 3 i 9% kompostu z osadu z 30% dodatkiem popiołu. Nie obserwowano istotnych róŜnic pomiędzy poszczególnymi dawkami w gruncie uŜyźnionym kompostem osadowym (tab. 1).


55

0

2

4

6

8

10

12

14

16

K 3% 6% 9% 3% 6% 9% 3% 6% 9%

A B C


Rys. 6. Kwasowość hydrolityczna gruntu (mmol(+)⋅kg-1). Objaśnienia jak pod rys. 1 Fig. 6. Hydrolytic acidity of ground (mmol(+)⋅kg-1). Determination as on Fig. 1

Zastosowanie do gleby komunalnych osadów ściekowych oraz wytworzonych na ich bazie kompostów jest uznawane za znaczący sposób poprawy jej Ŝyzności [MAZUR

1996; KRZYWY i in. 2000; WÓJCIKOWSKA-KAPUSTA i in. 2000; BARAN i in. 2004], co znajduje potwierdzenie w wynikach uzyskanych w niniejszej pracy.

W prezentowanych wynikach badań obserwowano pozytywny wpływ zasto-sowanych kompostów na właściwości sorpcyjne gruntu. Odnotowano takŜe silną dodatnią korelację między całkowitą pojemnością sorpcyjną, sumą kationów zasa-dowych a zawartością wymiennych form kationów wapnia.

Szersze porównanie uzyskanych wyników badań do większości danych lite-raturowych uniemoŜliwia charakter gruntu, na jakim doświadczenie zostało załoŜone - zdewastowany grunt poddany intensywnemu wapnowaniu, które, spowodowało przeszło trzykrotny (względem gleb przed dewastacją) wzrost wartości sorpcyjnych. Tłumaczy to wysoki udział kationów wymiennych Ca++ oraz wysoki stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi, porównywalny do gleb dobrej jakości [GLIŃSKI 1999].

Wyniki badań własnych wskazują na wpływ wysokości udziału popiołu w kompostach na zawartość kationów wymiennych w uŜyźnionym gruncie. ZaleŜność ta wynika z obecności w popiele tlenków wapnia i magnezu, a takŜe potasu, który, na co zwracają uwagę BARAN i in. [2004] oraz SIUTA i WASIAK [1992], w osadach ściekowych występuje w niewielkich ilościach. ZbliŜoną zawartość Ca, Mg i K w popiele stwierdzili takŜe GILEWSKA [2004] oraz ROBAK i in. [2004]. Odnotowali oni równieŜ obecność sodu - co tłumaczyłoby wpływ popiołu na jego zawartość w gruncie.

Obserwowane zwiększenie zawartości wapnia i magnezu wraz ze wzrostem dawki kompostów wynika z wysokiej zawartości tych kationów w kompostach, szczególnie z dodatkiem popiołu.

Nieistotne zmiany zawartości potasu pod wpływem badanych kompostów wynikają z niskiej zawartości tego pierwiastka w osadach ściekowych. Sprawia to, Ŝe jego zawartość w gruncie z dodatkiem badanych kompostów była zbliŜona, co potwierdzają równieŜ badania BARANA i in. [2004].

Stwierdzony, istotny wzrost zawartości sodu, jedynie w warunkach nawoŜenia kompostem z najwyŜszym dodatkiem popiołu (30%), wynika z jego zawartości w popiele.

S. Baran i inni

56

Brak istotnych zmian w zawartości jonów wodoru oraz utrzymujący się przez cały czas trwania doświadczenia wysoki stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi, świadczy o trwałej poprawie właściwości sorpcyjnych zdewastowanego gruntu. Wnioski 1. Zastosowanie do zdewastowanego gruntu badanych kompostów spowodowało

poprawę jego właściwości sorpcyjnych, zaleŜną od rodzaju kompostu, jego dawki oraz czasu przeprowadzenia rekultywacji.

2. Największy wzrost pojemności sorpcyjnej spowodował kompost z osadu ściekowego z 30% dodatkiem popiołu, zastosowany w najwyŜszej dawce.

3. W miarę upływu czasu od zastosowania kompostów stwierdzono wzrost pojemności sorpcyjnej gruntu, największy dla kompostów z osadu ściekowego i osadu z 20% dodatkiem popiołu oraz 9% dawki kompostu: osad z 30% dodatkiem popiołu.

4. Rosnący (z 20 do 30%) udział popiołu w kompoście istotnie zwiększył zawartość kationów zasadowych, a szczególnie wapnia wymiennego w kompleksie sorpcyjnym gruntu.

5. Wysycenie kompleksu sorpcyjnego gruntu kationami zasadowymi było zróŜ-nicowane: Ca > Mg > Na > K, z poziomem odpowiadającym glebom dobrej jakości.

6. Uzyskane wyniki badań pokazują, Ŝe kompostowanie osadów ściekowych z popiołami ze spalania węgla kamiennego prowadzi do optymalizacji właś-ciwości uzyskiwanego kompostu, mającego pozytywny wpływ na poprawę i kształtowanie właściwości sorpcyjnych zdewastowanego gruntu.

Literatura BARAN S. 2000. Ocena stanu degradacji i rekultywacji gleb. AR Lublin: 1-244.

BARAN S. 2001. Ocena oddziaływania nawozów niekonwencjonalnych na właściwości fizykochemiczne rekultywowanego gruntu w obrębie wpływu Kopalni Siarki „Jeziórko” oraz wypracowanie wpływu ich optymalizacji. AR Lublin: 48 ss.

BARAN S., TURSKI R. 1999. Wybrane zagadnienia z utylizacji i unieszkodliwiania odpa-dów. AR Lublin: 1-336.

BARAN S., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A., śUKOWSKA G., OLESZCZUK P. 2004. Wykorzystanie kompostów do odtwarzania gleb na gruntach zdewastowanych przez intensywne za-kwaszenie. Rocz. Glebozn. LV(2): 9-15.

GILEWSKA M. 2004. Rekultywacja biologiczna składowisk popiołowych z węgla brunat-nego. Rocz. Glebozn. 55(2): 103-110.

GLI ŃSKI J. 1999. Chemiczne i fizykochemiczne właściwości gleb, w: Gleboznawstwo. Wydanie IV, PWRiL: 183-236.

JOŃCA M. 2004. MoŜliwości odbudowy gleb na gruntach zdewastowanych w obszarze wpływu kopalni siarki „Jeziórko”. Praca magisterska, AR Lublin.

KRZYWY E., WOŁOSZYK CZ., IśEWSKA A. 2000. Ocena przydatności do nawoŜenia kom-postów z osadów ściekowych z oczyszczalni komunalnych. Cz. I. Plonowanie rekulty-


57

wacyjnej mieszanki traw w uprawie polowej. Folia Univ. Agric. Stetinensis, Agricultura 84: 199-204.

M AZUR T. 1996. RozwaŜania o wartości nawozowej osadów ściekowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 437: 13-21.

M ILCZAREK T. 2006. Przydatność kompostów osadowo-popiołowych do rekultywacji gruntów zdewastowanych przez intensywne zakwaszenie. Praca doktorska. AR Lublin.

M OTOWICKA -TERELAK T., DUDKA S. 1991. Degradacja chemiczna gleb zanieczyszczonych siarką i jej wpływ na rośliny uprawne. Wyd. IUNG Puławy, R(284): 1-95.

M OTOWICKA -TERELAK T., TERELAK H. 1995. Potrzeby i skuteczność wapnowania gleb zasiarczonych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 418: 665-669.

ROBAK J., RAIŃCZAK J., ŚCIĄśKO M., GARAI A. 2004. Biosoal - paliwo uzupełniające dla cementowni stabilizowane popiołami lotnymi. Mat. XI Międz. Konf. „Popioły z energetyki”, 16-19 X Zakopane: 115-127.

SIUTA J., WASIAK G. 1992. Warunki i sposoby przyrodniczego zagospodarowania osadów z oczyszczania ścieków miejskich. Człowiek i Środowisko 6(1/2): 185-195.

WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A., BARAN S., JAWORSKA B., KWIECIE Ń J. 2000. Zmiany wybranych właściwości gleb lekkich nawoŜonych osadami ściekowymi. Folia Univ. Argic. Stetinensis, Agricultura 84: 533-538. Słowa kluczowe: utwory bezglebowe, rekultywacja, właściwości sorpcyjne, osady

ściekowe, popioły Streszczenie

W pracy analizowano wpływ róŜnych dawek kompostów z osadu ściekowego z dodatkiem (20 i 30%) popiołu ze spalania węgla kamiennego na kształtowanie właściwości sorpcyjnych utworu bezglebowego. Uzyskane wyniki pokazują, Ŝe kompostowanie osadów ściekowych z popiołami ze spalania węgla kamiennego prowadzi do optymalizacji właściwości uzyskiwanego kompostu, mającego pozytywny wpływ na poprawę i kształtowanie właściwości sorpcyjnych gruntu, zdewastowanego mechanicznie i przez intensywne zakwaszenie. INFLUENCE OF THE ADDITION OF COMPOST FROM SEWAGE SLUDGE AND SLUDGE-ASHES ON SORPTION PROPERTIES OF THE SOIL-LESS GROUND FORMATION Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska, Tomasz Milczarek Institute of Soil Science and Environment, University of Life Science, Lublin Key words: soil-less ground, reclamation, sorption properties, sewage sludge, ash Summary

The work analyzes the effect of various doses of sewage sludge composts with the addition of (20 and 30%) of ash obtained from hard coal burning on the shaping of sorption properties of the soil-less ground. The obtained results show that composting of sewage sludge with ash from hard coal burning leads to the optimization of the compost properties which positively affect the sorption properties of the soil devastated both

S. Baran i inni

58

mechanically and by the means of intensive acidification. Prof. zw. dr hab. inŜ. Stanisław Baran Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 59-64 ZAWARTO ŚĆ RÓśNYCH FORM KADMU W GLEBIE LEKKIEJ UśYŹNIONEJ OSADEM ŚCIEKOWYM Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska, Iwona Szczepanowska Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Niewłaściwa gospodarka odpadami, polegająca głównie na ich składowaniu, stanowi znaczący problem gospodarczy i ekologiczny [BARAN i in. 2002; GUS 2007].

Deficyt substancji organicznej w glebach zmusza do wykorzystywania odpadów organicznych jako źródła składników pokarmowych i substancji organicznej. Odpadami takimi są osady ściekowe, charakteryzujące się bardzo często wysoką wartością nawozową [BARAN, TURSKI 1999].

O moŜliwości przyrodniczego wykorzystania osadów ściekowych decydują: odpowiednio duŜa zawartość materii organicznej, azotu, fosforu i innych składników pokarmowych oraz niewielka ilość składników toksycznych, w tym metali cięŜkich [BARAN, TURSKI 1999].

Wprowadzone z osadami metale cięŜkie mogą, wskutek zachodzących w glebie procesów mineralizacji i humifikacji, przechodzić w formy mniej lub bardziej dostępne dla roślin. Stanowić to moŜe potencjalne zagroŜenie dla łańcucha troficznego.

Celem badań była ocena wpływu nawoŜenia gleby lekkiej komunalnym osadem ściekowym na zmiany zawartości róŜnych form kadmu. Materiał i metody

Badania nad zawartością róŜnych form kadmu w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym przeprowadzono w czteroletnim doświadczeniu poletkowym. ZałoŜono je na glebie brunatnej kwaśnej, wytworzonej z piasku słabogliniastego, zaliczonej do kompleksu (6) Ŝytniego słabego. Zawartość całkowita Cd w glebie na której realizowano doświadczenie wynosiła 0,5 mg⋅kg-1. Na poletkach o powierzchni 15 m2 zastosowano osad ściekowy z komunalnej oczyszczalni ścieków w dawkach s.m. w stosunku do masy warstwy ornej gleby na powierzchni 1 ha: 30 Mg⋅ha-1 (1%); 75 Mg⋅ha-1 (2,5%); 150 Mg⋅ha-1 (5%); 300 Mg⋅ha-1 (10%); 600 Mg⋅ha-1 (20%). Osad wymieszano z powierzchniową warstwą gleby na głębokość 25 cm. Obiektem kontrolnym była gleba bez nawoŜenia organicznego oraz gleba nawoŜona obornikiem w dawce 30 Mg⋅ha-1.

Na poletkach uprawiano rośliny, pod które zastosowano nawoŜenie mineralne N (saletra amonowa), P (superfofat pojedynczy), K (saletra potasowa) w dawkach:

S. Baran i inni

60

Rok Doświadczenia

Year experiment

Roślina; Plant Składniki (kg⋅ha-1) Elemets (kg⋅ha-1)

N

P

K

I

kukurydza na ziarno odmiany Pionier

maize cv. Pionier

100

80

120

II

jęczmień jary odmiany Lot; brley spring cv. Lot

60

60

70

III

rzepak ozimy odmiany Polo; winter rape cv. Polo

150

70

70

IV

ziemniaki odmiany Irga; potatoes cv Irga

80

70

140

W pobranych próbkach glebowych, poza podstawowymi właściwościami

chemicznymi i fizykochemicznymi oznaczono: całkowitą zawartość kadmu, poddając glebę mineralizacji w mieszaninie stęŜonych kwasów: HClO4 i HNO3 (1 : 1), oraz stosując metodę McLarena i Crowforda w modyfikacji BOGACZA [1996]; wyodrębniono i oznaczono na aparacie ASA następujące formy: rozpuszczalne w wodzie; 0,05 mol⋅dm-3 CaCl2; 2,5% CH3COOH; 0,1 mol⋅dm-3 K4P2O7.

Dla otrzymanych wyników obliczono współczynniki korelacji prostej. Wyniki badań i dyskusja

Badana w doświadczeniu gleba charakteryzowała się duŜym zakwaszeniem (pH w KCl 4,33) oraz wadliwymi właściwościami sorpcyjnymi (5,99 cmol(+)⋅kg-1). Stwierdzono w niej równieŜ niewielkie ilości substancji organicznej (11,16 g⋅kg-1) [SZCZEPANOWSKA 2001]. Tabela 1; Table 1 Zawartość kadmu rozpuszczalnego w róŜnych rozpuszczalnikach w osadzie ściekowym Cadmium content soluble in various solvents in the sewage sludge

Formy kadmu; Cadmium forms

Osad ściekowy; Sewage sludge

mg⋅kg-1 s.m.; DM

% całkowitej zawartości

% total content Cd w H2O; Cd in H2O

0,45

9,0

Cd w 0,05 mol CaCl2⋅dm-3; Cd in 0.05 mol CaCl2⋅dm-3

0,70

14,0

Cd w 2,5% CH3COOH; Cd in 2.5% CH3COOH

1,10

22,0

Cd w 0,1 mol K4P2O7⋅dm-3; Cd in 0.1 mol K4P2O7⋅dm-3

1,90

38,0

Osad ściekowy posiadał lekko kwaśny odczyn (pH w KCl 6,01), wysoką po-jemność sorpcyjną (54,77 cmol(+)⋅kg-1), wysoki stopień wysycenia kationami za-sadowymi oraz znaczną zawartość substancji organicznej (210 g C org.⋅kg-1). Zawartość kadmu (5,0 mg Cd⋅kg-1) oraz metali cięŜkich [SZCZEPANOWSKA 2001] wskazuje na moŜliwości jego rolniczego wykorzystania [ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002].

Zawartość kadmu całkowitego w glebie z dodatkiem osadu ściekowego, w porównaniu do kombinacji kontrolnych rosła proporcjonalnie do wielkości dawki. Istotny przyrost zawartości spowodowała największa (20% - 600 Mg⋅ha-1) dawka osadu (tab. 2). Poziom zawartości tego metalu w glebie uŜyźnionej osadem ściekowym ocenić

ZAWARTOŚĆ RÓśNYCH FORM KADMU W GLEBIE LEKKIEJ ...

61

naleŜy jako podwyŜszony [KABATA -PENDIAS i in. 1993]. Jednak o ruchliwości pierwiastka, a tym samym wymyciu do wód czy dostępności dla roślin, oprócz właściwości gleby, decyduje forma chemiczna w jakiej ten pierwiastek występuje [PATORCZYK-PYTLIK i in. 2004]. Analiza frakcji kadmu w przeprowadzonych badaniach wskazuje, Ŝe dodatek róŜnych dawek osadu ściekowego do gleby lekkiej spowodował niejednoznaczne i nieistotne zmiany zawartości kadmu rozpuszczalnego w wodzie. PoniewaŜ bezwzględna zawartość poszczególnych frakcji, jak równieŜ zawartość całkowita są zróŜnicowane, dlatego teŜ lepszym wskaźnikiem będzie ich procentowy udział w całkowitej zawartości. Udział kadmu rozpuszczalnego w wodzie w stosunku do zawartości całkowitej w glebie z osadem ściekowym wynosił średnio 6,2%, natomiast w samym osadzie ściekowym - 9% (tab. 2, 3). Tabela 2; Table 2 Zawartość kadmu rozpuszczalnego w róŜnych rozpuszczalnikach w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym Cadmium content soluble in various solvents in light soil amended with sewage sludge

Obiekt; Object

H2O

0,05mol CaCl2⋅dm-3

2,5%

CH3COOH

0,1 mol

K4P2O7⋅dm-3

Zawartość całkowita

Total content

mg⋅kg-1

Gleba; soil

0,05

0,15-0,23 ---------

0,18

0,05-040 ---------

0,22

0,20-0,55 ---------

0,41

0,57-1,25 ---------

0,89 Gleba + obornik Soil + FYM

0,05-0,25 ---------

0,09

0,15-0,35 ---------

0,29

0,05-0,40 ---------

0,21

0,40-0,55 ---------

0,47

0,50-1,30 ---------

1,07

Gleba + osad ściekowy; Soil + sewage sludge 30 Mg⋅ha-1

śl-0,15 ---------

0,09

0,20-0,45 ---------

0,30

0,05-0,30 ---------

0,15

0,10-0,50 ---------

0,30

0,62-0,91 ---------

0,78 75 Mg⋅ha-1

śl-0,15 ---------

0,05

0,20-0,45 ---------

0,33

0,15-0,35 ---------

0,26

0,15-0,70 ---------

0,45

0,75-1,43 ---------

1,11 150 Mg⋅ha-1

śl-0,10 ---------

0,05

0,15-0,35 ---------

0,25

0,05-0,40 ---------

0,29

0,50-0,59 ---------

0,55

1,0-1,36 ---------

1,11 300 Mg⋅ha-1

śl-0,25 ---------

0,11

0,35-0,42 ---------

0,36

0,15-0,40 ---------

0,30

0,20-1,00 ---------

0,56

0,87-1,51 ---------

1,14 600 Mg⋅ha-1

śl-0,40 ---------

0,20

0,35-045 ---------

0,44

śl.-0,95 ---------

0,63

0,70-1,55 ---------

1,07

1,74-2,85 ---------

2,37 Licznik - zakres; mianownik - średnia Numerator - range; denominator - mean

Wprowadzenie róŜnych dawek osadu ściekowego do gleby lekkiej nie spo-wodowało istotnych zmian takŜe w zawartości kadmu rozpuszczalnego w 0,05 mol CaCl2⋅dm-3. W okresie trwania doświadczenia odnotowano nieregularne i nieistotne wahania zawartości tej formy kadmu. Średni udział kadmu rozpuszczalnego w chlorku wapnia w stosunku do formy całkowitej wynosił 27,4%. W samym osadzie ściekowym udział tej frakcji kadmu był znacznie mniejszy i wynosił 14%. Tabela 3; Table 3 Procentowy udział frakcji kadmu w całkowitej zawartości Percentage share of cadmium fractions in total content

Obiekt; Object

H2O

0,05 mol CaCl2⋅dm-3

2,5%

CH3COOH

0,1 mol

K4P2O7⋅dm-3

S. Baran i inni

62

% Gleba; Soil

5,6

20,2

24,7

46,1

Gleba + obornik; Soil + FYM

8,4

27,1

19,6

43,9

Gleba + osad ściekowy; Soil + sewage sludge

30 Mg⋅ha-1

8,9

38,5

19,2

38,5

75 Mg⋅ha-1

4,5

29,7

23,4

40,5

150 Mg⋅ha-1

4,5

26,1

26,1

49,5

300 Mg⋅ha-1

6,1

31,6

26,3

49,1

600 Mg⋅ha-1

5,1

18,6

26,6

45,1

Średnia; Mean

6,2

27,4

23,7

44,7

Wprowadzenie róŜnych dawek osadu ściekowego do gleby lekkiej nie spo-

wodowało zmian w zawartości kadmu rozpuszczalnego w 2,5% kwasie octowym. Udział tej formy kadmu w zawartości całkowitej wynosił średnio 23,7%. ZbliŜoną rozpuszczalność kadmu stwierdzono takŜe w samym osadzie ściekowym (22%).

Osad ściekowy zastosowany do gleby lekkiej nie spowodował takŜe istotnych zmian w zawartości kadmu rozpuszczalnego w 0,1 molowym K4P2O7. Udział tej formy w kadmie całkowitym wynosił średnio 44,7%, natomiast w osadzie ściekowym 38%.

Procentowy udział kadmu z poszczególnych frakcji w stosunku do całkowitej zawartości, w glebie uŜyźnionej osadem ściekowym, układał się w następującym szeregu malejącym: całkowity (100%) > rozpuszczalny w 0,1 mol K4P2O7 (44,7%) > rozpuszczalny w 0,05 mol CaCl2 (27,4%) > rozpuszczalny w 2,5% CH3COOH (23,7%) > rozpuszczalny w H2O (6,2%). Odmienne wyniki uzyskali PATORCZYK-PYTLIK i in. [2004] - w glebach, na które stosowano osad ściekowy stwierdzili niŜszy procentowy udział kadmu wodno-rozpuszczalnego i związanego z próchnicą, a zbliŜony udział frakcji kadmu wymiennego i specyficznie sorbowanej. Te róŜnice mogą wynikać z odmiennego odczynu i zawartości C org. W przeprowadzonych przez nas badaniach gleby uŜyźnione osadem ściekowym charakteryzowały się wyŜszymi wartościami pH i większą zawartością próchnicy [SZCZEPANOWSKA 2001].

Z analizowanych właściwości gleby uŜyźnionej osadem ściekowym tylko po-jemność sorpcyjna i zawartość węgla była dodatnio i istotnie skorelowana z zawartością kadmu rozpuszczalnego w 2,5% kwasie octowym, natomiast z kadmem całkowitym zaleŜności wykazały formy rozpuszczalne w kwasie octowym i pirofosforanie (tab. 4).

Tabela 4; Table 4 Współczynniki korelacji prostej pomiędzy frakcjami Cd i wybranymi właściwościami gleb The coefficient values of the correlation between the Cd fractions and some properties of the soil

Frakcje kadmu

pH

T; CEC

Corg.

CdC

Cd ogółem; Cd total

Cd w H2O; Cd in H2O

ZAWARTOŚĆ RÓśNYCH FORM KADMU W GLEBIE LEKKIEJ ...

63

Cd w CaCl2; Cd in CaCl2

Cd w CH3COOH; Cd in CH3COOH

0,5996**

0,3938*

0,5312**

Cd w K4P2O7⋅dcm-3; Cd w K4P2O7⋅dcm-3

0,7019**

Wnioski 1. Zawartość analizowanych form kadmu w glebie uŜyźnionej osadem ściekowym

była uzaleŜniona od jego dawki.

2. Wzrost dodatku osadu ściekowego spowodował proporcjonalny przyrost zawartości kadmu w glebie, istotny dla dawek wysokich (300 i 600 Mg⋅ha-1).

3. Procentowy udział kadmu z poszczególnych frakcji w stosunku do całkowitej zawartości, w glebie uŜyźnionej osadem ściekowym, układał się w następującym szeregu malejącym: całkowity (100%) > rozpuszczalny w 0,1 mol K4P2O7 (44,7%) > rozpuszczalny w 0,05 mol CaCl2 (27,4%) > rozpuszczalny w 2,5% CH3COOH (23,7%) > rozpuszczalny w H2O (6,2%).

Literatura BARAN S., OLESZCZUK P., śUKOWSKA G. 2002. Zasoby i gospodarka odpadami organi-cznymi w Polsce. Acta Agrophysica 73: 17-34.

BARAN S. TURSKI R. 1999. Wybrane zagadnienia z utylizacji i unieszkodliwiania odpa-dów. AR Lublin: 1-336.

BOGACZ W. 1996. Badania nad formami mikroelementów w glebach Belgii. Cz. I. Procedura frakcjonowania metali w glebach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 434: 1011-1015.

KABATA -PENDIAS A., M OTOWICKA -TERELAK T., PIOTROWSKA M., TERELAK H., WITEK T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami cięŜkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa. Puławy P(53): 1-20.

GUS 2007. Ochrona środowiska. Warszawa.

PATORCZYK -PYTLIK B., GEDIGA K., SKOCZYLI ŃSKI M. 2004. Frakcje chemiczne kadmu w glebie po dwóch, czterech i sześciu latach od zastosowania nawoŜenia osadem ście-kowym i wermikompostem. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 498: 159-166.

ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002. W sprawie komunalnych osadów ściekowych.. Dz. U. 02.134.1140

SZCZEPANOWSKA I. 2001. Formy azotu w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowy. Praca doktorska AR Lublin: 165 ss. Słowa kluczowe: osady ściekowe, nawoŜenie, formy kadmu Streszczenie

W warunkach doświadczenia poletkowego analizowano wpływ róŜnych dawek osadu ściekowego na zmiany zawartości form kadmu w glebie lekkiej. Stwierdzono proporcjonalny do dawki osadu, wzrost zawartości kadmu całkowitego, a zawartości jego form: (całkowity : rozpuszczalny w wodzie: w 0,05 mol chlorku wapnia: w 2,5% CH3COOH, w 0,1 mol K4P2O7 była następująca: 100,00% - 3,82% - 6,20% - 12,52% - 34,21% - 43,82%.

S. Baran i inni

64

CONTENT OF DIFFERENT CADMIUM FORMS IN LIGHT SOIL FERTILIZED WITH SEWAGE SLUDGE Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska, Iwona Szczepanowska Institute of Soil Science and Environment, University of Life Science, Lublin Key words: sewage sludge, fertilization, cadmium forms Summary

Under the conditions of field experiment the effect of various doses of sewage sludge on the changes of the content of cadmium forms in the light soil was analyzed. There was observed a proportional to the sewage sludge increase of the total cadmium content and the content of its forms: (total: soluble in water: in 0.05 mol calcium chloride: in 2.5% CH3COOH, in 0.1 mol K4P2O7 ) was as follows: 100.00% - 3.82% - 6.20% - 12.52% - 34.21% - 43.82%. Prof. zw. dr hab. inŜ. Stanisław Baran Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 65-72 ZMIANY ZAWARTO ŚCI AZOTU W GLEBIE LEKKIEJ UśYŹNIONEJ OSADEM ŚCIEKOWYM Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska, Iwona Szczepanowska Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Działalność bytowa oraz przemysłowa człowieka powodują powstawanie duŜych ilości odpadów, stanowiących znaczący problem cywilizacyjny, z uwagi na nieustannie rosnącą ich masę [GUS 2007].

Deficyt substancji organicznej w glebach zmusza do wykorzystywania odpadów organicznych jako źródła składników pokarmowych i substancji organicznej. Jednymi z takich odpadów są osady ściekowe, charakteryzujące się bardzo często wysoką wartością nawozową [BARAN, TURSKI 1999].

O moŜliwości przyrodniczego wykorzystania osadów ściekowych decydują: odpowiednio duŜa zawartość materii organicznej, azotu, fosforu i innych składników pokarmowych oraz niewielka ilość składników toksycznych [BARAN, TURSKI 1995].

Zawartość azotu w środowisku odŜywiania roślin ma kluczowe znaczenie w kształtowaniu wielkości i jakości plonów. Składnik ten jest łatwo pobierany z gleby, aŜ do jego ponadnormatywnej zawartości w tkankach, a tym równieŜ w formie prostych związków azotu - azotanów i azotynów, w nadmiernej koncentracji toksycznych dla ludzi i zwierząt [CZUBA 1996]. Szkodliwość ta, wynika z moŜliwości redukcji azotanów do azotynów i wywołaniu methemoglobinemii, a takŜe tworzenia muta- i kancerogennych nitrozoamin [BARCZAK, MAJCHERCZAK 1995].

Celem badań była ocena wpływu nawoŜenia gleby lekkiej komunalnym osadem ściekowym na zmiany zawartości w niej róŜnych form azotu. Materiał i metody

Badania nad zawartością róŜnych form azotu w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym przeprowadzono w czteroletnim doświadczeniu poletkowym.

Doświadczenia załoŜono na glebie brunatnej kwaśnej, wytworzonej z piasku słabo gliniastego, zaliczonej do kompleksu (6) Ŝytniego słabego. Na poletkach o powierzchni 15 m2 zastosowano osad ściekowy z mechaniczno-biologicznej oczy-szczalni ścieków komunalnych w dawkach s.m. w stosunku do masy warstwy ornej gleby na powierzchni 1 ha: 30 Mg⋅ha-1 (1%); 75 Mg⋅ha-1 (2,5%); 150 Mg⋅ha-1 (5%); 300 Mg⋅ha-1 (10%); 600 Mg⋅ha-1 (20%).

S. Baran i inni

66

Osad wymieszano z powierzchniową warstwą gleby na głębokość warstwy ornej (25 cm). Obiektem kontrolnym była gleba bez nawoŜenia organicznego oraz gleba nawoŜona obornikiem w dawce 30 Mg⋅ha-1.

Na poletkach uprawiano rośliny, pod które zastosowano nawoŜenie mineralne NPK ustalone na podstawie zaleceń agrotechnicznych, którego dawki przedstawiały się następująco:

Rok Doświadczenia

Year of experiment

Roślina; plant

Składniki Elemets (kg⋅ha-1)

N

P

K

I

Kukurydza na ziarno odmiany Pionier; Maize cv. Pionier

100

80

120

II

Jęczmień jary odmiany Lot; Barley spring cv. Lot

60

60

70

III

Rzepak ozimy odmiany Polo; Winter rape cv. Polo

150

70

70

IV

Ziemniaki odmiany Irga; Potatoes cv. Irga

80

70

140

W pobranych próbkach gleby oznaczono: zawartość węgla ogółem (C org.)

metodą Tiurina w modyfikacji Simakowa, zawartość azotu ogólnego (N og.) metodą Kjeldahla, azot azotanowy (N-NO3_) kolorymetrycznie zmodyfikowaną metodą brucynową, która została uznana za bardziej czułą i mającą wyŜszą powtarzalność w porównaniu z metodą spektrofotometryczną z kwasem difenylosulfonowym, azot amonowy (N-NH4

+) kolorymetrycznie metodą Nesslera. Uzyskane wyniki opracowano statystycznie, posługując się metodą analizy

wariancji. W tabelach podano NIR-y dla istotnie róŜniących się średnich. Wyniki badań i dyskusja

Badana w doświadczeniu gleba charakteryzowała się duŜym zakwaszeniem (pH w KCl - 4,33) oraz wadliwymi właściwościami sorpcyjnymi. Stwierdzono w niej równieŜ niewielkie ilości substancji organicznej (11,16 g C org.⋅kg-1) i azotu ogółem (1,40 g N og.⋅kg-1) [SZCZEPANOWSKA 2001]. Ze względu na zawartość metali cięŜkich badaną glebę moŜna zaliczyć do kategorii gleb o naturalnej zawartości metali cięŜkich.

Osad ściekowy posiadał lekko kwaśny odczyn, wysoką pojemność sorpcyjną (54,77 cmol(+)⋅kg-1) i wysoki (99,4%), odpowiadający glebom dobrej jakości, stopień wysycenia kationami zasadowymi oraz znaczną zawartość substancji organicznej (210 g C org.⋅kg-1), azotu ogółem (17,78 g N og.⋅kg-1) i jego form: 2803 mg N-NH4⋅kg-1, 2715 mg N-NO3⋅kg-1. Zawartość metali cięŜkich wskazuje na moŜliwości jego rolniczego wykorzystania [SZCZEPANOWSKA 2001].

Wraz z dawką 30 Mg⋅ha-1 (1%) s.m. osadu do gleby wprowadzono 6,3 Mg C org.⋅ha-1 oraz 0,53 Mg N og.⋅ha-1. Zawartość węgla ogółem (C og.) w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym

Dodatek osadu ściekowego do gleby lekkiej wpłynął znacząco, proporcjonalnie do wielkości jego dawki na wzrost zawartości węgla ogółem (tab. 1). Wzrost ten był istotny juŜ po zastosowaniu najniŜszej (1%) dawki. W drugim i trzecim roku doświadczenia zawartość C og. ulegała niewielkim wahaniom. Na zakończenie czteroletniego okresu badań odnotowano, poza obiektem z 1% dawką osadu, wyŜszą

ZMIANY ZAWARTO ŚCI AZOTU W GLEBIE LEKKIEJ ...

67

zawartość węgla ogółem niŜ w obiektach kontrolnych, przy czym wzrost zawartości C og. był istotny od dawki 150 Mg⋅ha-1. Tabela 1; Table 1 Zawartość C org., i N og. w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym The content of C org., and N t. in the light soils, fertilized with sewage sludge

Obiekt Objects

Wartości średnie; Mean values

C og.; C t.

N og.; N t.

C og. : N og.

C t. : N t.

g⋅kg-1

Gleba; Soil

12,35

1,34

9,2 Gleba + obornik; Soil + FYM

13,25

1,60

8,4


30 Mg⋅ha-1

16,23

1,54

10,7

75 Mg⋅ha-1

15,35

1,51

10,2

150 Mg⋅ha-1

21,37

2,13

10,1

300 Mg⋅ha-1

26,36

2,65

10,0

600 Mg⋅ha-1

38,49

5,06

7,8

Rok I; Year I

21,56

2,18

9,9

Rok II; Year II

19,83

2,09

9,7

Rok III; Year III

18,18

2,03

9,6

Rok IV; Year IV

14,75

1,84

8,1

NIR; LSD - dla nawoŜenia; for fertilization - dla terminu; for term

4,52** 2,93**

0,24** 0,71**

** istotne przy p = 0,05; significant at p = 0.05

W glebie uŜyźnionej osadem ściekowym, w ostatnim roku doświadczenia stwierdzono wyraźnie wyŜszą zawartość węgla ogółem (do 140% przy dodatku 600 Mg⋅ha-1 osadu) w porównaniu do obiektów kontrolnych, wyjątek stanowiła gleba z dodatkiem 30 Mg⋅ha-1 osadu, w której stwierdzono zbliŜoną zawartość C og. do gleby kontrolnej. Wynika to z intensywnej mineralizacji, ściśle związanej z ilością osadu wprowadzonego do gleby, co potwierdzają wyniki badań wielu autorów [FILIPEK 1992; BARAN i in. 1993; FLIS- BUJAK i in. 1995, 1996].

Zmiany zawartości węgla ogółem były proporcjonalne do zmian ilości azotu ogólnego, a stosunek C og. : N og. nie odbiegał od typowych poziomów wierzchnich gleb uprawnych [MAZUR 1991].

Zawartość azotu ogólnego i róŜnych jego form w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym

Zawartość azotu ogólnego w glebie z dodatkiem osadu ściekowego wzrastała proporcjonalnie do jego dawki, a 300 Mg⋅ha-1 i 600 Mg⋅ha-1 osadu ściekowego spowodowały najwieksze róŜnice w stosunku do gleby kontrolnej (tab. 1).

S. Baran i inni

68

W ostatnim roku badań, w obiektach z wysokimi dawkami osadu (10 i 20%) odnotowano tendencje spadku zawartości azotu ogólnego. Uzyskane wyniki wskazują, Ŝe wahania w zawartości azotu ogółem były niewielkie. Na stabilizację azotu w glebie zwróciła uwagę JANOWIAK [1996], która stwierdziła, Ŝe stan taki utrzymuje się na znacznie wyŜszym poziomie w warunkach wyŜszego nawoŜenia mineralno-organicznego niŜ przy zastosowaniu wyłącznie nawozów mineralnych, co potwierdzają niniejsze badania. Wiązać to naleŜy ze spadkiem tempa procesu mineralizacji substancji organicznej, spowodowanego tym, Ŝe w osadzie ściekowym występują nie tylko znaczne ilości węgla, ale takŜe bogate w azot związki takie jak: białko, peptydy, czy wolne aminokwasy [WOLSKI, GLIŃSKI 1989; DECHNIK i in. 1991].

NawoŜenie gleby osadem ściekowym spowodowało proporcjonalny do wielkości dawki, wzrost zawartości azotu amonowego (tab. 2). Istotne róŜnice wartości w porównaniu do gleby kontrolnej bez nawoŜenia organicznego stwierdzono dla dawek 150 Mg⋅ha-1 osadu ściekowego i wyŜszych. Średni udział tej formy w azocie ogólnym wynosił 4,67%. Tabela 2; Table 2 Zawartość form azotu w glebie lekkiej nawoŜonej osadem ściekowym The content of different nitrogen forms in the light soils, fertilized with sewage sludge

Obiekt; Objects

Wartości średnie Mean values

N-NH4

N-NO3

mg⋅kg-1

% N og. % N t.

mg⋅kg-1

% N.og % N t.

Gleba; Soil

66,0

4,6

30,0

2,2

Gleba + obornik; Soil + FYM

73,0

4,8

38,0

2,2


30 Mg⋅ha-1

84,0

5,6

55,0

3,7

75 Mg⋅ha-1

91,0

6,1

68,0

4.5

150 Mg⋅ha-1

100,0

4,8

110,0

5,4

300 Mg⋅ha-1

111,0

4,3

143,0

5,3

600 Mg⋅ha-1

119,0

2.5

177,0

4,0

Rok I; Year I

118,0

5,4

106,0

4,9

Rok II; Year II

65,0

3,1

48,0

2,3

Rok III; Year III

74,0

3,6

79,0

3,9

Rok IV; Year IV

112,0

6,1

122,0

6,6

NIR; LSD - dla nawoŜenia; for fertilization - dla terminu; for term

35,0** 23,0*

80,0** 52,0*

* istotne przy p = 0,01; significant at p = 0.01 ** istotne przy p = 0,05; significant at p = 0.05

W okresie trwania doświadczenia stwierdzono istotne róŜnice między pierwszym rokiem badań, w którym nastąpiło wyraźne zwiększenie ilości N-NH4

+, a rokiem drugim i trzecim, w których zaznaczył się spadek tej formy azotu.

Badana gleba charakteryzowała się słabym kompleksem sorpcyjnym, a większość potencjalnie przeznaczonych do niewymiennego wiązania jonów amonowych, mogła pozostać w glebie zwiększając w ten sposób ich zawartość, potwierdzoną badaniami własnymi. Ilość formy N-NH4

+ kształtowała się na najwyŜszym poziomie przy dawkach 300 i 600 Mg⋅ha-1. Procentowy udział tej formy w obiektach nawoŜonych osadem mieścił się w przedziale od 2,5% do 6,1% wartości azotu ogółem. Na uruchomienie


69

jonów amonowych z połączeń organicznych miał niewątpliwie wpływ przebieg warunków atmosferycznych [ŁOGINOW i in. 1987; BERGSTRÖM 1988; BUNIAK 1989; MAZUR 1991; SZÜCS 1991]; SPYCHAJ-FABISIAK , ANDRZEJEWSKI 1992]. Pierwszy rok badań uznany za suchy ograniczył wzrost roślin i zmniejszył pobieranie azotu, przez co spowodował wyraźny wzrost formy amonowej, w stosunku do roku następnego, gdzie nastąpił zdecydowany spadek ze względu na znaczną ilość opadów, przyczyniających się do zahamowania procesu mineralizacji.

W glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym stwierdzono wprost propor-cjonalny wpływ dawki osadu na wzrost zawartości azotu azotanowego (tab. 2). Udział azotu azotanowego w azocie ogólnym wynosił 3,9%.

W okresie prowadzenia doświadczenia zaobserwowano istotne róŜnice za-wartości N-NO3_ między drugim a pierwszym i czwartym rokiem badań.

Forma azotanowa azotu stanowiła średnio od 2,2% do 5,4% N og., co w niewielkim stopniu przewaŜało nad procentowym udziałem jonów amonowych w ogólnej ilości azotu, które są bardziej stabilną formą i w mniejszym stopniu ulegają przemianom [KADING 1986; KOPEĆ i in. 1991; CIEĆKO i in. 1996]. Wyraźny wpływ na zawartość formy azotanowej miał poziom nawoŜenia (300 i 600 Mg⋅ha-1), co znajduje potwierdzenie w innych badaniach [BROśEK 1984; PETRIČKOVA 1987; BARABASZ 1991].

Znaczący udział wywierają warunki klimatyczne, które w duŜym stopniu zadecydowały o zmianach ilości jonu azotanowego w glebie, w kolejnych latach badań, powodując spadek w ilości azotanów między rokiem suchym a mokrym o około 45%. W drugim roku doświadczenia o znacznej ilości opadów stwierdzono istotny spadek zawartości formy azotanowej w porównaniu do pozostałych lat, co potwierdzają wyniki innych badań [MAZZARINO i in. 1991], a wynika z ich przemieszczenie wraz z wodą opadową do głębszych warstw profilu [MAZUR 1991]. Nadmiar wody mógł spowodować równieŜ ograniczenie procesu nitryfikacji [MAZUR 1991]. Wnioski 1. Dodatek osadu ściekowego do gleby lekkiej spowodował wzrost zawartości

węgla, najwyŜszy z 10 i 20% jego dodatkiem.

2. Wprowadzenie do gleby osadu ściekowego spowodowało wzrost zawartości azotu ogólnego i jego form mineralnych.

• zawartość N og. i N-NH4 rosła proporcjonalnie do udziału osadu w glebie, a istotny wpływ miały dawki najwyŜsze: 10 i 20%,

• udział azotu amonowego w azocie ogólnym w badanych latach wynosił: 5,4-3,1-3,6-6,1%,

• istotny wzrost N-NO3 stwierdzono po zastosowaniu > 5% dawek osadu ściekowego. Udział tej formy azotu w N og. w badanych latach wynosi: 4,9-2,3-3,9-6,6%.

Literatura

BARABASZ W. 1991. Mikrobiologiczne przemiany azotu glebowego. I. Biogeochemia azotu glebowego. Post. Mikrob. 30(4): 395-410.

BARAN S., FLIS-BUJAK M., TURSKI R., śUKOWSKA G. 1993. Przemiany substancji organicz-nej w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 409: 56-64.

BARAN S., TURSKI R. 1995. Wybrane zagadnienia z utylizacji i unieszkodliwiania odpa-

S. Baran i inni

70

dów. AR Lublin: 1-336.

BARCZAK B., M AJCHERCZAK E. 1995. Ocena jakości warzyw ze szczególnym uwzględnie-niem zawartości azotanów. Zesz. Nauk ATR Bydgoszcz 190, Rolnictwo 36: 71-85.

BERGSTRÖM L. 1988. Leaching of 15-labeled nitrate fertilizer applied to barley and a grass ley. Acta Agric. Scand. 37(2): 199-206.

BROśEK S. 1984. Organiczne formy azotu w glebach leśnych Beskidu Zachodniego. Rocz. Glebozn. 35(2): 25-42.

BUNIAK W. 1989. Wpływ deszczowania i nawoŜenia azotowego na zawartość azotu mineralnego w glebie lekkiej. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 377: 267-272.

CIEĆKO Z., WYSZKOWSKI M., SZAGAŁA J. 1996. Wpływ 4-letniego stosowania mineralnych nawozów azotowych na zawartość N-NH3 i N-NH4 w glebach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 440: 27-33.

CZUBA R. (Red.) 1996. NawoŜenie mineralne roślin uprawnych. Police: 413 ss.

DECHNIK I., TURSKI R., CHMIELEWSKA B. 1991. Investigation of a keratin-bark-urea gra-nulate and its organic fractions-infrared spectra. Polish J. Soil Sci. 24(1): 9-15.

FILIPEK T. 1992. Osady ściekowe z oczyszczalni komunalno-przemysłowych, cenne nawozy czy uciąŜliwe odpady?, w: Gospodarka odpadami komunalnymi. Koszalin: 211-220.

FLIS-BUJAK M., BARAN S. TURSKI R., M ARTYN W., KWIECIE Ń J. 1995. Rekultywacja zde-wastowanej gleby lekkiej przy wykorzystaniu nawozów niekonwencjonalnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 418: 617-622.

FLIS-BUJAK M., BARAN S., śUKOWSKA G. 1996. The characteristic of humus substances from differently composed organic materials, w: The role of humic substances in the ecosystem and in environmental protection. Pro. of 8th Meeting of the IHSS Wrocław: 863-868.

GUS 2007. Ochrona środowiska. Warszawa: 548 ss.

JANOWIAK J. 1996. Wpływ typu gleby na właściwości fizykochemiczne materii organi-cznej. Zesz. Nauk AR Szczecin 172, Roln. 62: 173-179.

KADING H. 1986. Modellversuche mit verschiedenen Böden in Kleinlysimetern zum Austrag von Nitrat, Chlorid und Ammonium. Arch. Acker Pflanzenbau u. Bodenkt. 30(3): 103-108.

KOPEĆ S., NOWAK K., SMOROŃ S. 1991. Straty składników nawozowych przez wymywanie w zaleŜności od nawoŜenia i uprawy rośliny. Rocz. Glebozn. XLII 3/4: 109-114.

ŁOGINOW W., JANOWIAK J., SPYCHAJ-FABISIAK E. 1987. Zmienność ogólnej zawartości i poszczególnych form azotu w glebie. Zesz. Nauk. ATR Bydgoszcz, Rol. 141(23): 13-24.

M AZUR T. 1991. Azot w glebach uprawnych. PWN Warszawa: 240 ss.

M AZZARINO M.J., OLIVA L., NUNEZ A., NUNEZ G., BUFFA E. 1991. Nitrogen mineralization and soil fertility in the dry Chao ekosystem (Argentina). Soil Sci. Am. J. 55(2): 515-552.

PETRIČKOVA N. 1987. Wpływ nawoŜenia azotowego, uprawy roli i zmianowania na zawartość azotanów w glebie. Zesz. Nauk AR-T w Olsztynie A 44: 157-161.

SPYCHAJ-FABISIAK E., ANDRZEJEWSKI J. 1992. Badania modelowe nad wymywaniem jonów amonowych azotanowych z róŜnych gleb mineralnych. Zesz. Nauk. ATR Bydgoszcz 178, Roln. 31: 13-20.

SZCZEPANOWSKA I. 2001. Formy azotu w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym. Praca doktorska AR Lublin: 165 ss.


71

SZÜCS M. 1991. Nitrate movement in the soil. Rocz. Glebozn. XLII 3/4: 115-120.

WOLSKI T., GLI ŃSKI J. 1989. Organiczne odpady przemysłowe i ich przetwarzanie na uŜyteczne rolniczo preparaty. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 370: 11-20. Słowa kluczowe: gleba lekka, osady ściekowe, formy azotu Streszczenie

Badania nad zawartością róŜnych form azotu w glebie lekkiej, uŜyźnionej osadem ściekowym, przeprowadzono w czteroletnim doświadczeniu poletkowym. Na poletkach o powierzchni 15 m2 zastosowano osad ściekowy z mechaniczno-biologicznej oczyszczalni ścieków komunalnych w dawkach s.m.: 30, 75, 150, 300, 600 Mg⋅ha-1. W pobranych próbkach glebowych oznaczono N ogólny, N-NH4 i N-NO3. Dodatek osadu ściekowego do gleby lekkiej spowodował wzrost zawartości węgla, najwyŜszy z 10 i 20% dodatkiem tych nawozów. Wprowadzenie do gleby osadu ściekowego spowodowało wzrost zawartości azotu ogólnego i jego form mineralnych. CHANGES IN NITROGEN CONTENT IN LIGHT SOIL FERTILIZED WITH SEWAGE SLUDGE Stanisław Baran, Anna Wójcikowska-Kapusta, GraŜyna śukowska, Iwona Szczepanowska Institute of Soil Science and Environment, University of Life Science, Lublin Key words: light soil, sewage sludge, different nitrogen forms Summary

The investigations were conducted on different nitrogen forms in the light soil fertilized with sewage sludge in a four year plot experiment. On plots with the area of 15 m2 sewage sludge from a mechanical-biological municipal sewage treatment plant was used in the doses of : 30, 75, 150, 300 and 600 Mg⋅ha-1 DM Total N, N-NH4 and N-NH3 were determined in the soil samples. An addition of sewage sludge to the light soil caused an increase of its carbon content, the highest in the case of he 10 and 20% addition of those fertilizers. Introducing sewage sludge into the soil caused the increase of the total nitrogen and its mineral forms. Prof. zw. dr hab. inŜ. Stanisław Baran Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 73-79 WŁA ŚCIWO ŚCI BIOCHEMICZNE OSADÓW Z HYDROFITOWEJ OCZYSZCZALNI ŚCIEKÓW ElŜbieta Jolanta Bielińska 1, Stanisław Baran 1, Barbara Futa 1, Sławomir Stankowski 2 1 Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie 2 Katedra Uprawy Roli, Roślin i Doświadczalnictwa, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Istotnym problemem ochrony środowiska przyrodniczego w Polsce jest oczyszczanie ścieków z terenów wiejskich, o rozproszonej zabudowie, gdzie nie-opłacalna jest budowa systemów kanalizacyjnych i przesyłanie ścieków do zbiorczych oczyszczalni [KOWALIK 2001]. Rozwiązanie tych problemów stanowić mogą oczyszczalnie hydrofitowe, w których usuwanie zanieczyszczeń organicznych, bio-genów, a takŜe metali cięŜkich, odbywa się na drodze naturalnych procesów za-chodzących w ekosystemie bagiennym, z udziałem mikroorganizmów heterotroficznych oraz roślin wodnych i wodnolubnych bytujących w odpowiednio zaprojektowanych filtrach gruntowych lub stawach [OBARSKA-PEMPKOWIAK i in. 2005]. Oczyszczalnie hydrofitowe, w przeciwieństwie do konwencjonalnych systemów biologicznych, nie wytwarzają wtórnych osadów ściekowych, a ich naturalny wygląd umoŜliwia ich łatwe wkomponowanie w istniejący krajobraz [OBARSKA-PEMPKOWIAK i in. 2005]. Systemy hydrofitowe stosowane są jako II lub III stopień oczyszczania ścieków z terenów wiejskich, zarówno z indywidualnych gospodarstw (oczyszczalnie przyzagrodowe), jak i z osiedli do 2000 mieszkańców, oraz do odwadniania i stabilizacji osadów ściekowych [KOWALIK 2001].

Wszystkie przemiany biogenów oraz związków o charakterze toksycznym stymulowane są przez enzymy warunkujące ich przejście w formy dostępne dla roślin i mikroorganizmów jako źródło energii i substancji odŜywczych [BIELIŃSKA i in. 2006]. Zastosowanie testów enzymatycznych do monitorowania tempa przebiegu szeregu procesów biologicznych zachodzących w osadach z oczyszczalni gruntowo-roślinnych moŜe być miarą efektywności działania tych oczyszczalni [KOTOWSKA, WŁODARCZYK 2005; ZUBALA i in. 2007].

Celem pracy było zbadanie aktywności enzymatycznej osadów z hydrofitowej oczyszczalni ścieków zlokalizowanej w indywidualnym gospodarstwie ekologicznym koło Sarnak. Materiał i metody

E.J. Bielińska i inni

74

Prace badawcze prowadzono w obrębie hydrofitowej oczyszczalni ścieków z wykorzystaniem gleby organicznej i wierzby wiciowej (Salix americana), zlokalizo-wanej w indywidualnym gospodarstwie ekologicznym koło Sarnak na wschodnim krańcu województwa mazowieckiego.

Gleby badanego obszaru reprezentują dział: torfowo-murszowych, typ: mur-szowych i murszowatych, podtyp: torfowo-murszowych o zawartości substancji organicznej 33-35% oraz mineralno-murszowych o zawartości substancji organicznej 15,4-18,3%.

Wytypowane gospodarstwo ekologiczne połoŜone jest w krajobrazie cechującym się wysokimi walorami przyrodniczymi. Bogactwo przyrodnicze okolic Sarnak związane jest z rzeką Bug, tworzącą malowniczy przełom wśród wysokich morenowych wzgórz, objęty prawną ochroną w ramach Parków Krajobrazowych. Liczne zastoiska i starorzecza, wilgotne i suche łąki, olsy i łęgi - to typowy krajobraz nadbuŜańskiej doliny. Przełomowa dolina Bugu, przepływająca z niskiego Polesia na Mazowsze poprzez wyniesiony garb Podlasia, jest wyjątkowo atrakcyjnym miejscem dla rekreacji i turystyki.

W wytypowanej oczyszczalni ścieki są oczyszczane na sicie, w osadniku i w zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym.

Próbki osadów do analiz laboratoryjnych pobrano w maju 2008 roku z dna osadnika (zbiornik 1) i zbiornika retencyjno-infiltracyjnego (zbiornik 2), z warstwy 0-10 cm na _ (a) i na _ (b) ich długości. W badanym materiale oznaczono aktywność następujących enzymów: dehydrogenaz [THALMANN 1968], fosfataz [TABATABAI , BREMNER 1969], ureazy [ZANTUA, BREMNER 1975] i proteazy [LADD, BUTLER 1972] oraz odczyn - pH w H2O i pH w 1 mol KCl⋅dm3, zawartość węgla organicznego [ISO 14235], azotu amonowego i azotu azotanowego [ISO 14255].

Istotność róŜnic pomiędzy poszczególnymi wartościami oznaczeń enzymaty-cznych oceniano za pomocą testu Tukeya na poziomie istotności p < 0,05. Wyniki i dyskusja

Badane osady charakteryzowały się odczynem w zakresie od obojętnego do zasadowego (tab. 1). Alkalizacja osadów wiązała się z zasoleniem ścieków pocho-dzących z terenów zabudowanych [ZUBALA i in. 2007].

Osady zgromadzone w osadniku cechowały się około 2-krotnie większą za-wartością węgla organicznego niŜ osady w zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym. Największą ilość tego składnika (55,82 g⋅kg-1) stwierdzono w materiale pobranym w pobliŜu wlotu ścieków do osadnika (zbiornik 1a), (tab. 1). W osadniku zawartość węgla organicznego w osadach z punktu badawczego 1 a (połoŜonego na _ jego długości) była istotnie większa niŜ w punkcie badawczym 1b. W zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym zawartość tego składnika w osadach nie wykazywała wyraźnego zróŜnicowania (tab. 1).

Zawartość azotu amonowego w osadach pochodzących ze zbiornika retencyjno-infiltracyjnego była około 2-4-krotnie mniejsza niŜ w próbkach materiału z osadnika (tab. 1). Tendencji takich nie stwierdzono w przypadku azotanów(V). Zawartość N-NO3_ w badanych osadach była na relatywnie niskim poziomie, co mogło być efektem redukcji dysymilacyjnej tego składnika z wykorzystaniem enzymów szlaku denitryfikacyjnego, kiedy w warunkach niskiego stęŜenia tlenu mikroorganizmy wykorzystują NO3_ jako akceptory elektronów dla uzyskania energii ze związków organicznych. Kilkakrotnie mniejsza zawartość azotanów(V) niŜ formy amonowej w osadach pochodzących z osadnika wydaje się potwierdzać tę sugestię. Zdaniem wielu autorów [ZUMFT, KRONECK 1990; GRANLI, BOCKMAN 1994; WŁODARCZYK 2000] w warunkach

WŁAŚCIWOŚCI BIOCHEMICZNE OSADÓW ...

75

niskiej zawartości O2 uaktywniają się reduktazy wykorzystujące azotany(V) jako zasadniczy akceptor elektronów. Próbki osadu pobranego z osadnika w punkcie badawczym 1a cechowały się największą zawartością azotu amonowego (83,27 mg⋅kg-1) i najmniejszą zawartością azotu azotanowego (12,89 mg⋅kg-1), (tab. 1). Wysoka zawartość N-NH4

+ w osadzie pobranym w pobliŜu wlotu ścieków do osadnika mogła się wiązać między innymi z mineralizacją materii organicznej w ilościach przekraczających sorpcję biologiczną, jak i występowaniem sprzyjających warunków dla zaistnienia redukcji dysymilacyjnej azotanów(V) i wydzieleniem jonu NH4

+ jako produktu końcowego. Tabela 1; Table 1 Zawartość węgla organicznego, azotu amonowego i azotanowego i pH Content of organic carbon, ammonia and nitrate nitrogen and pH

Zbiornik Reservoir

pH

C

N-NH4

+

N-NO3_

H2O

KCl

g⋅kg-1

mg⋅kg-1

1a

7,34

7,48

55,82

83,27

12,89

1b

7,06

6,91

34,79

45,62

22,67

2a

7,21

7,40

22,84

20,82

15,08

2b

6,97

6,94

20,90

22,55

30,79

NIR0,05; LSD0.05

8,56

12,34

10,15

1 osadnik; settling tank 2 zbiornik retencyjno-infiltracyjny; retention-and-infiltration reservoir a _ długości zbiornika; _ of the tank length b _ długości zbiornika; _ of the tank length

Na oczyszczalniach gruntowo-roślinnych parametrem najczęściej oznaczanym jest efektywność usuwania biogenów z oczyszczonych ścieków wyraŜona w % ubytku jonu amonowego w osadzie [REED, BROWN 1992; KOTOWSKA, WŁODARCZYK 2005]. W badanej oczyszczalni efektywność procesu oczyszczania ścieków kształtowała się w granicach 51-75%.

Aktywność enzymatyczna badanych osadów uzaleŜniona była od miejsca pobierania próbek do badań i rodzaju enzymu (tab. 2).

Aktywność dehydrogenaz w osadach zgromadzonych w osadniku była około 3-4-krotnie większa, a aktywność badanych hydrolaz (fosfataz, ureazy i proteazy) około 2-krotnie większa niŜ w zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym (tab. 2). Obserwowana stymulacja aktywności badanych enzymów w materiale pochodzącym z osadnika była efektem wysokiej zawartości substancji organicznej w osadzie (tab. 1). Obecność substratów węglowych indukuje i stymuluje biosyntezę enzymów przez drobnoustroje [RENELLA i in. 2002]. ALBIACH i in. [2001] wykazali istotny wzrost aktywności enzymów odgrywających decydującą rolę w procesach transformacji materii organicznej pod wpływem wysokich dawek aerobowych ścieków oraz średnich i wysokich dawek ścieków beztlenowych. JUNTER i in. [2002] podkreślają, Ŝe świeŜa materia organiczna nie tylko aktywizuje działalność metaboliczną mikroorganizmów, ale takŜe wpływa dodatnio na tempo rozkładu zanieczyszczeń, co w oczyszczalniach hydrofitowych, ze względu na stały dopływ ścieków, odgrywa waŜną rolę. Tabela 2; Table 2 Aktywność enzymatyczna osadów Enzymatic activity of sewage sludge


76

Zbiornik; Reservoir

ADh; DhA

AF; PhA

AU; UA

AP; PA

1a

9,82

79,49

17,98

25,20

1b

6,64

60,22

12,21

19,34

2a

2,35

34,62

8,67

10,27

2b

2,28

25,07

5,49

8,05

NIR0,05; LSD0.05

3,06

16,21

5,72

4,83

1 osadnik; settling tank 2 zbiornik retencyjno-infiltracyjny; retention-and-infiltration reservoir a _ długości zbiornika; _ of the tank length b _ długości zbiornika; _ of the tank length ADh dehydrogenazy w cm3 H2⋅kg-1⋅d-1; DhA - dehydrogenases in cm3 H2⋅kg-1⋅d-1 AF fosfatazy w mmol PNP⋅kg-1⋅h-1; PhA - phosphatase in mmol PNP⋅kg-1⋅h-1 AU ureaza w mg N-NH4

+⋅kg-1⋅h-1; UA - urease in mg N-NH4+⋅kg-1⋅h-1

AP proteaza w mg tyrozyny⋅kg-1⋅h1; PA - protease in mg tyrozyny⋅kg-1⋅h-1

Zaobserwowany wysoki poziom aktywności dehydrogenaz w materiale z osadnika związany był równieŜ z tym, Ŝe enzymy te syntetyzują bakterie beztlenowe i dlatego szczególnie szybko wzrasta ich aktywność w warunkach anaerobowych [KOBUS 1995]. Natomiast relatywnie niska aktywność ureazy w analizowanych osadach mogła być związana z dopływem do środowiska zanieczyszczeń organicznych zawierających chlor, na które enzym ten jest szczególnie wraŜliwy [K ISS i in. 1991]. LULEK [2001] zwraca uwagę, Ŝe jedną z dróg transportu coraz większych ilości niebezpiecznych ksenobiotyków, takich jak PCB (polichlorowane bifenyle) do ekosystemów są tworzywa sztuczne, których duŜe ilości w postaci np. opakowań są stosowane w gospodarstwach domowych.

W przypadku proteazy czynnikiem modyfikującym jej aktywność w badanych osadach mogła być wysoka zawartość N-NH4

+ (tab. 1). KIELISZEWSKA-ROKICKA [2001] zwraca uwagę, Ŝe podwyŜszony poziom związków amonowych w środowisku ogranicza aktywność proteazy.

W osadniku próbki materiału pobranego w punkcie badawczym 1a cechowały się istotnie większą aktywnością enzymatyczną niŜ w punkcie badawczym 1b. W zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym aktywność badanych enzymów w osadach była na zbliŜonym poziomie (tab. 2).

Podsumowując moŜna stwierdzić, Ŝe obserwowane znaczące zmiany stanu ekochemicznego osadów w zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym wskazują na sku-teczność badanej oczyszczalni w utylizacji ścieków komunalnych produkowanych przez gospodarstwa wiejskie. Nasilenie procesów biochemicznych w materiale znajdującym się w osadniku wiązało się z bogactwem związków organicznych zawartych w dopływających ściekach, co reaktywuje biogeochemiczny obieg składników pokarmowych. Wysoka zawartość węgla organicznego w osadzie zgromadzonym w osadniku spowodowała szczególnie wyraźny wzrost aktywności mikrobiologicznej (dehydrogenaz) i aktywności fosfataz, w mniejszym stopniu stymulując aktywność ureazy i proteazy. W świetle uzyskanych wyników naleŜy się zgodzić z opinią, Ŝe wiarygodną ocenę jakości środowiska mogą dać jednoczesne badania szeregu enzymów [K IELISZEWSKA-ROKICKA 2001]. Wnioski 1. Wyniki badań wykazały wyraźne zróŜnicowanie pomiędzy stanem ekoche-


77

micznym osadów zgromadzonych w osadniku i osadów pochodzących ze zbiornika retencyjno-infiltracyjnego.

2. Osady pochodzące z osadnika charakteryzowały się kilkakrotnie większą zawartością węgla organicznego i amonowej formy azotu niŜ osady zgromadzone w zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym.

3. Niska zawartość azotanów(V) w badanych osadach wiązała się z redukcją dysymilacyjną tej formy azotu.

4. Osady zgromadzone w osadniku, w efekcie wysokiej zawartości materii or-ganicznej cechowały się kilkakrotnie większą aktywnością wszystkich badanych enzymów niŜ osady w zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym.

5. Uzyskane wyniki wskazują na przydatność dehydrogenaz do monitorowania dynamiki procesów biochemicznych zachodzących w oczyszczalni ścieków, ze względu ich specyfikę - enzymy te syntetyzują bakterie beztlenowe.

6. Istotne zmniejszenie aktywności biochemicznej, a takŜe znaczący ubytek węgla organicznego i jonów amonowych w osadzie pochodzącym ze zbiornika retencyjno-infiltracyjnego wskazuje na efektywność oczyszczania ścieków i świadczy o dobrej skuteczności testowanej oczyszczalni.

Literatura ALBIACH R., CANET R., POMARES F., INGELMO F. 2001. Organic matter components, ag-gregate stability and biological activity in a horticultural soil fertilized with different rate of two sewage sludge during ten years. Bioresource Technology 77(2): 109-116.

BIELI ŃSKA E.J., WĘGOREK T., ZUBALA T. 2006. Właściwości biochemiczne osadów z oczyszczalni ścieków opadowych. Monografia, Tom II. Gospodarka odpadami ko-munalnymi. Komitet Chemii Analitycznej PAN. Red. K. Szymański, FENIKS, Koszalin, ISBN 83-920914-1-8: 125-134.

GRANLI T., BOCKMAN O. 1994. Nitrous oxide from agriculture. Norw. J. Agricul. Sci. Suppl. 12: 7-128.

HEDLEY M.J., NYE P.H., WHITE R.E. 1983. Plant-induced changes in the rhizosphere status on the pH, phosphatase activity and on the cation-anion balance in the plants. New Phytologist 95(1): 69-82.

JUNTER G.A., COUQUET L., VILAIN S., JOUENNE T. 2002. Immobilized-cell physiology, current data and pontentialities of proteomics. Enzyme Microb. Technol. 31: 201-212.

K IELISZEWSKA -ROKICKA B. 2001. Enzymy glebowe i ich znaczenie w badaniach aktyw-ności mikrobiologicznej gleby. Drobnoustroje środowiska glebowego. H. Dahm, A. Pokojska-Burdzia (Red.), UMK Toruń: 37-47.

K ISS S., STEFANIC G., PAŞCA D., DRĂGAN-BULARDA M., ZBOROVSCHI E., CRIŞAN R. 1991. Enzimologia Mediului Inconjurător. Edit. Ceres, Bucureşti: 1-288.

KOBUS J. 1995. Biologiczne procesy a kształtowanie Ŝyzności gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 421: 209-219.

KOTOWSKA U., WŁODARCZYK T. 2005. Przemiany mineralnych form azotu w glebie na-wadnianej oczyszczonymi ściekami. Acta Agrophysica 119: 34-42.

KOWALIK P.J. 2001. Ochrona środowiska glebowego. Wydawn. Nauk. PWN: 1-260.


78

LADD N., BUTLER J.H.A. 1972. Short-term assays of soil proteolytic enzyme activities using proteins and dipeptide derivatives as substrates. Soil Biol. Biochem. 4: 19-30.

LULEK J. 2001. PCB czy dioksyny węzłem gordyjskim końca XX wieku? Interakcje. Biuletyn Poznańskiego Oddziału Polskiego Towarzystwa Toksykologicznego 1: 1-6.

OBARSKA-PEMPKOWIAK H., HAUSTEIN E., WOJCIECHOWSKA E. 2005. Distribution of heavy metals in vegetation of constructed wetlands in agricultural catchment, w: Natural and Constructed Wetlands: Nutrients, Metals and Management.Vymazal J. (Ed.) Backhuys Publishers, Leiden: 125-134.

REED S.C., BROWN D. 1992. Constructed wetland design - The first generation. Research Journal of the WEF 64(6): 776-781.

RENELLA G., CHAUDRI M.A., BROOKES P.C. 2002. Fresh additions of heavy metals do not model long-term effects on microbial biomass and activity. Soil Biol. Biochem. 34: 121-124.

TABATABAI M.A., BREMNER J.M. 1969. Use of p-nitrophenyl phosphate for assay of soil phosphatase activity. Soil Biol. Biochem. 1: 301-307.

THALMANN A. 1968. Zur Methodik derestimmung der Dehydrogenase aktivit in Boden mittels Triphenyltetrazoliumchlorid (TTC). Landwirtsch. Forsch. 21: 249-258.

WŁODARCZYK T. 2000. Emisja i absorpcja N2O na tle emisji CO2 w glebach brunatnych w zróŜnicowanych warunkach oksydoredukcyjnych. Acta Agrophysica 28: 1-138.

ZANTUA M.I. , BREMNER J.M. 1975. Comparison of methods of assaying urease activity in soils. Soil Biol. Biochem. 7: 291-295.

ZUBALA T., BIELI ŃSKA E.J., WĘGOREK T., GŁOWACKA A. 2007. Stan ekochemiczny osadów z oczyszczalni ścieków opadowych z „Lubelskiego Rynku Hurtowego”, Monografia, Tom III. Gospodarka odpadami komunalnymi. Komitet Chemii Analitycznej PAN. Red. K. Szymański, FENIKS, Koszalin ISBN 978-83-920914-6-2: 171-178,.

ZUMFT W.G., KRONECK P.M.H. 1990. Metabolism of nirtous oxide, w: Denitrification in soil and sediment. Eds. N.P. Revsbech and J. Sorensen, Plenum Press, New York: 37-55. Słowa kluczowe: hydrofitowe oczyszczalnie ścieków, osady, aktywność enzyma-

tyczna Streszczenie

Celem pracy było zbadanie aktywności enzymatycznej osadów z hydrofitowej oczyszczalni ścieków zlokalizowanej w indywidualnym gospodarstwie ekologicznym. Obiektami badań były osady pobrane z dna osadnika i zbiornika retencyjno-infiltracyjnego. Osady zgromadzone w osadniku, w efekcie wysokiej zawartości materii organicznej cechowały się kilkakrotnie większą aktywnością wszystkich badanych enzymów (dehydrogenaz, fosfataz, ureazy i proteazy) niŜ osady w zbiorniku retencyjno-infiltracyjnym. Istotne zmniejszenie aktywności biochemicznej, a takŜe znaczący ubytek węgla organicznego i jonów amonowych w osadzie pochodzącym ze zbiornika retencyjno-infiltracyjnego wskazuje na efektywność oczyszczania ścieków i świadczy o dobrej skuteczności testowanej oczyszczalni. BIOCHEMICAL PROPERTIES OF SLUDGE FROM HYDROPHYTE SEWAGE-TREATMENT PLANT ElŜbieta Jolanta Bielińska 1, Stanisław Baran 1, Barbara Futa 1,


79

Sławomir Stankowski 2 1 Institute of Soil Science and Environment Management, University of Life Sciences, Lublin 2 Department Soil, Plant, Cultivation and Biometry, Agricultural University, Szczecin Key words: hydrophyte sewage-treatment, sludge, enzymatic activity Summary

The aim of this investigation was a study the enzymatic activity of the sewage sludge from a hydrophyte sewage-treatment plant located on an individual ecological farm. The object of the examination was the sludge taken from the bottom of the settling tank and the storage and infiltration reservoir. The sludge gathered in the settling tank - as a result of a high content of organic matter - was characterized by an efficiency of all the examined enzymes (dehydrogenases, phosphatases, urease and protease) several times higher than the sludge in the storage and infiltration reservoir. The significant reduction in biochemical activity and considerable loss of organic coal and ammonium ions in the sludge from the storage and infiltration reservoir demonstrate the efficiency of sewage treatment and testify to a high level of the investigated-treatment plant. Prof. dr hab. ElŜbieta Jolanta Bielińska Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 81-87 WPŁYW ZMIANOWA Ń O ZRÓśNICOWANYM UDZIALE SOI NA ZAWARTO ŚĆ I SKŁAD FRAKCYJNY SUBSTANCJI ORGANICZNEJ GLEBY PŁOWEJ Karol Bujak 1, Maria Flis-Bujak 2, Maria Jędruszczak 1, GraŜyna śukowska 2 1 Katedra Ogólnej Uprawy Roli i Roślin, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie 2 Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Dominujące znaczenie w akumulacji próchnicy w glebie ma ilość resztek pozostawianych na polu po zbiorze roślin. Jakość i ilość substancji organicznej dostającej się do gleby jest ściśle związana z gatunkiem rośliny. Uprawa okopowych i zbóŜ powoduje zmniejszenie zasobności gleby w substancję organiczną, natomiast rośliny strączkowe wpływają na jej wzrost (wskaźnik przyrostu wynosi +0,35 Mg⋅ha-1) [FLIS-BUJAK 1978; KUSIŃSKA 1993]. W warunkach zmianowań specjalistycznych istnieje konieczność ciągłego śledzenia zmian zachodzących w glebie, a zwłaszcza próchnicy glebowej. Jednym ze sposobów oceny zmian jakości substancji humusowych jest analiza ich składu frakcyjnego.

Celem niniejszej pracy było poznanie wpływu soi uprawianej w zmianowaniach o róŜnym jej udziale w strukturze zasiewów (25%, 50%, 75% i 100%) na zawartość i skład frakcyjny próchnicy. Materiał i metody

Badania przeprowadzono w latach 1998-2001, w oparciu o próbki glebowe pobierane po zbiorze poszczególnych roślin uprawianych w zmianowaniach o zróŜnicowanym udziale soi, w ciągu 4-lat, w okresie trwania drugiej rotacji staty-cznego, czteropolowego doświadczenia.

Doświadczenie zlokalizowano na glebie płowej wytworzonej z lessu w Gos-podarstwie Doświadczalnym Czesławice naleŜącym do Uniwersytetu Przyrodniczego w Lublinie. Pola gospodarstwa leŜą w części wododziałowej PłaskowyŜu Nałęczowskiego [JĘDRUSZCZAK i in. 2006]. Gleba, na której realizowano doświadczenie, charakteryzowała się bardzo wysoką zawartością przyswajalnego fosforu i potasu oraz średnią magnezu i lekko kwaśnym odczynem; zalicza się ją do kompleksu pszennego dobrego i II klasy bonitacyjnej.

Doświadczenie obejmowało zmianowania z 25, 50, 75 i 100 procentowym udziałem soi. Następstwo roślin w ocenianych zmianowaniach przedstawiono poniŜej:

K. Bujak i inni

82

Zmianowanie: Rok zmianowania:

I II III IV

1

ziemniaki++

soja++

soja++

soja++

2

pszenica jara

pszenica jara

soja

soja

3

soja

soja

soja

soja

4

pszenica ozima

pszenica ozima

pszenica ozima

soja

Uprawę roli i nawoŜenie dostosowano do wymagań roślin w poszczególnych

zmianowaniach; pod rośliny uprawiane w 1 roku zmianowania (++) stosowano obornik w dawce 30 Mg⋅ha-1 [JĘDRUSZCZAK i in. 2006].

Eksperyment załoŜony był w układzie bloków losowanych w trzech pow-tórzeniach. Jednostkowe próbki glebowe pobierano z warstwy ornej (do głębokości 25 cm) za pomocą laski Egnera. Sporządzono z nich próbki zbiorcze, które posłuŜyły do dalszych analiz. Analizę substancji organicznej przeprowadzono w próbkach powietrznie suchych oznaczając - zawartość węgla organicznego metodą Tiurina i wydzielono substancje humusowe według metody Kononowej i Bielczikowej [KONONOWA 1968].

W prezentowanej pracy interpretację uzyskanych wyników oparto głównie na średnich z czterech lat badań. Wyniki i dyskusja

Głównym substratem, z którego odnawiają się zapasy próchnicy glebowej są resztki pozbiorowe roślin bobowatych [JASIŃSKA, KOTECKI 2001]. Resztki poŜniwne soi, podobnie jak innych roślin strączkowych, zwiększają zawartość substancji organicznej w glebie, poprawiając właściwości fizyczne, chemiczne i biologiczne gleby [FURCZAK 2006]. JĘDRUSZCZAK i in [2006] podają, Ŝe w okresie I rotacji badanych zmianowań, uprawa soi wpływała na zwiększenie zawartości humusu w glebie.

Uzyskane wyniki badań wykazały, Ŝe w okresie II - rotacji zawartość C org. w glebie wahała się od 6,47 do 8,02 g⋅kg-1 (tab. 1). Większą zawartość tego składnika stwierdzono pod monokulturą soi i w zmianowaniu z 75 procentowym jej udziałem, a mniejszą w pozostałych zmianowaniach, tj. norfolskim (I) i z 50 procentowym udziałem soi (II).

W pracach nad próchnicą, interesującym jest nie tylko ilość, ale jeszcze w większym stopniu jej jakość, którą określa się między innymi na podstawie składu frakcyjnego. Analiza udziału grup i frakcji próchnicznych, wydzielonych z gleby płowej spod zmianowań o zróŜnicownym udziale soi, wskazuje na ujawniające się tendencje zmian składu próchnicy w obrębie ocenianych zmianowań.

W składzie próchnicy gleb analizowanych zmianowań substancje próchnicowe wolne lub związane z bezkrzemianowymi formami R2O3 (wydzielone 0,1 mol NaOH⋅dm-3) stanowiły 37,50-40,61% C org. Wpływ udziału soi w strukturze zasiewów na udział opisywanych połączeń przejawił się zmniejszeniem ich udziału w składzie związków próchnicznych gleby pod monokulturą soi. W pozostałych zmianowaniach o zróŜnicowanym nasyceniu soją odnotowano wzrost opisywanych połączeń próchnicznych. Na podstawie zaznaczonych zmian udziału omawianych połączeń próchnicznych, sądzić moŜna, Ŝe stosowanie monokultury soi na glebie płowej, wpłynęło dodatnio na jakość związków próchnicznych. Natomiast najmniej korzystnym pod tym względem okazało się zmianowanie norfolskie (I), w którym udział połączeń wolnych i luźno związanych z R2O3 był największy.

WPŁYW ZMIANOWAŃ O ZRÓśNICOWANYM UDZIALE SOI ...

83

Tabela 1; Table 1 Zawartość C org. oraz udział C frakcji wydzielonych 0,1 mol NaOH⋅dm-3 i 0,05 mol H2SO4⋅dm-3 The content of C org. and participation of the extracted C fractions 0.1 mol NaOH⋅dm-3 i 0.05 mol H2SO4⋅dm-3

Czynnik Treatment

Rok

zmianowania Year of rotation

C org.

Organic C (g⋅kg-1)

C wydzielony

0,1 mol NaOH⋅dm-3 C extraced

0,1 mol NaOH⋅dm-3

C wydzielony

0,05 mol H2SO4⋅dm-3 Organic C extraced 0,05

mol H2SO4⋅dm-3

g⋅kg-1

% C org.

% organic C

g⋅kg-1

% C org.

% organic C Monokultura soi Monokulture soyabean

1

7,80

2,82

36,15

0,36

4,62

2

7,80

2,96

37,94

0,42

5,38

3

7,98

3,08

38,59

0,42

5,26

4

8,52

3,18

37,50

0,48

5,63

średnia mean

8,02

2,21

37,50

0,42

5,22

Zmianowanie 75% soi Soyabean contribution (75%) in the rotation

1

7,50

2,82

37,60

0,36

4,80

2

8,16

3,30

40,44

0,36

4,41

3

7,32

2,86

39,07

0,42

5,74

4

7,92

3,18

40,15

0,42

5,30

średnia mean

7,72

3,04

39,31

0,39

5,06


1

6,84

2,76

40,35

0,42

6,14

2

6,84

2,58

37,71

0,42

6,14

3

6,54

2,46

37,61

0,48

7,34

4

6,68

2,58

38,62

0,36

5,39

średnia mean

6,72

2,59

38,57

0,42

6,25


1

6,60

2,52

38,18

0,42

6,36

2

6,68

2,64

39,52

0,48

7,19

3

6,32

2,64

41,77

0,45

7,12

4

6,28

2,70

42,99

0,42

6,69

średnia mean

6,47

2,60

40,61

0,44

6,84

Połączenia próchnicowe związane zarówno z Ca i bezkrzemianowymi formami R2O3 (wydzielone mieszaniną 0,1 mol Na4P2O7⋅dm-3 + 0,1 mol NaOH⋅dm-3) w glebie ocenianych zmianowań stanowiły 48,43-54,49% C org. (tab. 2). Największy udział połączeń wydzielanych mieszaniną 0,1 mol Na4P2O7⋅dm-3

+ 0,1 mol NaOH⋅dm-3 odnotowano pod zmianowaniem norfoldzkim (I).

K. Bujak i inni

84

W składzie opisywanej grupy związków próchnicznych dominowały kwasy fulwowe nad kwasami huminowymi (tab. 2). Niemniej daje się zauwaŜyć, Ŝe pod monokulturą i w zmianowaniu o 75 procentowym nasyceniu soją, przewaga kwasów fulwowych nad huminowymi była mniejsza. W obrębie kwasów humusowych pod zmianowaniami z 50 procentowym i 25 procentowym udziałem soi stwierdzono zwiększenie udziału kwasów fulwowych rzędu kilku procent węgla organicznego. Tabela 2; Table 2 Skład frakcyjny substancji organicznej Fractional composition of organic substance

Czynnik Treatment

Rok

zmiano-wania

Year of rotation

C wydzielony C extracted

0,1 mol Na4P2O7⋅dm3

+ 0,1 mol NaOH⋅dm3

Ckh

HA-C

Ckf

FA-C

Ckh/Ckf

HAC/FAC

Kwasy huminowe

Humic acids

Huminy Humins

wolne i

związane free and bound with R2O3

związane

bound with Ca

g⋅kg-1

% C org.

g⋅kg-1

% C org.

1

2

3

4

5

6

7

8

9 Monokultu-ra soi Monokultu-re soyabean

1

3,60 46,15

1,60 20,51

2,00 25,64

0,80

1,06 13,59

0,54 6,92

4,20 53,85

2

3,72 47,69

1,72 22,05

2,00 25,64

0,86

1,08 13,85

0,64 8,20

4,08 52,31

3

4,02 50,37

1,80 22,56

2,22 27,82

0,81

1,20 15,04

0,60 7,52

3,96 49,62

4

4,22 49,53

1,90 22,30

2,32 27,23

0,82

1,28 15,02

0,62 7,28

4,30 50,47

średnia mean

3,89 48,43

1,75 21,85

2,13 26,58

0,82

1,15 13,37

0,60 7,48

4,13 51,56

Zmianowa-nie 75% soi Soyabean contribution (75%) in the rotation

1

3,84 51,20

1,68 22,40

2,16 28,80

0,78

1,20 16,00

0,48 6,40

3,66 48,80

2

4,08 50,00

1,80 22,06

2,28 27,94

0,79

1,24 15,20

0,56 6,86

4,08 50,00

3

3,86 52,73

1,74 23,77

2,12 28,96

0,82

1,16 15,85

0,58 7,92

3,46 47,27

4

4,14 52,27

1,86 23,48

2,28 28,79

0,82

1,21 15,28

0,65 8,20

3,78 47,73

średnia mean

3,98 51,55

1,77 22,92

2,21 28,62

0,80

1,20 15,58

0,56 7,34

3,74 48,45


85

1

2

3

4

5

6

7

8

9


1

3,36 49,12

1,36 19,88

2,00 29,24

0,68

1,12 16,37

0,24 3,51

3,48 50,88

2

3,54 51,75

1,42 20,76

2,12 30,99

0,67

0,96 14,04

0,46 6,72

3,30 48,25

3

3,36 51,37

1,34 20,49

2,02 30,89

0,66

0,90 13,76

0,44 6,73

3,18 48,62

4

3,48 52,09

1,42 21,26

2,06 30,84

0,69

0,96 14,37

0,46 6,89

3,20 47,90

średnia mean

3,43 51,08

1,38 20,59

2,05 30,49

0,67

0,98 14,63

0,40 5,96

3,29 48,92


1

3,54 53,63

1,42 21,52

2,12 32,12

0,67

0,86 13,03

0,56 8,49

3,06 46,36

2

3,60 53,89

1,48 22,16

2,12 31,74

0,70

0,92 13,77

0,56 8,39

3,08 46,11

3

3,48 55,06

1,36 21,52

2,12 33,54

9,64

1,06 16,77

0,30 4,75

2,84 44,94

4

3,48 55,41

1,42 22,61

2,06 32,80

0,69

0,98 15,61

0,44 7,0

2,80 44,99

średnia mean

3,52 54,49

1,42 21,95

2,10 32,48

0,67

0,94 14,79

0,46 7,15

2,94 45,50

Wskaźnik jakości substancji próchnicznych, jakim jest stosunek Ckh/Ckf pod

monokulturą i zmianowaniem z 75 procentowym udziałem soi przyjmował wartość około 0,8, a w przypadku pozostałych zmianowań wahał się około 0,67 (tab. 2).

W ogólnej ilości kwasów huminowych (20,50-22,92% C org.), udział kwasów wolnych i związanych z R2O3 oraz związanych z Ca, był w obrębie ocenianych zmianowań mało zróŜnicowany (tab. 2).

Huminy stanowią najbardziej trwałą frakcję próchnicy. Najmniejszy udział (45,50% C org.) połączeń próchnicznych stanowiących pozostałość po ekstrakcji stwierdzono pod zmianowaniem norfoldzkim (I) a największy (51,56% C org.) pod monokulturą soi (tab. 2). Wskazuje to, Ŝe 8-letnia monokultura soi wpłynęła na zwiększenie udziału stabilnych form próchnicy. Uzyskane wyniki znajdują po-twierdzenie w badaniach MYŚKOWA [1984], który wykazał dodatni wpływ roślin strączkowych na skład związków próchnicznych.

Udział niskocząsteczkowych połączeń próchnicznych, tj. wydzielonych 0,05 mol H2SO4⋅dm-3, pod omawianymi zmianowaniami był mało zróŜnicowany i wahał się od 5,06% do 6,84% C org. (tab. 1). Frakcjom tym przypisuje się podobieństwo do kwasów fulwowych.

Wyniki przeprowadzonych badań wskazują, Ŝe w stosunku do zmianowania norfolskiego, monokultura soi miała korzystny wpływ na zawartość i skład próchnicy. Dodatnie oddziaływanie na jakość próchnicy zaznaczyło się teŜ w zmianowaniach z 50 procentowym i 75 procentowym udziałem soi. Wcześniejsze badania realizowane na omawianej glebie płowej wykazały oddziaływanie zmianowań o zróŜnicowanym

K. Bujak i inni

86

nasyceniu zboŜami na jakość związków próchnicznych [FLIS-BUJAK 1978; TURSKI, FLIS-BUJAK 1982; DERYŁO, FLIS-BUJAK 1993]. Zaprezentowane zmiany składu próchnicy w niniejszej pracy, jak i wyniki badań w zmianowaniach z 25-100 procentowyn udziałem roślin zboŜowych, wskazują, Ŝe związki próchniczne są czułym wskaźnikiem przemian związków próchnicznych zachodzących w glebie, zaleŜnym od doboru zmianowania. Wnioski 1. Zmianowania o róŜnym udziale soi w strukturze zasiewu modyfikowały za-

wartość węgla organicznego w glebie. Ujawniło się teŜ ich oddziaływanie na skład próchnicy.

2. W stosunku do zmianowania norfolskiego, w zmianowaniach o większym (50, 75 i 100 procentowym) udziale soi korzystne tendencje zmian jakości związków próchnicznych przejawiły się:

- zmniejszeniem frakcji wolnych i luźno związanych z R2O3;

- zmniejszeniem połączeń próchnicznych związanych z Ca i bezkrzemia-nowymi formami R2O3;

- zwiększeniem stabilnych form próchnicy, tj. humin i ulmin.

3 Uzyskane wyniki uzasadniają konieczność kontrolowania wpływu róŜnych zmianowań roślin na gleby w celu zapobiegania występowaniu, między innymi, niekorzystnych zmian składu związków próchnicznych.

Literatura DERYŁO S., FLIS-BUJAK M. 1999. Oddziaływanie wieloletnich zmianowań zboŜowych na przemiany związków próchnicznych na plonowanie jęczmienia jarego na glebie płowej wytworzonej z lessu. Annales UMCS, Sectio E, vol. XLVIII, 4: 25-29.

FLIS-BUJAK M. 1978. Przemiany związków próchnicznych w glebach wytworzonych z lessu pod wpływem zmianowań o zróŜnicowanym udziale zbóŜ. Wydawn. AR w Lublinie, Rozprawy Nauk. 56: 51 ss.

FURCZAK J. 2006. Aktywność biochemiczna gleby płowej pod soją uprawianą w róŜnych systemach. Acta Agrophysica 8(142), 4: 215-224.

JASIŃSKA Z., KOTECKI A. 2001. Wpływ roślin strączkowych na gromadzenie masy orga-nicznej i składników mineralnych w glebie. Zesz. Nauk. AR im. H. Kołłątaja w Krakowie 373: 47-54.

JĘDRUSZCZAK M., BUJAK K., WESOŁOWSKI M., GOCÓŁ M. 2006. Soyaben - an alt alternative crop for Polish agriculture alternative plants for sustainable agriculture. Institute of Plant Genetics PAN Poznań, Poland: 147-157.

KONONOWA M. 1968. Substancje organiczne gleby, ich budowa, właściwości i metody badań. PWRiL Warszawa: 391 ss.

KUSIŃSKA A. 1993. Wpływ systemu uprawy roślin na zawartość substancji organicznej w glebie, skład frakcyjny próchnicy, strukturę i właściwości fizykochemiczne kwasów huminowych. Wydawn. SGGW Warszawa, Rozpr. Nauk. Monografia: 70 ss.

M YŚKÓW W. 1984. Rolnicze znaczenie próchnicy oraz sposoby jej regulowania. Wy-dawn. IUNG Puławy: 70 ss.

TURSKI R., FLIS-BUJAK M. 1982. Wpływ zmianowań o róŜnym udziale zbóŜ na skład związków próchnicznych gleb wytworzonych z lessu. Pam. Puławski 77: 33-47.


87

Słowa kluczowe: substancja organiczna, frakcje próchnicy, zmianowania sojowe Streszczenie

Badano wpływ zmianowań o zróŜnicowanym udziale (25%, 50%, 75% i 100%) soi w strukturze zasiewów na zawartość i skład frakcyjny próchnicy w glebie płowej. Badania przeprowadzono w 5, 6, 7 i 8 roku zmianowania.

Zmianowania o róŜnym udziale soi modyfikowały zawartość węgla organicznego w porównaniu do zmianowania norfoldzkiego (z 25 procentowym udzialem soi). Stwierdzono korzystne tendencje zmian jakości substancji organicznej gleby płowej pod zmianowaniami o rosnącym udziale soi, co przejawiło się zwiększeniem udziału stabilnych form próchnicy, tj. humin. INFLUENCE OF DIFFERENT SOYABEN SHARE IN CROP ROTATION ON THE CONTENT AND FRACTIONAL COMPOSITION OF HUMUS FRACTION IN A LESSIVE SOIL Karol Bujak 1, Maria Flis-Bujak 2, Maria Jędruszczak 1, GraŜyna śukowska 2 1 Department of Soil Tillage and Plant Cultivation, University of Life Science, Lublin 2 Institute of Soil Science and Environment Management, University of Life Science, Lublin Key words: organic matter, fractional composition, soyabean contribution in the

rotation Summary

The influence of different soyaben share (25%, 50%, 75%, 100%) in crop rotation on the content and composition of humus fractions in lessive soil was investigated. The study was performed in the 5th, 6th, 7th and 8th year of crop rotation.

Crop rotation used modified content of organic C as compared to classic (25% soyabean share) crop rotation. Under the growing share of soyaben in rotations, a favourable tendency of changes of organic substances was noticed; there was an increase of humus stable forms (humine) in the soil. Prof. dr hab. Maria Flis-Bujak Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 89-95 UBYTEK SUCHEJ MASY, WĘGLA I SUBSTANCJI ORGANICZNEJ W PROCESIE PRYZMOWEGO KOMPOSTOWANIA OSADU ŚCIEKOWEGO Z ODPADAMI RO ŚLINNYMI Franciszek CzyŜyk, Agnieszka Rajmund Dolnośląski Ośrodek Badawczy we Wrocławiu, Instytut Melioracji i UŜytków Zielonych w Falentach Wstęp

Jednym ze sposobów zagospodarowania osadów ściekowych jest ich wyko-rzystanie w rolnictwie, po odpowiedniej przeróbce i unieszkodliwieniu pod względem sanitarnym. Muszą one spełniać wymagania obowiązujących aktualnie przepisów dotyczących komunalnych osadów ściekowych [ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002]. Pod tym względem najkorzystniejsze są osady ze ścieków wiejskich i z małych miast nieuprzemysłowionych, które na ogół nie zawierają nadmiernych ilości metali cięŜkich [CZYśYK, KOZDRAŚ 2004].

Kompostowanie osadów ściekowych jest jednym z zalecanych i najprostszych sposobów ich przygotowania do wykorzystania w rolnictwie [BÖHME 1957; SIUTA i in. 1996; KRZYWY i in. 2000; CZYśYK i in. 2001]. Proces kompostowania osadów ściekowych musi być prowadzony tak, aby otrzymać kompost bezpieczny pod względem sanitarnym. Dlatego konieczne jest uzyskanie w pryzmach kompostowych temperatury 55-60°C, niezbędnej do zniszczenia organizmów chorobotwórczych, a zwłaszcza bakterii Salmonella. Jaja pasoŜytów przewodu pokarmowego giną w takich temperaturach stosunkowo szybko (po kilku godzinach), natomiast niektóre serotypy bakterii Salmonella mogą przeŜyć w temperaturze 60°C do dwóch dób, a przy 55°C nawet tydzień [WEF 1995]. Uzyskanie takich temperatur w pryzmach kompostowych wiąŜe się z duŜymi ubytkami suchej masy, węgla organicznego i substancji organicznej.

W pracy przedstawiono wyniki badania ubytków suchej masy, węgla orga-nicznego i substancji organicznej w procesie pryzmowego kompostowania osadu ściekowego z odpadami roślinnymi, przeprowadzonego w okresie od czerwca 2007 do maja 2008 r. Metody badań

Pryzma kompostowa została ułoŜona na płycie betonowej, izolowanej od podłoŜa folią, wykonanej ze spadkiem powierzchni w kierunku umieszczonej w środku płyty perforowanej rury zbierającej i odprowadzającej odcieki do szczelnej studzienki. Perforowana rura umoŜliwiała takŜe dopływ powietrza i polepszała napowietrzanie dolnej części pryzmy. Do kompostowania uŜyto stabilizowany osad z typowej wiejskiej mechaniczno-biologicznej oczyszczalni ścieków w Dobroszycach (pow. Oleśnica),

F. CzyŜyk, A. Rajmund

90

który zmieszano z pociętą trawą i trocinami drzewnymi. Dodanie materiałów roślinnych było niezbędne dla uzyskania wymaganego początkowego stosunku C : N i C : P w kompostowanej masie. Przed ułoŜeniem pryzmy wykonano analizy fizyko-chemiczne osadu, zielonej masy traw oraz trocin, oznaczając w tych materiałach zawartości suchej masy, substancji organicznej, węgla organicznego, azotu i fosforu. Oznaczenia wykonano następującymi metodami: sucha masa - wagowo, po wysuszeniu w temp. 105°C, substancja organiczna - wagowo, po wypraŜeniu komponentów w temp. 550°C, węgiel organiczny - metodą Tiurina, azot całkowity - metodą Kjeldahla oraz kolorymetrycznie, fosfor - kolorymetrycznie.

Proporcje komponentów masy kompostowej ustalono na podstawie zawartego w nich węgla organicznego i azotu tak, aby uzyskać wyjściowy stosunek C : N = 20 : 1. Taki stosunek przyjęto w oparciu o wcześniejsze badania, których wyniki wykazały, Ŝe przy kompostowaniu osadów z trudno rozkładalnymi materiałami, jak np. słomą czy trocinami, konieczny jest zawęŜony stosunek C : N, aby uzyskać temperatury niezbędne do higienizacji kompostu. Przy C : N = 20 : 1 uzyskano w pryzmach temperatury ponad 60°C. Przy bardziej zawęŜonym stosunku C : N temperatura przekraczała nawet 70°C [CZYśYK i in. 2001; CZYśYK, KOZDRAŚ 2004].

Wyjściowy stosunek C : P w kompostowanej masie wynosił około 80 : 1, a wilgotność 51%. Całkowity początkowy cięŜar pryzmy wynosił 975 kg, w tym sucha masa stanowiła 478 kg. Stosunek suchej masy osadu ściekowego do suchej masy traw i trocin kształtował się w przybliŜeniu jak 1 : 1,3 : 1,3.

W okresie kompostowania korygowano wilgotność pryzmy (przez polewanie wodą i odciekom, które w całości były zawracane na pryzmę) oraz napowietrzanie - przez jej przemieszania. Mierzone teŜ były systematycznie temperatury w 5 punktach poprzecznego przekroju pryzmy, przy uŜyciu termometru cyfrowego typu EMT - 50.

Po 120 dniach kompostowania i po roku zwaŜono całą pryzmę oraz pobrano średnie próby kompostu do badań laboratoryjnych. Badania te wykonano metodami powszechnie stosowanymi w laboratoriach [HERMANOWICZ i in. 1999; ZESTAW NORM 1999]. Wyniki badań

Oznaczone laboratoryjnie zawartości głównych składników w kompostowanych materiałach podane są w tabeli 1. Są to zawartości zbliŜone do przeciętnych w tego rodzaju materiałach. Jedynie w trawie wystąpiła bardzo duŜa zawartość substancji mineralnych. Trawa była jednak silnie zanieczyszczona glebą, wskutek niskiego koszenia i występujących kretowisk.

Przebieg temperatur w pryzmie kompostowej oraz temperatur powietrza w czasie pomiarów przedstawiony jest na rysunku 1. Maksymalne temperatury, dochodzące do 66°C, wystąpiły między 10 a 16 dniem kompostowania. W tym czasie równieŜ temperatury średnie w poprzecznym przekroju pryzmy były wysokie (55-58°C).

Tabela 1; Table 1 Zawartość niektórych składników w kompostowanych materiałach Contents of some components in composted materials

Składnik; Component

Jednostka; Unit

Osad Sewage sludge

Trawa Grass

Trociny Sawdust

Woda; Water

%

74

37

22

Sucha masa; Dry matter

%

26

63

78

UBYTEK SUCHEJ MASY, WĘGLA I SUBSTANCJI ORGANICZNEJ ...

91

Węgiel organiczny; Organic carbon

g C⋅kg-1 s.m.; DM

306,2

390,8

457,8

Substancja organiczna; Organic matter

g⋅kg-1 s.m.; DM

751,3

873,2

982,3

Substancja mineralna; Mineral matter

g⋅kg-1 s.m.; DM

248,7

126,8*

17,7

N og.; N tot.

g N⋅kg-1 s.m.; DM

54,55

20,59

3,37

P og.; P tot.

g P⋅kg-1 s.m.; DM

15,34

1,85

0,54

* trawa bardzo zanieczyszczona glebą; grass highly contaminated with soil

Rys. 1. Przebieg średniej i maksymalnej temperatury w pryzmie oraz temperatury powietrza w

okresie kompostowania Fig. 1. Course of mean and maximum temperature in the pile and air temperature during the

period of composting Po 17 dniach kompostowania temperatury były niŜsze i przez kolejne 20 dni oscylowały w granicach okolo 50°C. Według niektórych autorów [WASIAK 1994] takie temperatury i czas ich trwania są wystarczające do odkaŜenia kompostu. W następnym okresie temperatury w pryzmie stopniowo się obniŜały i po 4 miesiącach (od początku kompostowania) nastąpiło ich zbliŜenie do temperatury powietrza atmosferycznego, co moŜna uznać za zakończenie procesu kompostowania. Materiał pryzmy osiągnął wygląd i strukturę podobną do tzw. ziemi ogrodniczej.

W tabeli 2 przedstawiono zawartości niektórych składników na początku doświadczenia, po 4 miesiącach kompostowania i po upływie roku od jej załoŜenia. Na


92

podstawie tych zawartości oraz cięŜaru całej pryzmy i jej wilgotności obliczono ubytki suchej masy, C org. i substancji organicznej (tab. 3). Uzyskane wyniki świadczą o duŜych ubytkach tych składników w kompoście, w zaleŜności od czasu. Po 120 dniach kompostowania ubytek suchej masy wyniósł ponad 47%, a po dalszych 8 miesiącach składowania (dojrzewania) kompostu wzrósł do 54,4% w stosunku do ilości początkowej w pryzmie. Tabela 2; Table 2 Zawartości niektórych składników w kompoście Content of some components in the compost

Składnik; Component

Jednostka; Unit

Początkowy materiał

w pryzmie Initial material in

pile

Kompost po 120 dniach

Compost after 120 days

Kompost po

roku Compost after

1 year

Węgiel organiczny Organic carbon

g C⋅kg-1 s.m.; DM

408,0

316,4

308,3

Substancja organiczna Organic matter

g⋅kg-1 s.m.; DM

880,0

707,5

647,8

Substancja mineralna Mineral matter

g⋅kg-1 s.m.; DM

120,0

292,5

352,2

N og.; N tot.

g N⋅kg-1 s.m.; DM

23,0

22,7

21,2

P og; P tot.

g P⋅kg-1 s.m.; DM

4,95

9,06

10,4

Zawartość węgla w suchej masie kompostu zmniejszyła się z 408 g⋅kg-1 s.m. do 316,4 g⋅kg-1 s.m po 120 dniach kompostowania i do 308,3 g⋅kg-1 s.m. po roku (tab. 2). Spadek zawartości C org. wyniósł odpowiednio 22,4% i 24,4%. Podobne spadki zawartości C org., w kompostowaniu nieco innych materiałów, wykazali PATORCZYK-PYTLIK i in. [1999] oraz CZEKAŁA i in. [1999]. W kompostowaniu kontenerowym (w skrzyniach) osadu ściekowego z dodatkiem trocin oraz słomy przeprowadzonym przez CIEĆKĘ i in. [2001] spadki były mniejsze i wynosiły 14,9-24,1% C org. Przyczyną tego był zapewne znacznie szerszy początkowy stosunek C : N w stosowanej przez nich masie kompostowej.

W wyniku ubytku ilości suchej masy kompostu oraz zmniejszenia zawartości węgla, wystąpił znaczny ubytek jego ogólnej ilości w pryzmie kompostowej, wyno-szący 58,9% po 120 dniach kompostowania (tab. 3). Ubytek ten wzrósł o ponad 8% po przetrzymywaniu kompostu przez dalsze 8 miesięcy i wynosił 65,6%. Podobnie kształtowało się zmniejszenie ogólnej ilości substancji organicznej w pryzmie kompostowej. Wyniosło ono odpowiednio 56,0% i 64,7%. Tabela 3; Table 3 Ubytki suchej masy, C org. i substancji organicznej podczas kompostowania po roku Loss of dry matter, C org. and of organic matter in the period of composting and after a year

Składnik; Component Materiał wyjściow

y Initial

material (kg)

Kompost; Compost

po 120 dniach

po roku


93

after 120 days after a year

cięŜar weight (kg)

ubytek

loss (%)

cięŜar weight (kg)

ubytek

loss (%)

Sucha masa; Dry matter

478

253

47,0

218

54,4

Węgiel organiczny; Organic carbon

195,1

80,1

58,9

67,2

65,6

Substancja organiczna; Organic matter

402

177

56,0

142

64,7

Wnioski 1. W procesie kompostowania osadu ściekowego z odpadami roślinnymi, przy

zawęŜonym stosunku C : N = 20 : 1 uzyskuje się temperatury (maksymalna 66°C i średnie 55-58°C) i okres ich trwania wystarczające do higienizacji kompostu.

2. Kompostowanie, jako proces egzotermiczny, powoduje duŜe ubytki suchej masy, węgla organicznego i substancji organicznej. W procesie pryzmowego kompostowania osadu ściekowego z zieloną masą traw i trocinami drzewnymi, trwającym 120 dni, ubytek suchej masy wynosi 47,0%, a ubytki C org. i substancji organicznej stanowią 56-58% ich ilości początkowej.

3. Z upływem czasu tempo zwiększania ubytków suchej masy, C org. i substancji organicznej maleje. W okresie dojrzewania kompostu w pryzmach wynosi średnio okolo 1% miesięcznie.

Literatura BÖHME L. 1957. Compostierung von Klarschlamm nach dem Verfahren natürlicher compostierung. Landvirtschaft. Heft 12: 1-83.

CIEĆKO Z., HARNISZ M., NAJMOWICZ T. 2001. Dynamika zawartości węgla i azotu w osadach ściekowych podczas ich kompostowania. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 475: 253-262.

CZEKAŁA J., JAKUBUS M., M OCEK A., OWCZARZ A. 1999. MoŜliwość wykorzystania osadów ściekowych i odpadu tytoniowego do produkcji kompostów. Zesz. Nauk. AR Szczecin 77: 45-50.

CZYśYK F., KUCZEWSKA M., SIERADZKI T. 2001. Wstępne wyniki badań kompostowania płynnych osadów ściekowych ze słomą. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 475: 263-269.

CZYśYK F. KOZDRAŚ M. 2004. Właściwości chemiczne i kompostowanie osadów z wiej-skich oczyszczalni ścieków. Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie T. 4, 2a(11): 559-569.

HERMANOWICZ W., DOśAŃSKA W., DOJLIDO J., KOZIOROWSKI B., ZERBE J. 1999. Fizyczno-chemiczne badania wody i ścieków. Arkady, Warszawa: 540 ss.

KRZYWY E., WOŁOSZYK C., IśEWSKA A. 2000. Ocena moŜliwości rolniczego wykorzystania kompostów z osadów z komunalnych oczyszczalni ścieków, w: Charakterystyka i zagospodarowanie osadów ściekowych. Bydg. Tow. Ściek. Seria A 30: 29-35.

PATORCZYK -PYTLIK B., SPIAK Z., GEDIGA K. 1999. Ocena moŜliwości rolniczego wyko-rzystania osadów ściekowych z zakładów przetwórstwa drobiowego. Cz. I. Wpływ procesu kompostowania na zmiany składu chemicznego osadów przemysłu drobiowego. Zesz. Nauk. AR Szczecin 77: 311-316.

ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002. Z dnia 1.08.2002 w sprawie komunalnych osadów ście-


94

kowych. Dz. U. Nr 134, poz. 1140.

SIUTA J., WASIAK G., CHLOPECKI K., KAŹMIECZUK M., JOŃCA M., M AMELKA -SUŁEK S. 1996. Przyrodniczo techniczne przetwarzanie osadów ściekowych na kompost. IOŚ Warszawa: 40 ss.

WASIAK G. 1994. Wytwarzania, właściwości i gospodarka osadami ściekowymi w Polsce na tle Zachodniej Europy i USA. Mat. sem. nauk. - techn. „Przyrodnicze uŜytkowanie osadów ściekowych”. Warszawa, październik 1994 IOŚ, AG-CHEM EQ CO. INC: 11-23.

WEF 1995. Wastewater residuals stabilisation. MOP FD-9, Water Envir. Fed., Alek-sandria, VA: 244 ss.

ZESTAW NORM 1999. Woda i ścieki. Wyd. Normalizacyjne Alfa-Wero. Warszawa. Słowa kluczowe: osad ściekowy, odpady roślinne, kompostowanie, ubytki skła-

dników Streszczenie

W badaniach zastosowano do kompostowania odwodniony osad ściekowy z mechaniczno-biologicznej oczyszczalni ścieków wiejskich. Osad kompostowano z dodatkiem trocin drzewnych i zielonej masy traw, w proporcjach dających po-czątkowy stosunek C : N = 20 : 1 w kompostowanej masie.

Podczas kompostowania maksymalne temperatury w pryzmie dochodziły do 66°C pomiędzy 10-16 dniem, a średnie temperatury w tym czasie wahały się od 55 do 58°C. Później temperatury stopniowo obniŜały się i po 120 dniach kompostowania zbliŜyły się do temperatury powietrza atmosferycznego, co oznaczało koniec kompostowania. Materiał pryzmy osiągnął wygląd i strukturę podobną do tzw. ziemi ogrodniczej.

Kompostowanie, jako proces egzotermiczny, spowodowało bardzo duŜe ubytki suchej masy, węgla i substancji organicznej. W procesie pryzmowego kompostowania osadu ściekowego z odpadami roślinnymi, trwającym 120 dni, ubytek suchej masy wyniósł 47%, a ubytki C org. i substancji organicznej stanowiły 56-58% ich ilości początkowej. W okresie przetrzymywania (dojrzewania) kompostu przez dalsze 8 miesięcy, czyli do roku od rozpoczęcia kompostowania, ubytki wyŜej wymienionych składników zwiększyły się do ok. 65%, czyli przeciętnie wynosiły 1% miesięcznie. LOSS OF DRY MASS, CARBON AND ORGANIC SUBSTANCE IN THE PRISMATIC COMPOSTING PROCESS OF SEWAGE SLUDGE WITH PLANT WASTES Franciszek CzyŜyk, Agnieszka Rajmund Regional Division Wrocław, Institute for Land Reclamation and Grassland Farming, Falenty Key words: sewage sludge, plant wastes, composting, loss of components Summary


95

Used for composting in the study was dehydrated sewage sludge from mechanical and biological rural sewage wastewater treatment plant. The sludge was subjected to composting with the addition of wood sawdust and green mass of grass, in the proportions giving the initial ratio C : N = 20 : 1 in the composted mass.

During composting, maximum temperatures in the prism reached up to 66°C between 10th to 16th day, and mean temperatures during this period fluctuated from 55 to 58°C. Later, the temperatures gradually decreased and after 120 days of composting, approached the temperature of atmospheric air which denoted the end of composting. Prism material attained the appearance and structure similar to the so-called horticultural soil.

As an exothermic process, composting caused significant loss in dry mass, carbon and organic substance. During prismatic composting of sewage sludge with plant waste, lasting 120 days, the loss of dry mass amounted to 47%, and the loss of C org. and organic substance amounted to 56-58% of their initial amount. During kepping (maturing) period of compost for further 8 months, that is, up to a year from the beginning of composting, the loss of the above-mentioned components increased to about 65%, that is, amounting, on average, to 1 % monthly. Prof. dr hab. Franciszek CzyŜyk Dolnośląski Ośrodek Badawczy we Wrocławiu Instytut Melioracji i UŜytków Zielonych w Falentach ul. Gen. Z. Berlinga 7 51-209 WROCŁAW e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 97-116 ZWIĄZKI FOSFORU W GLEBIE I METODY OZNACZANIA ICH ZAWARTO ŚCI Marzena Gibczyńska Katedra Chemii Ogólnej, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Fosfor jest pierwiastkiem naleŜącym do grupy azotowców o masie atomowej 30,98 i jest niemetalem o własnościach zbliŜonych do siarki. Jego nazwa pochodzi od greckiego słowa phosphoros - światłonośny. Pierwiastek ten został wyodrębniony przez alchemika i lekarza z Hamburga Henniga Branda (Dr Teutonicus) w roku 1669, w wyniku ogrzewania moczu z węglem aktywnym [HEISERMAN 1997]. Fosfor otrzymano w wyniku następujących reakcji: (NH4)NaHPO4 → NaPO3 + NH3 + H2O 8NaPO3 + 10C → 2Na4P2O7 + 10CO + P4

Fosfor występuje w dziesięciu odmianach alotropowych, które dla uproszczenia moŜna sprowadzić do czterech głównych: białej, czerwonej, czarnej i fioletowej. Fosfor biały to biała woskowata substancja, której zanieczyszczenia nadają Ŝółtawy kolor, jest on bardzo aktywny chemicznie i zapala się na powietrzu. Inne odmiany alotropowe fosforu są mniej aktywne i reagują dopiero po podgrzaniu do wysokiej temperatury. Fosfor czerwony powstaje w wyniku poddania fosforu białego działaniu światła słonecznego lub ogrzewania do temperatury ok. 250°C. Fosfor czerwony występuje w postaci spolimeryzowanych łańcuchów składających się z czteroatomowych segmentów. Fosfor czarny jest najmniej aktywny i ma najmniejsze znaczenie praktyczne. Fosfor fioletowy (tzw. fosfor Hittorfa) jest to mieszanina odmian czarnej i czerwonej.

Zawartość fosforu w skorupie ziemskiej wynosi 0,11% wagowych a w orga-nizmie człowieka 1% (www.genchem.chem.wisc.edu). W przyrodzie pierwiastek ten występuje w formie związków. Naturalnym źródłem występowania fosforu w glebie jest niesłychanie powolny proces chemicznego, fizycznego i biologicznego wietrzenia skał osadowych. NajwaŜniejsze minerały zawierające fosfor to apatyty o ogólnym wzorze empirycznym 3[Ca3(PO4)2]⋅CaX2, gdzie X moŜe oznaczać Cl_, F_, HO_ lub, CO3

2_ i wówczas będą to chloro-, fluoro-, hydroksy- lub węglano-apatyty. Oprócz apatytu naturalnym źródłem pierwotnego fosforu w glebie moŜe być takŜe rozkład minerałów stanowiących związki fosforu z Ŝelazem i glinem, takich jak wiwianit (Fe3 (PO4)2

.8H2O) i glaukonit. Uwalniające się w toku tych procesów jony fosforanowe wchodzą z glinem i Ŝelazem w róŜne, trudno rozpuszczalne połączenia o nieznanym składzie, tworząc zasadowe minerały: difrenit (FePO4⋅Fe(OH)3), wavelit (Al 3(PO4)2(OH)3⋅5H2O), strengit (FePO4⋅H2O), waryscyt (AlPO4⋅2H2O) [BUCKMAN , BRADY 1971]. W warunkach silnie redukcyjnych moŜe występować PH3 w formie gazowej. Rozpuszczalność minerałów zawierających fosfor jest w bardzo duŜym

M. Gibczyńska

98

stopniu zaleŜna od pH. Ogólna zawartość związków fosforu w glebach

Zawartość fosforu w glebach zaleŜy przede wszystkim od składu skały ma-cierzystej, stopnia jej zwietrzenia oraz wynoszenia tego pierwiastka z roślinami. Przeciętna ilość fosforu w glebach wynosi od 500 do 800 mg⋅kg-1 i jest przewaŜnie wyŜsza w warstwie górnej.

Fosfor nie jest pierwiastkiem mobilnym, ma on tendencję adsorbowania się na powierzchniach koloidalnych w postaci kompleksów z kationami dwu i trój-wartościowymi. Ocenia się, Ŝe z gleb uprawnych straty wynoszą od 0,1 do 1,2 kg P⋅ha-1 w ciągu roku, co moŜe prowadzić do zuboŜenia uprawianych gleb oraz eutrofizacji wód [STEVENSON 1986]. Procesy naturalnego powstawania rozpuszczalnych soli fosforowych wapnia, Ŝelaza i glinu są odwracalne, co ma miejsce znacznie częściej i prowadzi do powstawania wtórnych, nierozpuszczalnych związków, niedostępnych dla roślin [BRZEZIŃSKI i in. 1983]. Zmiany miejsca i formy związków fosforowych w środowisku przyrodniczym moŜna ująć w postaci cyklicznego obiegu (rys. 1).

Rys. 1. Cykliczny obieg fosforu w przyrodzie Fig. 1. Phosphorus circulation in nature

Centralnym miejscem wzajemnego oddziaływania poszczególnych połączeń fosforu jest roztwór glebowy o pewnej zawartości fosforu tzw. labilnego (ruchomego), który łączy ze sobą obieg biologiczny i geochemiczny. Fosfor labilny moŜe zawierać

Zwierzęta; Animals Rośliny; Plants

Nawozy organiczne; Organic fertilizers Cax(OH)y(PO4)z

NaxHy(PO4)z K xHy(PO4)z PO 3-

Rośliny; Plants PO4

3-

Woda; Water NaxHy(PO4)z

Detergenty Na3PO4

Skały i gleby; Rocks and soils Cax(OH)y(PO4)z

Fex(OH)y(PO4)z

Mgx(OH)y(PO4)z

Al x(OH)y(PO4)z

Nawozy mineralne; Mineral fertlizers NaxHy(PO4)z CaxHy(PO4)z

K xHy(PO4)z

ZWIĄZKI FOSFORU W GLEBIE ...

99

niewielkie ilości organicznych połączeń oraz ortofosforany będąc źródłem fosforu dostępnego dla roślin. Stanowi on niewielką część ogólnego fosforu obecnego w glebach. Wprowadzenie do gleby nawozów organicznych lub mineralnych powoduje wzrost ilości tej formy fosforu, ale wraz z czasem ulega on powolnej transformacji do postaci mniej rozpuszczalnej. Wzajemne powiązania między fosforem organicznym i nieorganicznym oraz jego rozpuszczalnymi formami przedstawiono na rysunku 2.

Plon zbierany; Harvested yield

Pozostałości roślinne

Plant residues

Nawóz organiczny z P Nawóz mineralny z P Organic fertilizer with P Mineral fertilizer with P

Rys. 2. Formy fosforu w glebie Fig. 2. Phosphorus forms in the soil Fosfor nieorganiczny w glebie Charakterystyka nieorganicznych związków fosforu w glebie

Chemizm związków fosforu w glebach jest bardzo zróŜnicowany oraz róŜna jest ich przyswajalność dla roślin. Pierwiastek ten występuje głównie w połączeniach z kationami wapnia, glinu i Ŝelaza oraz w bardzo niewielkich ilościach z innymi kationami [PARDO i in. 2003]. Wszystkie nieorganiczne związki fosforu w glebach są pochodnymi kwasu ortofosforowego. Występowanie mineralnych form fosforu w glebie zaleŜy od wielu czynników, wśród których moŜna wymienić typ gleby, jej odczyn, zawartość próchnicy oraz wielkość i formę nawoŜenia, w tym fosforowego [BEDNAREK i in. 1999]. RACZUK [1998] opisując rozmieszczenie mineralnych związków fosforu w glebach piaskowych podaje, Ŝe całkowita zawartość fosforu w badanych glebach kształtuje się na poziomie 61-650 mg P⋅kg-1 gleby i zmniejsza się stopniowo wraz z

Stabilny; Stable

Labilny; Labile Fosfor organiczny Organic phosphorus

P rozpuszczalny Soluble P

P oznaczany w testach glebowych P determined in the soil tests

Labilny; Labile

Stabilny; Stable Fosfor nieorganiczny Inorganic phosphorus

M. Gibczyńska

100

głębokością. Najzasobniejsze w fosfor są poziomy próchnicze, a szczególnie poziom Ap. Mineralne związki fosforu, w glebach badanych przez autorkę, stanowiły od 55,7 do 95,1% fosforu ogółem. Na postawie wcześniej przeprowadzonych wieloletnich badań stwierdzono, Ŝe w mineralnej glebie lekkiej w składzie fosforu nieorganicznego dominowała frakcja Al-P, a jej przeciętny udział wynosił 50% [GIBCZYŃSKA 2000]. Z informacji podawanych w literaturze przedmiotu [YOSHIKAWA i in. 1978; HARTIKAINEN 1983; DECHNIK, BEDNAREK 1986; GRZEBISZ i in. 1993] wynika, Ŝe stosowany nawóz fosfo-rowy przyczynia się do zwiększenia ilości w glebie frakcji Al-P. Określając zaleŜność między odczynem a obecnością połączeń fosforu HONGQING i in. [2001] podają, Ŝe w glebie o pH 5,52 dominowały połączenia fosforu z Ŝelazem mniej było frakcji Ca-P a najmniej Al-P i były to ilości odpowiednio 16,7, 115,4 i 25,3 mg P⋅kg-1 gleby.

Badając zasobność gleb z terenu województwa zachodniopomorskiego stwierdzono, Ŝe średnia zawartość fosforu ogólnego wynosiła 561,2 mg P⋅kg-1 gleby, a fosforu nieorganicznego było średnio 450 mg P⋅kg-1 gleby. Natomiast zaobserwowana zawartość nieorganicznego fosforu będącego sumą trzech frakcji wahała się od 252,0 do 418,0 mg P⋅kg-1 gleby. Nie stwierdzono zaleŜności między zawartością fosforu nieorganicznego w badanych glebach i ich składem granulometrycznym [GIBCZYŃSKA i in. 2005].

Nieorganiczne związki fosforu obecne w glebach moŜna podzielić na: 1. związki rozpuszczone w roztworze glebowym, 2. labilne (słabo zaadsorbowane nieorganiczne fosforany), 3. nierozpuszczalne fosforany wapnia obecne w glebach alkalicznych i wapiennych

oraz Ŝelaza i glinu w glebach kwaśnych, 4. fosforany mocno zaadsorbowane lub okludowane przez tlenki Ŝelaza i glinu, 5. fosforany związane z minerałami krzemianowymi [STEVENSON 1986]. Metodyka oznaczania nieorganicznych związków fosforu w glebie

Oznaczanie zawartości nieorganicznych związków fosforu w glebie oparte jest na wykorzystaniu róŜnej rozpuszczalności tych związków w roztworach kwasów lub zasad. Do niedawna najpopularniejszą procedurą była metodyka opracowana przez Changa i Jacksona w roku 1957 [CHANG, JACKSON 1957]. Metodyka frakcjonowania połączeń fosforu glebowego polega na kolejnym ekstrahowaniu jednego grama gleby następującymi roztworami: 1. ekstrakcja 0,1 molowym roztworem NH4F - fosforan glinu, 2. ekstrakcja 0,1 molowym roztworem NaOH - fosforan Ŝelaza, 3. ekstrakcja 0,25 molowym roztworem H2SO4 - fosforan wapnia, 4. ekstrakcja roztworem cytrynianu i ditionianu- okludowany fosforan Ŝelaza, 5. ekstrakcja 0,5 molowym roztworem NH4F - okludowany fosforan glinu.

Metodyka ta została zmodyfikowana w roku 1966 przez Petersena i Coreya poprzez zmianę pH roztworu NH4F na 8,4 [PETERSEN, COREY 1966]. PowyŜsze frakcjonowanie glebowego fosforu nieorganicznego nie moŜe być stosowane do gleb o odczynie zasadowym i wapiennych, poniewaŜ powstający CaF2 adsorbuje fosfor, który jest później uwalniany podczas dalszych ekstrakcji i oznaczany jako inne jego frakcje. W celu szerszego zastosowania tych procedur Williams [WILLIAMS i in. 1967] i Syers [SYERS i in. 1972] opracowali zmiany dotyczące stosowanych roztworów ekstrakcyjnych. 1. ekstrakcja 0,1 molowym roztworem NaOH - fosforany Ŝelaza i glinu, 2. ekstrakcja 0,1 molowym roztworem NaCl, cytrynianu i węglanu - fosfor

zaadsorbowany podczas pierwszej ekstrakcji, 3. ekstrakcja roztworem cytrynianu, ditionianu oraz wodorowęglanu - okludowane

fosforany Ŝelaza, 4. ekstrakcja 1 molowym roztworem HCl - fosforany wapnia,


101

5. mineralizacja próbki glebowej - oznaczenie pozostałego fosforu. Omawiane metodyki mają pewne niedogodności. 1. Uwalniany fosfor moŜe być ponownie adsorbowany przez składniki gleby. 2. Mogą być adsorbowane składniki z wprowadzonych nawozów. 3. Częściowo moŜe być ekstrahowany fosfor pochodzący z połączeń organicznych.

BORIE i RUBIO [2003] na podstawie uzyskanych wyników podają, Ŝe podczas ekstrahowania gleby kwasem siarkowym moŜe przechodzić do roztworu od 17 do 85% fosforu związanego z fityną.

W roku 1982 profesor Uniwersytetu w Massey Mike Hedley, w celu oznaczenia frakcji ogólnego fosforu glebowego, opracował nową procedurę sekwencyjnej ekstrakcji gleby [HEDLEY i in. 1982]. 1. Ekstrakcja gleby Ŝywicą nasyconą wodorowęglanem- fosfor (Pn) obecny

w roztworze glebowym oraz bardzo słabo zaadsorbowany na wodorotlenkach i węglanach.

2. Ekstrakcja 0,5 molowym roztworem NaHCO3 o pH 8,5 - fosfor (Bic-Pn) bardzo słabo zaadsorbowany (Pn) oraz fosfor (Po) z organicznych związków łatwo hydrolizujących typu kwasy nukleinowe i fosforany gliceryny [BOWMAN, COLE 1978].

3. Ekstrakcja 0,5 molowym roztworem NaOH - fosfor (NaOH-P) zaadsorbowany na bezpostaciowych i krystalicznych wodorotlenkach Ŝelaza i glinu oraz cząsteczkach gliny (Pn) jak i zaadsorbowany przez kwasy fulwowe i huminowe (Po).

4. Ekstrakcja 1 molowym roztworem HCl - fosfor (HCl-P) obecny w apatytach [FROSSARD i in. 1995].

5. Ekstrakcja stęŜonym HCl o temperaturze 80°C przez 10 minut - fosfor (Pn) i (Po) obecny w glebie w formach bardziej stabilnych.

6. Ogrzewanie ze stęŜonym H2SO4 i H2O2 w temperaturze 360°C - fosfor pozostały. Trzy pierwsze ekstrakcje trwają po 16 godzin. W otrzymanych ekstraktach zawartość fosforu oznaczana jest przed i po mineralizacji nadsiarczanem potasu. Z róŜnicy obliczana jest ilość w glebie fosforu organicznego. StęŜenie fosforu we wszystkich ekstraktach po ich neutralizacji oznaczane jest kolorymetrycznie. Zabarwienie uzyskuje się w wyniku reakcji molibdenianu(VI) amonu i chlorku cyny(II). W reakcji tej jony Sn+2 utleniają się do Sn+4 redukując molibden z Mo+6 do Mo+4. W środowisku kwaśnym jony fosforanowe(V) z jonami Mo+4 tworzą związek kompleksowy o niebieskim zabarwieniu, któremu przypisuje się wzór: (NH4)3[P(Mo3O10)4]. BUEHLER i in. [2002] stosując powyŜszą ekstrakcję sekwencyjną gleb naleŜących do oksioli uzyskali wyniki świadczące o tym, Ŝe dodawany w nawozach fosfor odzyskiwany był w postaci trzech pierwszych frakcji jak równieŜ fosfor z tych frakcji pobierany był przez rośliny. Natomiast HENRIQUEZ i KILLORN [2005] dodając do gleby fosfor uzyskali szybki wzrost ilości frakcji fosforu ekstrahowanego 1 molowym roztworem HCl. Fosfor organiczny w glebie Charakterystyka organicznych związków fosforu w glebie

Organiczny fosfor w glebie występuje w postaci: 1. rozpuszczalnych związków obecnych w roztworze glebowym, 2. trudno rozpuszczalnych form - w glebowych mikroorganizmach, nie rozłoŜonych

resztkach roślinnych i zwierzęcych oraz jako część glebowej materii organicznej. Formy organiczne fosforu stanowią od 20% do 90% całkowitej zawartości tego

pierwiastka w glebie [RUBĆK i in. 1999]. Zawartość P organicznego zaleŜy od rodzaju

M. Gibczyńska

102

gleby i jej składu. Większe jego ilości występują w torfach i glebach leśnych. Przykładowo w wulkanicznych glebach w Chile zawartość fosforu organicznego przekraczała 50% ilości fosforu ogółem osiągając średnio poziom 1600 mg P⋅kg-1 gleby [BORIE, RUBIO 2003], natomiast zawartość fosforu organicznego w glebach z terenu województwa zachodniopomorskiego była w granicach od 44,7 do 178,6 mg P⋅kg-1

gleby [GIBCZYŃSKA i in. 2005]. Rośliny obok jonów fosforanowych mogą prawdopodobnie pobierać rozpuszczalne, organiczne związki fosforu jak np. estry kwasów fosforanowych, które stosunkowo łatwo ulegają reakcji hydrolizy.

Mineralizacja glebowych związków organicznych zawierających fosfor zaleŜy przede wszystkim od aktywności mikrobiologicznej gleby, szybkości rozkładu materii organicznej oraz pobierania tego pierwiastka przez rośliny. PAUL i CLERK [2000] podają, Ŝe odczyn obojętny i lekko alkaliczny sprzyja mineralizacji fosforu organicznego, stąd w takich glebach zawartość fosforu organicznego jest zwykle niŜsza niŜ w glebach kwaśnych. Pobieranie fosforu przez rośliny i kumulacja w ich korzeniach powoduje, Ŝe ilość fosforu organicznego maleje wraz z głębokością. Nadal jednak chemizm glebowego fosforu organicznego jest mało znany. Fosfor organiczny w glebie występuje głównie w postaci fosforanów inozytolu czyli fityny (10-50%) [CALDWELL , BLACK 1958], fosfolipidów (1-5%) [HANCE, ANDERSON 1963; STOTT, TABATABAI 1985], kwasów nukleinowych (0,2-2,5%) [ADAMS i in. 1954] oraz białek i metabolitów fosforanowych w ilościach śladowych, czyli tych związków fosforu, które występują w tkankach roślinnych. JednakŜe ilościowo skład fosforu organicznego jest bardzo zróŜnicowany i zaleŜy od wielu róŜnych czynników. Fityna jest to wapniowo-magnezowa sól kwasu inozytolosześciofosforowego, występująca powszechnie w świecie roślinnym, szczególnie obficie w nasionach zbóŜ i roślin oleistych, a inozytol (witamina B8) to cykliczny alkohol sześciowodorotlenowy występujący tylko jako izomer mio-inozytol (rys. 3). Początkowo uwaŜano, Ŝe kwas inozytolosześciofosforowy jest pochodną fityny występującej w roślinach, ale obecnie wielu autorów wskazuje, Ŝe wytwarzany jest on przez mikroorganizmy [STEVENSON 1986].

OH OH

OHOH

OH

OH

HH H

H

H

a)

HH H

H

H

OPO(OH)2

OPO(OH)2OPO(OH)2O(OH)2PO

O(OH)2PO

O(OH)2PO

b) Rys. 3. Związki tworzące fitynę: a) mio-inozytol, b) kwas inozytolosześciofosforowy Fig. 3. Compounds forming phytin: a) myo-inositol, b) inositolo-sixphosphoric acid

Fosfolipidy są to pochodne tłuszczy zawierające wbudowaną cząsteczkę kwasu ortofosforowego (rys. 4).


103

H2C-O-C-R1

HC-O-C-R2

O

O

H2C-O-P-CH2

O

CH2OH

CHOHOH

Rys. 4. Przykład fosfolipidu - fosfatydyloglicerol Fig. 4. An example of phospholipid - phosphatidylglycerd

Zasadniczo są dwa rodzaje kwasów nukleinowych: kwas rybonukleinowy (RNA) oraz kwas deoksyrybonukleinowy (DNA). Monomer kwasu nukleinowego składa się z cząsteczki pentozy, dla RNA rybozy, dla DNA deoksyrybozy, zasady purynowej lub pirymidowej przyłączonej do pierwszego atomu węgla pentozy, oraz reszty fosforanowej, przyłączonej do trzeciego oraz piątego atomu węgla dwóch sąsiednich pentoz polimeru (rys. 5).

OZASADA

O

O=P-O

O

...

...

OZASADA

O

O=P-O

O

...

... OH Rys. 5. Fragmenty RNA i DNA zawierające cząsteczki kwasu ortofosforowego Fig. 5. Fragments of RNA and DNA containng particles of orthophosphoric acid Metodyka oznaczania organicznych związków fosforu w glebie

Skład i transformacja organicznych związków fosforu w glebie jest mniej rozpoznana niŜ jego form nieorganicznych. Związane to jest z tym, Ŝe połączenia nieorganiczne dominują w glebach klimatu umiarkowanego oraz ekstrakcja i identyfikacja organicznych połączeń fosforu jest bardziej skomplikowana. Obecnie coraz większe zastosowanie do ich jakościowej i ilościowej identyfikacji znajdują metody chromatograficzne i spektroskopia rezonansu magnetycznego [RUBĆK i in. 1999; ZHONGQI i in. 2004]. Badając, przy zastosowaniu metody NMR, zasadowe ekstrakty fosforu organicznego z gleb naturalnych stwierdzono, Ŝe 83-95% występuje jako ester z

M. Gibczyńska

104

jedną cząsteczką kwasu fosforowego, 4-9% jako diester i do 12% w postaci połączeń kwasu ortofosforowego z cząsteczkami cukrów (www.nzic.org.nz).

Ogólnie procedura mająca na celu oznaczenie zawartości w glebie fosforu ogólnego, nieorganicznego i organicznego polega na ekstrakcji gleby stęŜonymi roztworami kwasów lub zasad przed i po mineralizacji na sucho. Ilość fosforu organicznego obliczana jest z róŜnicy między wynikami przed i po mineralizacji.

W metodyce proponowanej przez Blacka i Olsena [OLSEN, DEAN 1965] próbki gleby ogrzewane są w temperaturze 240°C przez godzinę na następnie ekstrahowane stęŜonym HCl o temperaturze 80°C.

RUBĆK i in. [1999] stosowali następujące warunki ekstrakcji. Fosfor ogółem w glebach był oznaczany po ogrzewaniu z mieszaniną stęŜonego H2SO4 i HClO4 w temperaturze 250°C. Natomiast fosfor nieorganiczny ekstrahowano 6 molowym roztworem H2SO4 w 70°C przez 30 minut. Zawartość fosforu organicznego obliczano z róŜnicy między otrzymanymi wartościami. Mając na uwadze konieczność oznaczania tej części fosforu organicznego, który nie zawsze daje się z gleby wyekstrahować BROGOWSKI [1966] opracował inny schemat ekstrakcji sekwencyjnej z uŜyciem roztworów: 4% NH4OH, 0,25 molowego H2C2O4, a następnie mineralizacji ekstraktów na drodze ogrzewania ze stęŜonym H2SO4 i KMnO4.

TURNER i in. [2003] omawiając skład fosforu organicznego w glebach z terenów Zachodnich Stanów Ameryki przedstawili metodykę jego oznaczania: 1. Ogólny fosfor oznaczono poprzez stapianie z NaOH. 2. Ogólną zawartość fosforu organicznego i nieorganicznego oznaczono ogrzewając

próbki gleby w temperaturze 550°C przez 2 godziny a następnie ekstrahując 1M H2SO4. Przeprowadzano równieŜ ekstrahowanie próbek gleby nieogrzewanych. Zawartość fosforu organicznego obliczono z róŜnicy wyników otrzymanych dla próbek ogrzewanych i nieogrzewanych [SAUNDERS, WILIAMS 1955].

Charakterystykę fosforu organicznego wykonano ekstrahując najpierw próbki gleby roztworem 0,25 M NaOH-0,05 M EDTA przez 16 godzin, a następnie oznaczając dwojako jego zawartość: kolorymetrycznie z molibdenianem amonu oraz z zastosowaniem spektroskopii MNR (rys. 6).

Zawartość fosforu ogólnego oznaczonego wg tej procedury wahała się w granicach od 220 do 1210 mg P⋅kg-1 gleby, a fosfor nieorganiczny stanowił od 27 do 76% ogólnej ilości. Obliczona z róŜnicy zawartość fosforu organicznego wynosiła od 18 do 280 mg P⋅kg-1 gleby. Natomiast stosując ekstrakt 0,25 M NaOH- 0,05 M EDTA odzyskiwano od 12 do 45% całkowitego fosforu glebowego.

KOPER [1996] prowadząc badania nad glebowym fosforem organicznym za-stosował rozdział na cztery frakcje: lipidową (PFI), kwasu RNA (PFII), kwasu DNA (PFIII), oraz inozytolową (PFIV). Rozdział na frakcje PFI-PFIV dokonano stosując ekstrakcję sekwencyjną z wykorzystaniem odczynników organicznych [RZEŚNOWIECKA-SULIMIERSKA i in. 1984]. Metodyka ta została opracowana na bazie metod izolacji organicznych związków fosforu wg McKERCHERA i ANDERSONA [1968] oraz ANDERSONA i HANCE [1963]. Po uzyskaniu ekstraktu zawierającego fosforany inozytolowe przeprowadzono ich rozdział na niŜsze i wyŜsze estry fosforu inozytolowego stosując technikę chromatografii kolumnowej jonowymiennej. Zawartość frakcji fosforu związków organicznych w glebie płowej nawoŜonej obornikiem lub gnojowicą kształtowała się następująco: P-lipidowy (PFI) < P-DNA (PFIII) < P-inozytolowy (PFIV) < P-RNA (PFII). Ilość fosforu organicznego obecnego w glebie w postaci frakcji P-RNA (PFII) osiągnęła maksymalnie wartości dla gleb; piaszczystej i gliniastej odpowiednio 89 i 108 mg P⋅kg-1


105

gleby [KOPER 1996]. Natomiast STEVENSON [1986] wskazuje, Ŝe zaleŜność między ilością poszczególnych frakcji fosforu organicznego w glebie układa się następująco: P-inozytolowy < P-lipidowy < P kwasów nukleinowych.

M. Gibczyńska

106

Przykładowo w glebach ze stanu Iowa, forma inozytolowa stanowiła od 3 do 52% fosforu organicznego, fosfolipidowa 0,5-7,0 % i w kwasach nukleinowych średnio 3,0%. Fosfor przyswajalny w glebie

Fosfor jest pierwiastkiem niezbędnym do Ŝycia dla wszystkich Ŝywych orga-nizmów i podlega obiegowi w przyrodzie. Znajomość zawartości przyswajalnej formy składników pokarmowych pozwala na stosowanie nawozów w dawkach optymalnych z punktu widzenia ekologicznego, ekonomicznego oraz wielkości i jakości plonu. W najbardziej dogodnych warunkach rośliny nie mogą pobrać więcej niŜ 30% dostarczonego fosforu, reszta pozostaje w glebie i ulega uwstecznieniu (unieruchomieniu, fiksacji) [ANDRZEJEWSKI, SOCHA 1998]. Zawartość przyswajalnych form składników pokarmowych w glebach moŜe być oznaczana metodami: - biologicznymi, - biologiczno-chemicznymi, - chemicznymi. Metody biologiczne

Do grupy metod biologicznych zaliczamy metody: 1. mikrobiologiczne - polegające na obserwacji rozwoju bakterii glebowych

i grzybów, 2. wazonowe - oparte, przewaŜnie, na pełnym cyklu rozwoju roślin uprawianych w

wazonach z glebą, 3. polowe - oparte na obserwacji roślin uprawianych w doświadczeniach ścisłych,

obserwacyjnych i łanowych. 1. Metody mikrobiologiczne Metoda azotobaktera. Metoda ta zapoczątkowana została przez Christensena. Polega ona na nawoŜeniu nawozami mineralnymi mikrowazoników z glebą zadaną węglowodanem i obserwacji rozwoju kolonii azotobaktera na powierzchni gleby. Azotobakter jest to rozpowszechniona w glebie bakteria tlenowa, najlepiej rozwijająca się przy pH 6,5-7,5. Jej rozwój w duŜym stopniu zaleŜy od zawartości w glebie fosforu i wapnia i dlatego metoda ta nadaje się do badania zawartości w glebie tych składników. Metoda kropidlaka (aspergilusa) (Aspergillus niger). Metodę tą zapoczątkował Butkiewicz i stosuje się ją do oznaczenia potrzeby nawoŜenia gleb lekkich i torfowych potasem i fosforem. Do zbuforowanej poŜywki organicznej bez potasu lub fosforu, zaleŜnie od celu badań, dodaje się niewielkie ilości gleby i szczepi się ją hodowlą grzyba Aspergillus niger. Ze stopnia rozwoju tego organizmu w poŜywce sądzi się o ilości przyswajalnego potasu lub fosforu w glebie. Metodę tą stosuje się teŜ do oznaczania zawartości w glebie: miedzi, molibdenu i magnezu. Metoda Cunninghamella elegants. Jest to metoda grzybowa pozwalająca na ocenę zawartości w glebie azotu, fosforu i potasu. Glebę traktuje się odpowiednimi po-Ŝywkami zawierającymi potrzebne grzybowi składniki pokarmowe, oprócz badanego. O zawartości badanego składnika wnioskuje się z wielkości rozwiniętej grzybni bez jej waŜenia [NOWOSIELSKI 1968]. 2. Metody wazonowe

Metody wazonowe, pomimo stosowania licznych analiz chemicznych, zaliczane są do metod biologicznych, gdyŜ oparte są na reakcji Ŝywego organizmu na zmianę


107

poszczególnych, badanych składników. Doświadczenia wegetacyjne prowadzone są w wazonach mieszczących od kilkuset gramów do kilkunastu kilogramów gleby. Najbardziej popularne są wazony, Mitscherlicha, które w Polsce stosowano juŜ w latach trzydziestych, w stacji wegetacyjnej w Gorzowie Wielkopolskim. W celu określenia zasobności gleby wykorzystuje się najczęściej zmodyfikowane równanie Mitscherlicha w postaci: log(A - y0) = logA - c ⋅ b, a po przekształceniu - b = [log A - log(A - y0)] : c A plon maksymalny z wazonu nawoŜonego wszystkimi składnikami pokarmowymi, y0 plon kontrolny uzyskany z wazonu bez badanego składnika, b ilość danego składnika w formie przyswajalnej dla roślin (miernik zasobności

gleby), c stała Mitscherlicha. Test Mitscherlicha, nie jest obecnie stosowany na szerszą skalę, jakkolwiek doś-wiadczenia wazonowe pozostały jedną z waŜniejszych metod badawczych w chemii rolnej. Doświadczenia te słuŜą obecnie do porównywania róŜnych nawozów oraz do określania wartości rezerw składników pokarmowych nagromadzonych w glebie w wyniku wieloletniego nawoŜenia. Na podstawie wyników doświadczeń wazonowych dokonuje się równieŜ wyboru, lub przeprowadza kalibrację testów chemicznych i fizykochemicznych, czyli analizy gleby. 3. Metody polowe

Ścisłe doświadczenie polowe jest najbardziej dokładną, jakkolwiek pracochłonną i drogą metodą określania zasobności gleb. Metodę tą stosował juŜ Boussingault w pierwszej połowie dziewiętnastego wieku. Polega ona na przeprowadzeniu doświadczenia z roślinami wyŜszymi na naturalnym ich stanowisku. Klasyczny schemat doświadczenia przewiduje 8 kombinacji nawozowych. Doświadczenia takie dla 3 składników, np. azotu, fosforu i potasu obejmują 8 kombinacji, które moŜna przedstawić w tzw. uporządkowaniu Yatesa: N0P0K0 = I, N1P0K0 = a, N0P1K0 = b, N0P0K1 = c, N1P1K0 = ab, N1P0K1 = ac, N0P1K1 = bc, N1P1K1 = abc. W najprostszym ujęciu, efekt główny stanowi róŜnicę między sumami plonów uzy-skanymi w obiektach z nawoŜeniem danym składnikiem i sumami plonów uzyskanymi w obiektach bez nawoŜenia. Zgodnie z definicją efekt główny, np. dla fosforu oblicza się następująco: P = (b + ab + bc + abc ) - (I + a + c + ac).

Doświadczenia polowe stanowią nadal podstawową metodę oceny zasobności gleby i potrzeb nawozowych roślin, ale ich schematy uległy daleko idącym zmianom. Doświadczenia polowe wykorzystywane są równieŜ do kalibracji testów glebowych i roślinnych oraz ustalania potrzeb nawozowych roślin. Metody biologiczno-chemiczne

Metoda szalkowa Neubauera jest typową metodą opartą na reakcji roślin na zasobność gleby, przy wykorzystywaniu jednak wyników analiz chemicznych materiału roślinnego, jako podstawy do wnioskowania, a więc jest metodą biologiczno-chemiczną,. Punktem wyjściowym do opracowania tej metody był wielokrotnie stwierdzany fakt, Ŝe w początkowym okresie wzrostu rośliny, pobieranie przez nią

M. Gibczyńska

108

składników pokarmowych wyprzedza przyrost masy. Zachodzi, więc pewne nagromadzanie w roślinie składników mineralnych. Jeśli wi ęc mała masa gleby zostanie obsiana duŜą ilością nasion, to zasoby łatwo dostępnych składników pokarmowych zostaną przez rośliny szybko wyczerpane. Tak więc analiza chemiczna rośliny wykaŜe ilości pobranych przez nią fosforu i potasu, co pozwoli na ocenę zasobności gleby w te składniki pokarmowe.

W metodzie tej uŜywa się małych krystalizatorów - szalek szklanych - o średnicy około 12 cm, w których umieszcza się l00 g gleby zmieszanej z 50 g czystego piasku kwarcowego, a na tę warstwę nakłada się jeszcze 250 g samego piasku i obsiewa się następnie stu ziarnami Ŝyta. Kontrolę stanowi krystalizator, w którym podłoŜe stanowi sam piasek. Po 17 dniach analizuje się całe rośliny na zawartość fosforu oraz potasu, a odejmując od znalezionej ilości P i K zawartości tych składników w roślinach wyrosłych na samym piasku kwarcowym uzyskuje się ilości P i K znajdujące się w glebie w formie łatwo dostępnej dla roślin. Neubauer załoŜył, Ŝe rośliny Ŝyta w warunkach laboratoryjnych mogą pobrać 5 razy więcej fosforu i potasu niŜ w uprawie polowej. Analizując wymagania pokarmowe roślin uprawnych załoŜył, Ŝe 20% fosforu i potasu znalezionego w Ŝycie po przeliczeniu na l ha jest dostępne dla uprawianych roślin. W późniejszym okresie swoich badań Neubauer opracował współczynniki dla poszczególnych gatunków roślin uprawnych - mianowicie - potas wykorzystywany jest z gleby w granicach 12-25%, a fosfor w 20-33% w stosunku do ilości pobieranej przez Ŝyto w badaniach laboratoryjnych. W porównaniu z metodą wazonową metoda ta jest znacznie tańsza, mniej pracochłonna i szybsza, a ponadto nie wymaga specjalnych po-mieszczeń (hal wegetacyjnych). Dlatego teŜ przez pewien okres w latach trzydziestych była ona - mimo podnoszących się głosów krytycznych - szeroko stosowana, zwłaszcza w Niemczech. Z biegiem lat takŜe i ta metoda ustąpiła miejsca metodom chemicznym. Metody chemiczne

Rozwój chemii analitycznej wyłonił olbrzymie moŜliwości dla wszystkich badań przyrodniczych, w tym teŜ równieŜ dla badań związanych z rolnictwem. MoŜliwość opracowywania metod analitycznych dostosowanych do potrzeb rolnictwa jest nieograniczona. Metody chemiczne mają tę zaletę, Ŝe są bardzo dokładne, szybkie, istnieje moŜliwość zmechanizowania prac laboratoryjnych, co znacznie obniŜa koszty analiz. W metodach chemicznych analizowana jest gleba lub materiał roślinny, a niekiedy niezbędna jest analiza gleby i materiału roślinnego w celu opracowania odpowiednich wniosków dla praktyki rolniczej. W pierwszym okresie badań nad zawartością przyswajalnych dla roślin składników pokarmowych w glebie próbowano oznaczać całkowitą ich zawartość, stapiając glebę z węglanem sodu lub rozkładając kwasem fluorowodorowym. Gdy ten sposób zawiódł (a zawieść musiał, gdyŜ znaczna część składników pokarmowych znajduje się w glebie w formie bardzo trudno dostępnej dla roślin), podjęto próby oceny zasobności gleby na podstawie oznaczenia ilości składników pokarmowych rozpuszczalnych w wodzie. RównieŜ i ten sposób nie spełnił pokładanych w nim nadziei. Rozpuszczalność w wodzie znajdujących się w glebie związków róŜnych pierwiastków stanowiących dla roślin składniki pokarmowe jest bardzo mała, natomiast wydzieliny korzeniowe powodują przejście do roztworu glebowego takŜe połączeń trudniej rozpuszczalnych w wodzie. Wydzieliny korzeniowe mają odczyn kwaśny odpowiadający w przybliŜeniu kwasowości 1-2% roztworu kwasu cytrynowego. To rozeznanie dało podstawę do opracowania kilku metod ekstrakcji z gleby ilości przyswajalnych dla roślin fosforu i potasu przy zastosowaniu 1% roztwo-ru kwasu cytrynowego. JuŜ na początku XX wieku uznano, Ŝe ilość składnika ekstrahowana z gleby moŜe wykazywać ścisłą korelację z wymaganiami pokarmowymi roślin, albo ogólniej z tzw. wskaźnikami roślinnymi. Jako wskaźniki roślinne przyjmuje


109

się plon i pobranie danego składnika przez rośliny nienawoŜone lub ich przyrosty, spowodowane nawoŜeniem danym składnikiem. Na tej podstawie zrodziło się nowoczesne podejście do analizy gleby i do całego systemu nawoŜenia opartego na testach glebowych. Na taki system nawoŜenia składają się trzy główne elementy: - wybór testu, - kalibracja testu, - wyznaczenie wielkości dawek nawozów dla przedziałów wartości testu. WaŜnym kryterium wyboru testu jest oczywiście znajomość procesów decydujących o przyswajalności danego składnika pokarmowego dla roślin.

PAUL i CLARK [2000] podają, Ŝe mineralizacja fosforu organicznego jest ściśle związana z warunkami środowiska. Odczyn obojętny i lekko alkaliczny sprzyja mineralizacji i stąd w takich glebach zawartość fosforu organicznego jest zwykle niŜsza niŜ w glebach kwaśnych. Obok jonów fosforanowych rośliny mogą prawdopodobnie pobierać rozpuszczalne, organiczne związki fosforu jak np. estry kwasów fosforanowych, które stosunkowo łatwo ulegają reakcji hydrolizy. Procesy decydujące o przyswajalności fosforu dla roślin są bardzo złoŜone. Obecnie znanych jest, co najmniej kilkadziesiąt róŜnych sposobów ekstrakcji fosforu łatwo rozpuszczalnego czy teŜ przyswajalnego [NOWOSIELSKI 1968]. Liczne testy opracowane dla tego składnika wykorzystują reakcje zachodzące między roztworem ekstrakcyjnym i fosforem znajdującym się w glebie: 1. rozpuszczania w wodzie i roztworach soli o odczynie obojętnym, np. CaCl2, 2. rozpuszczania w kwasach, 3. wymiany z anionami kwasów organicznych (mlekowego, cytrynowego itp.), 4. hydrolizy połączeń fosforowych przez roztwory alkaliczne. 1. Metoda Egnera-Riehma

W Polsce jako metodę do oznaczania zasobności gleb w dostępny dla roślin fosfor przyjęto, tzw. metodę „mleczanową" opracowaną przez H. Egnera w Szwecji (rok 1932) i zmodyfikowaną częściowo przez H. Riehma w Niemczech (rok 1943). Modyfikacja polegała na zwiększeniu (podwojeniu) stęŜenia roztworu ekstrakcyjnego. Metoda ta funkcjonuje pod nazwą metody Egnera-Riehma. Metoda ta została sprawdzona, w Szwecji i w Niemczech na bardzo duŜej ilości doświadczeń polowych i wykazuje duŜą zgodność z wynikami otrzymywanymi w tych doświadczeniach. Jednak nie jest to metoda odpowiednia do gleb zasadowych i organicznych. Stosowany roztwór ekstrakcyjny charakteryzuje się następującymi zaletami: 1. posiada pH = 3,5, bliskie odczynowi rizosfery i jest dobrze zbuforowany, 2. jony wapnia zawarte w roztworze ograniczają rozpuszczalność związków

organicznych, dzięki czemu otrzymywany przesącz jest bezbarwny, 3. w ekstrakcie moŜna oznaczyć równieŜ zawartość przyswajalnego potasu. Metoda polega na ekstrahowaniu gleby buforem mleczanowym otrzymywanym w reakcji: 2(CH3CHOHCOO)2Ca + 2HC1 ⇔ 2CH3CHOHCOOH + (CH3CHOHCOO)2Ca + CaCl2

W metodzie Egnera-Riehma czas ekstrakcji wynosi 90 minut, a stosunek gleby do roztworu 1 : 50 (wagowo). Fosfor w przesączu glebowym oznacza się metodą kolorymetryczną. Zabarwienie uzyskuje się w wyniku reakcji molibdenianu(VI) amonu i chlorku cyny(II). W reakcji tej jony Sn+2 utleniają się do Sn+4 redukując molibden z Mo+6 do Mo+4. W środowisku kwaśnym jony fosforanowe(V) z jonami Mo+4 tworzą związek kompleksowy o niebieskim zabarwieniu, któremu przypisuje się wzór: (NH4)3[P(Mo3O10)4] Dodawany fotoreks spełnia tu rolę katalizatora reakcji i utrwalacza zabarwienia. Oprócz metody Egnera-Riehma najbardziej popularnymi metodami stosowanymi w

M. Gibczyńska

110

Europie i Ameryce są następujące metody: 1. Olsena, 2. Braya-Kurtza (nr 3), 3. Van der Paauw′a, 4. Houby. 2. Metoda Olsena

W metodzie tej do ekstrakcji stosuje się roztwór NaHCO3 o stęŜeniu 0,5 mol⋅dm-3 i pH wynoszącym 8,5. Olsen podkreśla, Ŝe roztwór taki zmniejsza aktywność jonów wapnia, poniewaŜ wiąŜe je w nierozpuszczalny węglan wapnia i dzięki temu rozpuszcza przynajmniej częściowo fosforany wapnia i magnezu. Ponadto roztwór ten rozpuszcza częściowo fosforany Ŝelaza i glinu, poniewaŜ wiąŜe glin w kompleksy a Ŝelazo wytrąca w postaci wodorotlenków. W związku z tym ocenia się, Ŝe metoda ta nadaje się do oznaczania zawartości fosforu przyswajalnego w glebach kwaśnych i zasadowych [NOWOSIELSKI 1968]. UwaŜa się, Ŝe wyciąg Olsena, jako łagodny, powinien być odpowiedniejszy dla gleb zasadowych niŜ inne wyciągi. Z przytoczonych informacji wynika, Ŝe metoda ta jest jedną z najtrafniejszych metod, jednak jej minusem jest to, Ŝe wymagane jest odbarwianie wyciągu, szczególnie dla gleb o większej zawartości substancji organicznej. W metodzie tej czas ekstrakcji wynosi 30 minut, a stosunek gleby do roztworu 1 : 20 (wagowo). Zasobność gleb ocenia się następująco: - bardzo mała od 1 do 5, - niska od 6 do 10, - średnia od 11 do 20 , - wysoka od 21 mg P w 100 g gleby <www. mvproduce.com> 3. Metoda Braya-Kurtza

Wyciągi Braya-Kurtza, zaprezentowane w roku 1941 stanowią roztwory fluorku amonu, charakteryzujące się kwaśnym odczynem. Autorzy opracowali kilka wariantów tej metody oznaczając je numerami. Według np. CHRISTENSON′A i in. [1992], przy zastosowaniu metody nr 1 (NH4F + HCl) nie jest ekstrahowany cały fosfor przyswajalny, jeŜeli gleba zawiera wolny węglan wapnia i metoda ta moŜe być stosowana do gleb o pH poniŜej 7,2. W innym przypadku zaleca się metodę Olsena.

Najbardziej popularna jest metoda nr 3, która polega na ekstrakcji gleby roztworem NH4F o stęŜeniu 0,5 mol⋅dm-3 o odczynie obojętnym. Za pomocą tej metody oznacza się całkowitą zawartość fosforu zaadsorbowanego, jaki moŜe uruchomić się w kwaśnej glebie w wyniku jej zwapnowania. Roztwór ten rozpuszcza tylko fosforany glinu natomiast nie rozpuszcza fosforanów Ŝelaza i tylko w niewielkim stopniu rozpuszcza fosforany wapnia. Zdaniem NOWOSIELSKIEGO [1968], przy uŜyciu tego wyciągu uzyskuje się stosunkowo mniej trafne wskazania, gdyŜ oznacza się mało dostępny fosfor związany przez glin. Średnia zawartość fosforu przyswajalnego oznaczonego tą metodą wynosi 33,6 mg P2O5 na 100 g gleby. Ekstrakcję w tej metodzie przeprowadza się w następujący sposób: 1 gram gleby wytrząsa się 1 godzinę z 50 cm3 roztworu NH4F o stęŜeniu 0,5 mol⋅dm-3 o odczynie obojętnym. Po przesączeniu do próbki dodaje się roztwór H3BO3 w celu związania fluorków przeszkadzający przy kolorymetrycznym oznaczeniu. Zabarwienie uzyskuje się w wyniku reakcji molibdenianu(VI) amonu i chlorku cyny (II), analogicznie jak w metodzie Egnera-Riehma. 4. Metoda van der Paauw′′′′a

Wyciąg wodny do oznaczania przyswajalnego fosforu w glebie zastosowali Spurway i Nemec w roku 1926. Zdaniem Spurwaya woda rozpuszcza podobne ilości


111

fosforu, co rozcieńczone kwasy organiczne [SPURWAY, LAWTON 1949]. Natomiast w roku 1962 van der Paauw opracował, a w 1971 zautomatyzował prostą metodę oznaczania fosforu przyswajalnego za pomocą ekstrakcji gleby wodą, [VAN DER PAAUW 1971]. Ilość fosforu przyswajalnego oznaczonego tą metodą jest znacznie niŜsza niŜ przy zastosowaniu innych metod. DuŜą zaletą tej metody jest dostępność roztworu ekstrakcyjnego. JednakŜe istotną przeszkodą moŜe być często za małe stęŜenie fosforu. SIPPOLA i SAARELA [1986] zaznaczają równieŜ, Ŝe zawartość fosforu w ekstrakcie wodnym jest niska, ale występuje dobra korelacja między wynikami ekstrakcji wodą i octanem amonu, poniewaŜ w obu wypadkach ekstrahują się najłatwiej rozpuszczalne związki fosforu. HARTIKAINEN [1982] oznaczając w 104 glebach, fosfor przyswajalny za pomocą ekstrakcji wodą otrzymał wyniki w zakresie od 0,2 do 117,8 mg P⋅kg-1. Warunki wykonywania analizy są następujące: roztwór ekstrakcyjny woda destylowana, czas ekstrakcji 22 godziny, stosunek gleby do roztworu 1 : 6 (objętościowo). 5. Metoda Houby

Roztwór ekstrakcyjny w postaci 0,01 molowego roztworu CaCl2 został za-proponowany przez Houbę i jest stosowany do oznaczeń dostępnych form składników pokarmowych w glebach ornych oraz ich odczynu [HOUBA i in. 1986]. Obecnie metoda z roztworem CaCl2, jako metoda oficjalna, objęta została normą międzynarodową ISO 10390. Zaletą tej metody jest moŜliwość oznaczania w otrzymanym ekstrakcie zawartości, zarówno przyswajalnego fosforu, jak i potasu. Natomiast FOTYMA i SZEWCZYK [1996] na podstawie duŜego materiału badawczego nie odnotowali korelacji między zawartością fosforu przyswajalnego oznaczonego metodą Egnera-Riehma i metodą z CaCl2 i stąd wniosek, Ŝe nie moŜna kalibrować danych metody z CaCla na podstawie testu Egnera-Riehma.

Warunki wykonania ekstrakcji są następujące: roztwór ekstrakcyjny roztwór CaC12 o stęŜeniu 0,01 mol⋅dm-3, czas ekstrakcji 120 minut, stosunek gleby do roztworu 1 : 10 (wagowo).

Testy dynamiczne

Opisane powyŜej testy glebowe miały charakter statyczny, czyli opierały się na ilości składnika rozpuszczonego wyekstrahowanego z gleby określonym roztworem. Obecnie usiłuje się wykorzystać równieŜ testy dynamiczne, dające obraz zaleŜności między róŜnymi formami danego składnika w glebie tzn. forma aktywną, ruchomą i zapasową. W tej grupie znajduje się, tzw. metoda Q/I. Proces ten opisuje się stosując izotermy adsorpcji, czyli równania Langmuira i Freundlicha. Znajduje tu równieŜ zastosowanie równanie Pagela, wyznaczone na drodze eksperymentalnej [FOTYMA, MERCIK 1995]. Równanie to ma postać: Q = n √I + b Q ilość fosforu adsorbowana lub desorbowana do roztworu glebowego w mg⋅kg-1

gleby, I stęŜenie fosforu w roztworze ekstrakcyjnym w mg⋅dm-3, n, b współczynniki równania. Krzywa Q/I opisuje zaleŜność między zmianą zawartości ruchomej i aktywnej formy fosforu w glebie. W celu wyznaczenia krzywej Q/I przygotowuje się dwie nawaŜki gleby i jedną z nich wytrząsa się z roztworem CaCl2 o stęŜeniu 0,01 mol⋅dm-3

M. Gibczyńska

112

niezawierającym fosforu a drugą z roztworem CaCl2 zawierającym np. 5 mg⋅dm-3 jonów fosforanowych. Po odsączeniu oznacza się zmianę zawartości fosforu w roztworze ekstrakcyjnym. W roztworze samego CaCl2 następuje zwiększenie zawartości fosforu, który uległ desorpcji z ruchomej formy składnika w glebie. Otrzymane dane doświadczalne pozwalają na rozwiązania powyŜszego równania. Wartości charakteryzujące sorpcję fosforu, tzn. I0 i Q0 jak wiadomo zaleŜą od własności gleby i jej stopnia zasobności w fosfor. Według FOTYMY i MERCIKA [1995] przy wartości I0 = 0,6 do 1,0 mg P⋅dm-3 rośliny są w wystarczającym stopniu zaopatrzone w fosfor i nie reagują na nawoŜenie tym składnikiem.

Obecnie w Polsce obowiązują dwie normy dotyczące oznaczania zawartości fosforu przyswajalnego w glebach, są to: - PN-R-04023:1996 Analiza chemiczno-rolnicza gleby. Oznaczanie zawartości

przyswajalnego fosforu w glebach mineralnych, - PN-R-04024:1997 Analiza chemiczno-rolnicza gleby. Oznaczanie zawartości

przyswajalnego fosforu, potasu, magnezu i manganu w glebach organicznych. Literatura ADAMS A.P., BARTHOLOMEW W.V., CLARK F.E. 1954. Measurement of nucleic acid com-ponents in soil. Soil Sci. Soc. Am. Proc. 18: 40-46.

ANDERSON G., HANCE R.J. 1963. The nature of alkali-soluble soil organic phosphates. Plant Soil 19: 296-303.

ANDRZEJEWSKI M., SOCHA T. 1998. Fosfor i jego przydatność w badaniach archeologi-cznych, w: Nauki przyrodnicze i fotografia lotnicza w archeologii. W. Śmigielski (Red.) Wyd. Muzeum Archeologiczne Poznań: 57-64.

BEDNAREK W., MAĆKOWIAK C., TKACZYK P. 1999. Mineralne frakcje fosforu w glebie nawoŜonej obornikiem i azotem. Biul. Magnez. 4: 494-498.

BORIE F., RUBIO R. 2003. Total and organic phosphorus in Chilean Volkanic soils. Gayana Bot. 60(1): 69-79.

BOWMAN R.A., COLE C.V. 1978. An exploratory method for fractionation of organic phosphorus from grassland. Soil Sci. 125: 95-101.

BROGOWSKI Z. 1966. Metodyka oznaczania mineralnego i organicznego fosforu w glebie. Rocz. Glebozn. 16(1): 194-207.

BRZEZI ŃSKI W., DULINICZ M., KOBYLI ŃSKI Z. 1983. Zawartość fosforu w glebie jako wskaźnik dawnej działalności ludzkiej. Kwartalnik Historii Kultury Materialnej 31: 277-297.

BUCKMAN H.C., BRADY N.C. 1971. Gleba i jej właściwości. W-wa: 421.

BUEHLER S., OBERSON A., RAO I.M., FRIESEN D.K., FROSSARD E. 2002. Sequential phos-phorus extraction of a 33P-Labeled oxisol under contrasting agricultural systems. Soil Sc. Soc. Am. J. 66(3): 868-877.

CALDWELL A.G., BLACK C.A. 1958. Inositol hexaphosphate: I. Quantitative determination in extracts of soils and manures. Soil Sci. Soc. Am. Proc. 22: 290-293.

CHANG S.C., JACKSON M.L. 1957. Fractionation of soil phosphorus. Soil Sci. 84: 133-144.

CHRISTENSON D.R., WARNCKE D.D., VITOSH M.L., JACOBS L.W., DAHL J.G. 1992. Fertilizer recommendations for field crops in Michigan. Soils & Soil Management - Fertilizer - 06029704 07/10/97.


113

DECHNIK I., BEDNAREK W. 1986. The content of mineral phosphorus fractions in soil fertilized with various phosphorus compounds. Pol. J. Soil Sci. 18(1-2): 63-67.

FOTYMA M., M ERCIK S. 1995. Chemia rolna. PWN Warszawa: 212-219.

FOTYMA M., SZEWCZK M. 1996. Preliminary calibration of 0,01 mol⋅dm-3 CaCl2 soil test in Poland. Polish J. of Soil Sci. vol. XXIX/1: 13-21.

FROSSARD E., BROSSARD M., HEDLEY M.J., METHERELL A. 1995. Reactions controlling the cycling of P in soils, w: Phosphorus in the global environment. Tiessen (Ed.) John Wiley & Sons Ltd. Chichester, England: 107-138.

GIBCZY ŃSKA M. 2000. Długotrwałość wpływu wapnowania na zmiany niektórych właś-ciwości chemicznych gleby lekkiej. Rozpr. 193, AR Szczecin: 56 ss.

GIBCZY ŃSKA M., GAŁCZY ŃSKA M., KLIMEK J., MOCARSKI N. 2005. Contents of organic and inorganic phosphorus compounds in soils of West Pomerania. Chemical Products in Agriculture and Environment V6: 369-374.

GRZEBISZ W., BLECHARCZYK A., MAJ M. 1993. Wpływ wieloletniego nawoŜenia organi-cznego i mineralnego na formy fosforu w glebie pod monokulturą Ŝyta i ugorem czarnym. Zesz. Nauk. AR Kraków Sesje Nauk. 1: 27-37.

HANCE R.J., ANDERSON G. 1963. Extraction and estimation of soil phospholipids. Soil Sci. 96: 94-98.

HARTIKAINEN H. 1982. Water soluble phosphorus in finish mineral soils and its depen-dence on soil properties. J. of Scientifik Agricultural Society of Finland 54: 89-98.

HARTIKAINEN H. 1983. Effect of liming on phosphorus in two soils different organic matter content. Part I. Changes of native and applied phosphorus in incubation ex-periment. J. Sci. Agric. Soc. Finl. 55: 345-354.

HEDLEY M.J., STEWART J.W.B., CHAUHAN B.S. 1982. Changes inorganic and organic soil phosporus fraction induced by cultivation practices and by laboratory incubations. Soil Sc. Soc. Am. J. 46: 970-976.

HEISERMAN D.L. 1997. Księga pierwiastków chemicznych. Prószyński i S-ka, Warszawa: 76-78.

HENRIQUEZ C., KILLORN R. 2005. Soil P forms and P uptake under intensive plant growth in the greenhouse. Agronomia Costarcense 29(2): 83-97.

HONGQING HU, CHUNYING TAN, CHONGFA CAI , JIZHENG HE, XUEYUAN L I 2001. Availability and residual effects of phosphate rocks and inorganic P fraction in red soil of Central China. Nutrient Cycling in Agroecosystems. 59: 251-258.

HOUBA V.J.G., NOVOZAMSKI J., HUYBREGTS A.M.W. 1986. Comparison of soil extractions by 0.01 CaCl2, by EUF and by some conventional extraction procedures. Plant and Soil 96: 433-437.

KOPER J. 1996. Zmiany zawartości fosforu związków organicznych i jego frakcji w glebie wywołane wieloletnim nawoŜeniem organicznym. Rozpr. 75 AT-R Bydgoszcz: 21 ss.

M CKERCHER R.B., ANDERSON G. 1968. Content of inositol penta- and hexa phosphates in some Canadian soils. J. Soil Sci. 19: 47-55.

NOWOSIELSKI O. 1968. Metody oznaczania potrzeb nawoŜenia. PWRiL Warszawa: 249 ss.

OLSEN S.R., DEAN L.A. 1965. Methods of soil analysis. Part 2. Black C.A. (Ed.) in Chief. Madison, Wisconsin USA: 1035-1049.

PARDO P., LÓPEZ-SÁNCHEZ J.F., RAURET G. 2003. Relationships between phosphorus fractionation and major components in sediments using the SMT harmonised extraction

M. Gibczyńska

114

procedure. Analytical and Bioanalytical Chemistry: 248-254.

PAUL E., CLARK F. 2000. Mikrobiologia i biochemia gleb. UMCS Lublin: 345-354.

PETERSEN G.W., COREY R.B. 1966. A modified Chang and Jackson procedure for routine fractionation of inorganic soil phosphates. Soil Sci. Soc. Am. Proc. 30: 563-565.

RACZUK J. 1998. Rozmieszczenie mineralnych związków fosforu w glebach piaskowych Niziny Południowopodlaskiej. Rocz. Glebozn. 49(3/4): 135-141.

RUBĆK G.H., GUGGENBERGER G., ZECH W., CHRISTENSEN B.T. 1999. Organic phosphorus in soil size separates characterized by phosphorus - 31 nuclear magnetic resonance and resin extraction. Soil Sci. Soc. Am. J. 63: 1123-1132.

RZEŚNOWIECKA -SULIMIERSKA G., CIEŚLA W., KOPER J. 1983. Badania nad fosforem or-ganicznym. Część I. Fosfor organiczny na tle zawartości C, N i S w niektórych glebach uprawnych i leśnych. Roczn. Glebozn. 34: 63-74. SAUNDERS W.M.H., W ILIAMS E.G. 1955. Observations on the determinationof total or-ganic phosphorus in soils. J. Soil Sci. 6: 254-267.

SIPPOLA J., SAARELA J. 1986. Some extraction methods as indicators of need for phos-phorus fertilization. Annales Agriculturae Fenniae: 265-271.

SPURWAY C.H., LAWTON K. 1949. Soil testing. A practical system of soil fertility diagno-sis. Mich. Agr. Exp. Sta. Tech. Bulletin 132 (4th revision).

STEVENSON F.J. 1986. Cycles of soil carbon,nitrogen, phosphorus, sulfur, micronutriens. John Wiley & Sons Ltd.: 231-284.

STOTT D.E., TABATABAI M.A. 1985. Identification of phospholipids in soils and sewage sludges by high-performance liquid chromatography. J. Environ. Qual. 14: 107-110.

SYERS J.K., SMILLE G.W., WILLIAMS J.D.H. 1972. Calcium fluoride formating during extraction of calcareous soils with fluoride. I. Implication to inorganic P fractionation scheme. Soil Sci. Soc. Am. Proc. 36: 20-25.

TURNER B.L., CADE-M ENUN B.J., WESTERMAN D.T. 2003. Organic phpsphorus composi-tion and potential bioavailability in semi-arid arable soils of the Western United States. Soil Sc. Soc. Am. J. 67: 1168-1179.

VAN DER PAAUW F. 1971. An effective water extraction method for the determination of plant-available soil phosphorus. Plant Soil 34: 467-481.

WILLIAMS J.D.H., SYERS J.K., WALKER T.W. 1967. Fractionation of soil inorganic phos-phate by a modification of Chang and Jackson procedure. Soil Sci. Soc. Am. Proc. 31: 736-739.

YOSHIKAWA G., YAMASAKI M., YOSHIDA K. 1978. Phosphorus status of the upland field soils treated with calcined phosphate. Res. Rep. of Kochi Univer. Agricul. Sci. 27: 45-51.

ZHONGQI H.E., TIMOTHY S., GRIFFIN C., WAYNE HONEYCUT T. 2004. Enzymatic hydrolysis of organic phosphorus in swine manure and soil. J. Environ. Qual. 33: 367-372.

<www.genchem.chem.wisc.edu>

<www.nzic.org.nz>

<www. mvproduce.com.pl>


115

Słowa kluczowe: gleba, fosfor ogólny, fosfor nieorganiczny fosfor organiczny, fosfor przyswajalny

Streszczenie

Niniejszy artykuł zawiera charakterystykę podstawowych organicznych i nie-organicznych związków fosforu występujących w glebach. Jednocześnie omawia w sposób chronologiczny rozwój metod mających na celu określenie ilości tych związków w glebach. Omawiane metody oparte są ekstrakcji gleby roztworami róŜnych związków chemicznych. Ponadto w artykule przedstawiono opis podstawowych zasad dotyczących metod oznaczania zawartości fosforu przyswajalnego w glebach. Omawiane metody to metody: biologiczne, biologiczno-chemiczne i chemiczne. Odnośnie metod chemicznych przedstawiono przydatność stosowanych roztworów ekstrakcyjnych w porównaniu do warunków istniejących podczas pobierania przez rośliny fosforu z gleby. PHOSPHORUS COMPOUNDS AND DETERMINATION METHODS OF THEIR CONTENT IN THE SOIL Marzena Gibczyńska Department of General Chemistry, Agicultural University, Szczecin Key words: soil, total phosphorus, inorganic phosphorus, organic phosphorus,

available phosphorus Summary

The present paper contains a characteristic of basic organic and inorganic phosphorus compounds, appearing in the soil. Meanwhile the paper discusses in a chronological order the evolution of methods aiming at determining the abundance of these compounds in the soil. Described methods are based on soil extraction by the solutions of various chemical compounds. The article presents basic rules of methodology of the determination of available phosphorus in soil. Described methods include biological, bio-chemical and chemical ones. For chemical methods the usability of different extraction solutions, in relation to the conditions of phosphorus assimilation from soil by plants is discussed. Dr hab. Marzena Gibczyńska, prof. nadzw. AR Katedra Chemii Ogólnej Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-434 SZCZECIN e-mail: [email protected]

Rys. 6. Schemat frakcjonowania fosforu nieorganicznego i organicznego w glebie wg TURNERA i in. [2003] Fig. 6. A diagram of fractionation of inorganic and organic phosphorus in the soil, acc. to TURNER et al. [2003]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 117-123

PORÓWNANIE METOD OZNACZANIA ZAWARTO ŚCI FOSFORU NIEORGANICZNEGO

I ORGANICZNEGO W GLEBACH MINERALNYCH Marzena Gibczyńska, GraŜyna Jurgiel-Małecka, Leokadia Lewandowska Katedra Chemii Ogólnej, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Zawartość fosforu ogółem w glebach zlokalizowanych na terenie województwa zachodniopomorskiego wahała się od 232 do 923 mg P⋅kg-1 gleby, a udział fosforu organicznego stanowił do 40% [GIBCZYŃSKA, LEWANDOWSKA 2004]. Udział w fosforze ogólnym związków organicznych (fityna 2-50%, fosfolipidy 1-5% oraz kwasy nukleinowe 0,2-2,5%) i nieorganicznych zaleŜy od właściwości gleby. Fosfor ze związków organicznych moŜe być uwolniony przez sekrecję lub lizę komórkową do środowiska glebowego [KOPER 1996]. Czas jak i warunki przechowywania próbek glebowych mogą wpływać na zmianę proporcji pomiędzy formami fosforu w postaci organicznej i nieorganicznej.

Opracowano kilka metod chemicznych słuŜących do oznaczania zasobności gleby odnośnie fosforu organicznego, opierających się na ekstrahowaniu gleb roztworami kwaśnymi lub zasadowymi. Metody te róŜnią się przede wszystkim warunkami prowadzenia ekstrakcji próbek glebowych oraz roztworami uŜytymi do ekstrahowania.

Celem przeprowadzonych badań było porównanie stosowanych do oznaczania zawartości fosforu organicznego w glebie trzech metod: Brogowskiego, Black’a i Olsena oraz Golachowskiej. Podczas badań analizowano równieŜ zmiany zawartości fosforu ogólnego, nieorganicznego, organicznego i przyswajalnego w glebach inkubowanych. Materiał i metody Porównanie trzech metod oznaczania fosforu organicznego w glebie

Do doświadczenia uŜyto trzech gleb lekkich, charakteryzujących się składem granulometrycznym piasku słabogliniastego. Próbki gleb pobrane zostały z wierzchniej warstwy profilu glebowego.

Zawartość fosforu ogółem (P og.), fosforu nieorganicznego (P nieorg.) i fosforu związków organicznych (P org.) w glebach oznaczono następującymi metodami. a. Blacke’a i Olsena [OLSEN, DEAN 1965] - ekstrakcja stęŜonym HCl próbek gleby nie

mineralizowanych i mineralizowanych w temp. 550°C. Ilość fosforu, w ekstraktach oznaczano kolorymetrycznie, stosując mieszaninę molibdenianu(VI) amonu (NH4)6Mo7O24) i monowanadanu amonu (NH4VO3).

M. Gibczyńska, G. Jurgiel-Małecka, L. Lewandowska

118

b. Brogowskiego [BROGOWSKI 1966] - ekstrakcja 0,25 molowym roztworem kwasu szczawiowego (C2H2O4) a następnie 4% roztworem NH4OH. W celu oznaczenia ilości fosforu ogólnego przeprowadza się mineralizację otrzymanych roztworów ogrzewając z KMnO4 i H2SO4. Ilość fosforu organicznego oblicza się z róŜnicy. Ilość fosforu, w ekstraktach oznaczano kolorymetrycznie.

c. Golachowskiej [GOLACHOWSKA 1978] - ekstrakcja prób glebowych 1 molowym roztworem H2SO4, a następnie 2 molowym roztworem NaOH. Zawartość fosforu oznaczona w tych ekstraktach jest to fosfor, mineralny. Odejmując sumę fosforu mineralnego od ilości fosforu całkowitego, oznaczonego po mineralizacji ekstraktów, uzyskuje się zawartość w glebie fosforu organicznego. Ilość fosforu, w ekstraktach oznaczano kolorymetrycznie, stosując mieszaninę molibdenianu(VI) amonu (NH4)6Mo7O24) i monowanadanu amonu (NH4VO3). Odczyn gleb jako pH oznaczono metodą potencjometryczną [PN-ISO 10390].

Wpływ inkubacji gleb na zawartość fosforu organicznego i przyswajalnego

Badania laboratoryjne przeprowadzono na próbach gleb pobranych z ornego poziomu próchniczego (0-30 cm). UŜyta do badań gleba z miejscowości Lipnik (RZD) charakteryzowała się składem granulometrycznym piasku słabogliniastego o zawartości węgla organicznego 1,20% oraz odczynie oznaczonym jako pH w H2O 6,2. Natomiast gleba z miejscowości Małyszyn to piasek gliniasty lekki charakteryzujący się pH w H2O 5,3 i zawartości węgla organicznego 0,87%.

Części ziemiste pobranego materiału glebowego dokładnie wymieszano, umieszczono w pojemnikach. Wilgotność materiału glebowego doprowadzono do stanu odpowiadającego 60% maksymalnej pojemności wodnej. Tak przygotowane próbki materiału glebowego o masie 0,5 kg inkubowano temperaturze 20°C. Wilgotność i temperatura była utrzymywana na stałym poziomie. Pomiar zawartości fosforu ogółem (P og.), fosforu nieorganicznego (P nieorg.) i fosforu związków organicznych (P org.) oraz fosforu przyswajalnego w próbkach glebowych wykonywano w następujących terminach: 0, 7, 14, 30 i 60 dniu doświadczenia. Oznaczenia wykonywano w trzech powtórzeniach. Zawartość fosforu ogółem (P og.), fosforu nieorganicznego (P nieorg.) i fosforu związków organicznych (P org.) w glebach oznaczono metodą Blacke’a i Olsena [OLSEN, DEAN 1965]. Zawartość fosforu przyswajalnego w próbkach gleby oznaczono stosując metodę Egnera-Riehma [OSTROWSKA i in. 1991].

Istotność róŜnic pomiędzy poszczególnymi wartościami wyników oceniano posługując się testem Tukeya, na poziomie = 0,05, uŜywając programu FR-ANALWAR 1. Współczynniki korelacji obliczono przy zastosowaniu oprogramowania STATISTICA 7.1. Wyniki

Oznaczona ilość fosforu w badanych glebach była zróŜnicowana (tab. 1, 2 i 3). Zawartość fosforu ogólnego w glebie nr 1 wynosiła od 667,59 do 1187,51 mg P⋅kg-1 gleby zaleŜnie od zastosowanej metody, była to równieŜ ilość fosforu występującego w połączeniach nieorganicznych. Gleba ta nie zawierała fosforu występującego w połączeniach organicznych, co stwierdzono stosując kaŜdą z trzech metod oznaczania. Tabela 1; Table 1 Zawartość w glebach fosforu ogólnego, nieorganicznego i organicznego (metoda Black’a i Olsena) Content of total, inorganic and organic phosphorus in soils

1 Program autorstwa F. Rudnickiego, e-mail: [email protected]

PORÓWNANIE METOD OZNACZANIA ZAWARTOŚCI FOSFORU ...

119

(methods by Black and Olsen) Nr gleby No of soil

Fosfor; Phosphorus

ogólny; total

(P og.)

nieorganiczny; inorganic

(P norg.)

organiczny

organic (P org.)

organiczny

organic (P org.)

mg P⋅kg-1 gleby; soil

% P og.

1.

1187,51

1187,51

0,0

-

2.

610,00

546,93

63,07

10,3

3.

948,39

893,43

54,96

5,8

NIR0,05; LSD0.05

76,001

48,144

4,639

-

Tabela 2; Table 2 Zawartość w glebach fosforu ogólnego, nieorganicznego i organicznego (metoda Brogowskiego) Content of total, inorganic and organic phosphorus in soils (methods by Brogowski)

Nr gleby No of soil

Fosfor; Phosphorus

ogólny; total

(P og.)

nieorganiczny

inorganic (P norg.)

organiczny

organic (P org.)

organiczny

organic (P org.)


% P og.

1.

667,59

659,50

8,09

1,2

2.

318,05

272,92

45,13

14,2

3.

733,40

678,33

55,07

7,5

NIR0,05; LSD0.05

86,380

40,256

8,216

-

Gleba nr 2 niezaleŜnie od metody oznaczania charakteryzowała się najmniejszą

zawartością fosforu ogólnego, którego ilość wahała się od 318,05 do 610,00 mg P⋅kg-1 gleby. NaleŜy podkreślić, Ŝe udział fosforu organicznego w jego ogólnej ilości wyniósł kilkanaście procent i określony został na tym samym poziomie przy zastosowaniu wszystkich trzech metod.

W trzeciej glebie oznaczono zawartość fosforu ogólnego i wahała się od 656,00 do 948,39 mg P⋅kg-1 gleby. Natomiast zawartość fosforu organicznego zamykała się w granicach od 54,96 do 53,59 mg P⋅kg-1 gleby, co stanowiło tylko kilka procent jego ogólnej zawartości w glebie.

Tabela 3; Table 3 Zawartość w glebach fosforu ogólnego, nieorganicznego i organicznego (metoda Golachowskiej) Content of total, inorganic and organic phosphorus in soils (methods by Golachowska)

Nr gleby No of soil

Fosfor; Phosphorus


120

ogólny total

(P og.)

nieorganiczny; inorganic organiczny organic (P org.)

organiczny organic (P org.)

ekstrakt kwaśny acid extraction

ekstrakt

zasadowy base extraction

suma sum


% P og.

1.

996,28

655,63

340,65

996,28

0,0

-

2.

456,70

285,03

106,66

391,69

65,01

14,2

3.

831,33

637,47

127,90

765,35

65,98

7,9

NIR0,05; LSD0.05

59,411

23,428

10,134

27,599

5,911

-

Stosując do oznaczenia ilości fosforu w glebie metodę Brogowskiego otrzymano najniŜsze wartości, co jest prawdopodobnie spowodowane tym, Ŝe ekstrakcję przeprowadza się kolejno roztworami kwasu szczawiowego i wodorotlenku amonowego będącymi słabymi elektrolitami. Tabela 4; Table 4 Wpływ inkubacji na zawartość w glebach fosforu ogólnego, nieorganicznego, organicznego i przyswajalnego The effect of incubation on content of total, inorganic, organic and available phosphorus in soils

Dni Days

Lipnik

Małyszyn

fosfor; phosphorus

ogólny total

(P og.)

nieorga-niczny

inorganic (P norg.)

organi-czny

organic (P org.)

przyswa-

jalny available

ogólny total

(P og.)

nieorgani-

czny inorganic (P norg.)

organi-czny

organic (P org.)

przyswa-

jalny available


0

807,2

764,2

43,0

190,8

668,1

605,5

62,6

102,6

7

803,5

761,2

42,3

196,3

647,3

600,7

46,6

105,5

14

820,9

760,0

60,0

206,5

644,9

607,3

37,6

104,2

30

812,5

768,9

43,6

217,5

611,7

575,7

36,0

102,7

60

828,6

763,4

65,2

223,2

659,2

604,8

54,4

97,7

NIR0,05

LSD0.05

r.n. n.s.

r.n. n.s.

r.n. n.s.

16,93

r.n. n.s.

r.n. n.s.

r.n. n.s.

r.n. n.s.

r.n.; n.s. róŜnica nieistotna; not significant difference

Roztworami ekstrakcyjnymi w metodzie opracowanej przez Golachowską są roztwory mocnego kwasu i zasady i w wyniku tego otrzymano wyŜsze wartości charakteryzujące zawartość związków fosforu w glebie.

Metodyka opracowana przez Black’a i Olsena oparta jest na początkowej mineralizacji próbek glebowych a następnie ekstrakcji ich roztworem mocnego kwasu, co zapewnia w największym stopniu przejście do roztworu występującego w glebie fosforu. W wyniku tego stosując powyŜszą metodę otrzymano wartości najwyŜsze.

NaleŜy podkreślić, Ŝe wyniki otrzymywane przy zastosowaniu powyŜszych metod były ze sobą dodatnio skorelowane. Przy uŜyciu kaŜdej z metod, najmniej zasobna w związki fosforu była gleba nr 2, a najbardziej gleba nr 1. NajwyŜszy


121

współczynnik korelacji wynoszący 0,999 otrzymano porównując wyniki otrzymane przy uŜyciu metodyk proponowanych przez Black’a i Olsena i Golachowską.

W celu analizy wpływu inkubacji wybranych gleb na zmiany związków w jakich występuje fosfor wybrano metodykę opracowaną przez Black’a i Olsena jako najbardziej odpowiednią. UŜyta do badań gleba z miejscowości Lipnik (RZD) o składzie granulometrycznym piasku słabogliniastego charakteryzowała się za-wartością: fosforu ogólnego na poziomie 800 mg P⋅kg-1 gleby, fosforu nieorganicznego 760 mg P⋅kg-1, a fosforu organicznego 40 mg P⋅kg-1 gleby. Fosfor organiczny stanowił tylko 5% całkowitej zawartości fosforu w glebie uŜytej do badań, a fosfor nieorganiczny był dominującą formą fosforu ogólnego. W wyniku przeprowadzonej inkubacji gleby, nie odnotowano zmian zawartości w niej fosforu ogółem, fosforu nieorganicznego i fosforu organicznego, w tych warunkach związki fosforu okazały się stabilne. RóŜnice, jakie odnotowano nie przekroczyły przedziałów istotności (tab. 4). Oznaczona w powyŜszej glebie zawartość fosforu przyswajalnego wynosiła około 200 mg P⋅kg-1 gleby, co stanowiło 25% całkowitej zawartości fosforu w glebie (tab. 4). Podczas inkubacji gleby w stanie odpowiadającym 60% maksymalnej pojemności wodnej stwierdzono istotny wzrost zasobności gleby odnośnie fosforu określanego jako przyswajalny. Wobec stosunkowo małego udziału fosforu organicznego w jego ogólnej zawartości w glebie o ilości przyswajalnej formy fosforu decydował skład fosforu nieorganicznego i podczas inkubacji mogła nastąpić zmiana kationów, z którymi połączony był anion fosforanowy, co wpłynęło na zmianę rozpuszczalności obecnych w glebie fosforanów. Według POTARZYCKIEGO [2003] produkty rozkładu materii organicznej oraz kwasy organiczne przyczyniają się do zwiększenia rozpuszczalności trudno rozpuszczalnych ortofosforanów wapnia, gdyŜ wiąŜąc kationy Al i Fe uwalniają jednocześnie fosfor do roztworu glebowego. Natomiast niewielki udział fosforu wodnorozpuszczalnego (P lab.) w fosforze mineralnym potwierdza duŜą rolę procesów zachodzących w glebie na granicy faz stałej i ciekłej, które decydują o utrzymaniu od-powiedniego stęŜenia fosforanów w roztworze glebowym [POTARZYCKI 2006].

Druga gleba z doświadczenia, to jest piasek gliniasty lekki, charakteryzowała się mniejszą za zawartością form fosforu. Średnia zawartość fosforu ogólnego wynosiła 646, nieorganicznego 599, a organicznego 47 mg P⋅kg-1 gleby. Dominującą formę w fosforze ogólnym, w tej glebie, stanowił fosfor nieorganiczny około 93% (tab. 4). Wyniki analiz gleby wykazały, Ŝe trwająca 60 dni inkubacja gleby w powyŜszych warunkach nie wpłynęła na zmianę rozdziału fosforu glebowego pomiędzy część organiczną i nieorganiczną. Nie stwierdzono równieŜ istotnej zmiany ilości fosforu przyswajalnego w wyniku inkubacji gleby. MoŜna to tłumaczyć wysokim zmineralizowaniem gleby uŜytej w doświadczeniu.

Wnioski 1. W wyniku zastosowania w metodyce proponowanej przez Black’a i Olsena do

ekstrakcji próbek gleby roztworu mocnego kwasu i wstępnej mineralizacji wyekstrahowano największe ilości fosforu ogólnego, nieorganicznego i organicznego w porównaniu do metody Brogowskiego i Golachowskiej.

2. Stwierdzono, Ŝe trwająca 60 dni inkubacja piasku słabogliniastego i piasku gliniastego lekkiego nie wpłynęła na zmianę rozdziału fosforu glebowego pomiędzy część organiczną i nieorganiczną.

3. Podczas inkubacji gleby w stanie odpowiadającym 60% maksymalnej pojemności wodnej stwierdzono istotny wzrost zasobności gleby o składzie granulometrycznym piasku słabogliniastego w fosfor przyswajalny.


122

Literatura BROGOWSKI Z. 1966. Metodyka oznaczania mineralnego i organicznego fosforu w glebie. Rocz. Glebozn. 16(1): 193-208.

GIBCZY ŃSKA M., LEWANDOWSKA L. 2004. ZaleŜność między aktywnością fosfatazy a za-wartością róŜnych frakcji fosforu w glebach róŜniących się zawartością próchnicy. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 501: 127-133.

GOLACHOWSKA J.B. 1978. Frakcjonowanie i oznaczanie organicznych postaci fosforu w osadach dennych jezior. Rocz. Nauk Rol. H3: 86-93.

KOPER J. 1996. Zmiany zawartości fosforu związków organicznych i jego frakcji w glebie wywołane wieloletnim nawoŜeniem organicznym. Rozprawy 75 ATR Bydgoszcz.

OLSEN S.R., DEAN L.A. 1965. Methods of soil analysis. Part 2. Black C.A. (Ed.) Madison, Wisconsin USA: 1035-1049.

OSTROWSKA A.. GAWLI ŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Metody analizy i oceny własności gleb i roślin. W-wa: 115-120.

POLSKA NORMA 1997. Oznaczanie pH PN-ISO 10390..

POTARZYCKI J. 2003. Fosfor w glebie. J. Elementol. 8(3) Supl.: 19-32.

POTARZYCKI J. 2006. Przemiany związków fosforu w glebie w zaleŜności od systemu nawoŜenia w przeszłości. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 465-473. Słowa kluczowe: gleba, fosfor ogólny, fosfor nieorganiczny fosfor organiczny,

fosfor przyswajalny Streszczenie

Celem przeprowadzonych badań było porównanie stosowanych do oznaczania zawartości fosforu ogólnego, nieorganicznego i organicznego w glebie trzech metod: Brogowskiego, Black’a i Olsena oraz Golachowskiej. Podczas badań analizowano równieŜ zmiany zawartości fosforu ogólnego, nieorganicznego, organicznego i przyswajalnego w glebach inkubowanych. Do doświadczenia uŜyto trzech gleb lekkich o składzie granulometrycznym piasku słabogliniastego. W drugiej części badań przeprowadzono inkubację dwóch gleb: piasku słabogliniastego i piasku gliniastego lekkiego przez okres 60 dni. Stosując metodykę proponowaną przez Black’a i Olsena oznaczono największe ilości fosforu ogólnego, nieorganicznego i organicznego. Trwająca 60 dni inkubacja piasku słabogliniastego i piasku gliniastego lekkiego nie wpłynęła na zmianę rozdziału fosforu glebowego pomiędzy część organiczną i nieorganiczną. COMPARISON OF METHODS USED FOR THE DETERMINATION OF ORGANIC AND INORGANIC PHOSPHORUS CONTENT IN MINERAL SOILS Marzena Gibczyńska, GraŜyna Jurgiel-Małecka, Leokadia Lewandowska Department of General Chemistry, Agicultural University, Szczecin


123

Key words: soil, total phosphorus, inorganic phosphorus, organic phosphorus,

available phosphorus Summary

The aim of the performed investigations was the comparison of usefulness of various methods for the determination of total, organic and inorganic phosphorus in the soils. The evaluated methods were worked out by Brogowski, Black and Olsen and Golachowska. During the investigations changes in the content of total, organic, inorganic and available phosphorus in the incubated soils were also analyzed. Three sandy soils of granulometric traits of coarse sand were used in the experiment. In the second part of the experiment two soils were subjected to 60 day incubation, namely coarse sand and loamy sand. Using the method suggested by Black and Olsen the highest contents of total, organic and inorganic phosphorus were determined. The 60 day incubation of coarse and light loamy sand did not affect the division between organic and inorganic soil phosphorus. Dr hab. Marzena Gibczyńska, prof. nadz. AR Katedra Chemii Ogólnej Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-434 SZCZECIN e-mail: marzena.gibczyń[email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 125-130 INWENTARYZACJA ZBIORNIKÓW WODNYCH POWSTAJĄCYCH W WYNIKU EKSPLOATACJI KRUSZYWA W MIE ŚCIE GOLINA Mirosława Gilewska, Krzysztof Otremba Katedra Gleboznawstwa i Rekultywacji, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Wstęp

DuŜe zapotrzebowanie na kruszywa naturalne, powszechność ich występowania oraz moŜliwość eksploatacji w łatwych warunkach górniczo-geologicznych sprzyja eksploatacji tego pospolitego surowca i powstaniu zdefiniowanych przez Skawinę [STRZYSZCZ 1982] dwóch typów przekształceń środowiska glebowego: przekształceń geomechanicznych i przekształceń hydrologicznych. Przekształcenia geomechaniczne związane są ze zniszczeniem pokrywy glebowej oraz naruszeniem struktury geologicznej górotworu, przekształcenia hydrologiczne powodują zmiany stosunków wodnych.

Obok eksploatacji prowadzonej zgodnie z prawem, prowadzone jest takŜe pozyskiwanie ze złóŜ niekoncesjonowanych. Eksploatacja kruszyw odbywa się pod pretekstem budowy lub pogłębienia stawów rybnych. Wydobywaniu kruszyw poza prawem sprzyja brak jednoznaczności w przepisach prawnych oraz róŜna ich interpretacja przez organa administracyjne. Wydobycie odbywa się najczęściej poza zasięgiem wszelkiej kontroli. Po eksploatacji pozostają liczne, rozproszone w krajobrazie rolniczym i leśnym wyrobiska, których rekultywacja odbywa się głównie poprzez renaturyzację. Materiał i metody

Do analizy problemu wybrano północno-wschodnią część Goliny - miasta znajdującego się prawie w geograficznym centrum Polski, administracyjnie naleŜącego do powiatu konińskiego w Województwie Wielkopolskim. Na tym terenie znajdują się liczne miejsca pozyskiwania kruszyw naturalnych - piasków i Ŝwirów oraz wyrobiska doeksploatacyjne wypełnione wodą. Z ewidencji gruntów wynika jednak, Ŝe są to grunty orne naleŜące do osób prywatnych. Urabianie kruszywa odbywało i odbywa się nadal na duŜą skalę, przy uŜyciu profesjonalnego sprzętu, zarówno z lądu jak i lustra wody.

Inwentaryzacji poddano obszar o areale 50 ha. W badaniach wykorzystano ortofotomapy, system informacji geograficznej GPS umoŜliwiający określenie po-wierzchni eksploatacji i wyrobisk, a takŜe wypisy z rejestru ewidencji gruntów. Wyniki badań i dyskusja

M. Gilewska, K. Otremba

126

Północno-wschodnia część miasta Golina, jak wynika z mapy geomorfologicznej byłego województwa konińskiego [STANKOWSKI 1986], zlokalizowana jest na środkowym poziomie równiny sandrowej. Wytworzone w tych warunkach gleby są kwaśne, ubogie w składniki pokarmowe i naleŜą do niskich klas bonitacyjnych V, VI i VIRz. Niska produktywność gleb zadecydowała o ich ugorowaniu bądź ekstensywnym uŜytkowaniu rolniczym. Materiałem podścielającym te gleby są warstwowane piaski i Ŝwiry zalęgające na glinie zwałowej. MiąŜszość piasków i Ŝwirów wynosi od 1,5 do 3 m i cechuje je duŜe zawodnienie.

Budowa odcinka autostrady Konin-Września, a takŜe dróg lokalnych wywołała duŜe zapotrzebowanie na kruszywa naturalne i zainteresowanie się omawianym terenem jako źródła pozyskiwania kruszywa naturalnego. Ta forma uŜytkowania zainteresowała wielu rolników, właścicieli gruntów. Stworzyła moŜliwość znacznych korzyści z mało produktywnych, piaszczystych gruntów. Z racji wodno-lodowcowej genezy pokrywy geologicznej terenu, złoŜa kruszyw nie są dobrej jakości. Jest to głównie kruszywo drobne zawierające duŜą ilość frakcji ilastych i pylastych. Obecność tych frakcji nie jest jednak przeszkodą w jego wykorzystaniu w budownictwie drogowym.

O eksploatacji zadecydował korzystny stosunek nadkładu do złoŜa (N : Z) wynoszący od 0,15 do 0,3, bliskość pozyskiwania surowca i związane z tym niskie koszty transportu, a takŜe jego cena. Była ona znacznie niŜsza w stosunku do kruszywa pozyskiwanego ze złóŜ koncesjonowanych. DuŜe zawodnienie złoŜa było w tym przypadku jego atutem. Eksploatacja odbywać się mogła w sposób niekoncesjonowany, pod pretekstem budowy lub pogłębienia stawów rybnych.

Inwentaryzacji poddano obszar obejmujący jedno złoŜe. W jego skład wchodzi 75 działek o zróŜnicowanej wielkości. Na siedemnastu działkach o łącznej powierzchni 17,2805 ha (tab. l) prowadzone było wydobycie kruszywa naturalnego. Powierzchnia działek objętych eksploatacją była zróŜnicowana i wynosiła od 0,27 do 5,06 ha. PrzewaŜały działki małe o powierzchni w granicach od 0,30 do 0,49 ha, częstokroć graniczące ze sobą. Wydobycie odbywało się tylko w granicach właścicieli poszczególnych działek.

Skutkiem eksploatacji jest siedemnaście zbiorników wodnych, które trudno jednak nazwać stawami. Są to typowe dla złóŜ sandrowych wyrobiska wgłębne, których łączna powierzchnia wynosi 5,82 ha. Mają one kształt nieregularnych bezodpływowych niecek o gliniastym i nierównym dnie i głębokości od 0,5 do 3,0 m. Ich cechą charakterystyczną są strome, a nawet pionowe skarpy, rozmywane ruchami wody i spływami powierzchniowymi. Powierzchnia poszczególnych wyrobisk jest zróŜnicowana i wynosi od 0,05 do 1,00 ha (tab. l). W przypadku działek małych wyrobiska zajmują nieomal całą ich powierzchnię i częstokroć krawędzie skarp graniczą ze sobą. Niszczące działanie wody, a takŜe obsunięcia skarp sprzyjają zwiększaniu powierzchni wyrobisk, ich łączeniu, a takŜe wypłycaniu. Płytsze powierzchnie są sporadycznie porośnięte roślinnością wodną - trzciną (Phragmites australis), pałką szerokolistną (Typha latifolia). W obecnym stanie te zbiorniki nie spełniają wymogów stawianych hodowlanym stawom rybnym. Ponadto o małej przydatności tego typu wyrobisk poeksploatacyjnych do hodowli ryb informuje KRÓL

[2005]. Wyrobiskom towarzyszą chaotycznie rozmieszczone wyspy skał nadkładu i

odpadów poeksploatacyjnych. Brak jest działań związanych z rekultywacją techniczną i przystosowaniem wyrobisk do hodowli ryb. Rekultywacja biologiczna odbywa się tylko na drodze renaturyzacji. Tabela 1; Table 1 Wypis z rejestru ewidencji gruntów Extract from land registration

INWENTARYZACJA ZBIORNIKÓW WODNYCH ...

127

Numer działki

Number of plot

Grunty orne

Klasa bonitacyjna Arabie soils

Class

Powierzchnia

działki Plot surface

(ha)

Powierzchnia

wyrobiska The surface of

heading (ha)

% powierz-chni działki % the plot

surface

Eksploatacja w

toku Exploitation in

progress (ha)

% powierz-chni działki % the plot

surface

35

V i VI

5,06

1,0

19,80

4,06

80,20

43/2

V i VI

4,84

0,2

4,10

4,82

95,90

350

VI

0,35

0,05

14,28

0,30

85,72

351

VI

0,31

0,13

41,93

0,18

58,07

362/1

VI i VI Rz

0,49

0,26

53,06

0,23

46,94

363/2

VI

0,44

0,16

68,18

0,28

31,82

363/4

VI

0,3396

0,33

99,00

0,0096

1,00

363/5

VI

0,3097

0,21

70,00

0,0997

30,00

363/6

VI

0,2712

0,27

99,00

0,12

1,00

365/1

VI

0,30

0,23

76,60

0,07

23,40

365/4

VI

0,89

0,40

44,90

0,49

55,10

366/1

VI

0,44

0,16

36,40

0,28

63,60

367/5

VI

0,33

0,27

81,80

0,06

18,20

368

VI

0,93

0,85

91,40

0,08

8,60

369/2

VI

0,87

0,70

80,40

0,17

19,60

370/2

VI

0,60

0,29

48,30

0,31

51,70

371/1

VI i VI Rz

0,51

0,17

33,30

0,34

66 70

Opisana działalność wydobywcza jest naganna, a takŜe bezkarna. Kolejne zmiany prawa geologicznego i górniczego, prawa wodnego, prawa budowlanego jej nie rozwiązują. Ponadto brak jest w polskim ustawodawstwie zdefiniowania pojęcia rybny staw hodowlany i warunków w jakich on moŜe być zbudowany. Zwraca na to uwagę takŜe KRÓL [2005].

Powstałe zbiorniki są miejscem niekontrolowanego składowania odpadów, a takŜe w wielu przypadkach niebezpiecznym miejscem kąpieli dla okolicznej ludności. Usytuowanie ich w bliskiej odległości od terenów zabudowanych i dróg lokalnych zagraŜa ich stateczności. Ponadto powoduje ona rozczłonkowanie i nie pełne wykorzystanie złoŜa kruszyw.

Kwestie eksploatacji kopalin regulują obecnie przepisy ustawy Prawo geolo-giczne i górnicze z dnia 4 lutego 1994 r. [USTAWA 1994]. Zgodnie z zapisami ustawy podmioty gospodarcze chcąc podjąć działania związane z wydobywaniem kopalin muszą uzyskać koncesję. W przypadku eksploatacji surowców o znaczeniu lokalnym koncesję wydaje starosta.


128

Rys. 1. Mapa ewidencyjna w skali 1 : 5 000 Fig. 1. Lists map in the scale 1 : 5 000 Powierzchnia objęta eksploatacją nie moŜe jednak przekroczyć 2 ha, a roczne wydobycie 20 tys. m3. Przy eksploatacji nie mogą być wykorzystywane środki wy-buchowe. Koncesja wydawana jest bez rozpoznania terenu, jednak czas oczekiwania na zgodę wynosi około 2 lat, a opłaty przekraczają kwotę 2.000,00 PLN. W tym czasie najczęściej kończy się zapotrzebowanie na kruszywo. Dodać naleŜy, Ŝe eksploatacja kruszyw ze złóŜ koncesjonowanych wymaga poniesienia opłaty eksploatacyjnej wynoszącej obecnie 0,46 zł m3. Opłaty za nielegalne wydobycie wynoszą osiemdziesięcio-krotność tej kwoty.

Eksploatacja kruszyw pod pretekstem budowy stawów rybnych umoŜliwia ominięcie tych niedogodności. Motywacją do takiego postępowania jest brak ko-nieczności ponoszenia jakichkolwiek opłat za wydobywaną kopalinę. Formą akceptacji tego procederu jest takŜe częstokroć identyfikowanie wyrobisk poeksploatacyjnych, szczególnie małych, z oczkami wodnymi i traktowanie ich takŜe jako elementu małej retencji [JUSZCZAK, KĘDZIORA 2004]. Przypisywane są im podobnie jak naturalnym oczkom wodnym funkcje hydrologiczne, mikroklimatyczne, biocenotyczne, sozologiczne i krajobrazowe [KOC i in. 2001; JUSZCZAK 2001; JUSZCZAK, KĘDZIORA 2004].

INWENTARYZACJA ZBIORNIKÓW WODNYCH ...

129

Wnioski 1. Budowa odcinka autostrady Konin-Września wywołała duŜe zapotrzebowanie na

kruszywa naturalne i zainteresowanie się lokalnymi złoŜami piasków i Ŝwirów. Występowanie złóŜ sandrowych sprzyja wydobywaniu kruszyw naturalnych bez koncesji, pod pretekstem budowy lub pogłębiania stawów rybnych.

2. Niska przydatność rolnicza gleb, przy jednoczesnej moŜliwości uzyskania znacznych dochodów ze sprzedaŜy piasków i Ŝwirów powoduje podjęcie ich wydobycia przez właścicieli gruntów. Nagannej i bezkarnej działalności wy-dobywczej sprzyja brak jednoznaczności w przepisach prawa.

4. Skutkiem eksploatacji są zagroŜenia geotechniczne wynikające z naruszenia struktury górotworu, naruszenie ładu krajobrazowego, powstanie wielu nie-kontrolowanych wysypisk śmieci, a takŜe niszczenie dróg transportem kruszywa.

Literatura JUSZCZAK R. 2001. Inwentaryzacja, waloryzacja i ochrona małych zbiorników wodnych w krajobrazach rolniczych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 476: 379-387.

JUSZCZAK R., KĘDZIORA A. 2004. Retencja małych zbiorników wodnych w zachodniej części zlewni Rowu Wyskoć. Roczn. AR Poznań, CCCLYII, Melior. InŜ. Śród. 25.: 193-200.

KOC J., CYMES I., SKWIERAWSKI A., SZYPEREK U. 2001. Znaczenie ochrony małych zbiorników wodnych w krajobrazie rolniczym. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 476: 397-407.

KRÓL L. 2005. Wydobycie kruszywa naturalnego a budowa stawów rybnych w świetle wymagań technicznych i przepisów prawa. Gospodarka Surowcami Mineralnymi 21(2): 83-88.

STANKOWSKI W. 1986. Mapa geomorfologiczna województwa konińskiego w skali 1 : 100 000 UAM, Poznań.

STRZYSZCZ Z. 1982. Oddziaływanie przemysłu na środowisko glebowe i moŜliwości jego rekultywacji. PAN - Oddział w Katowicach. Wyd. im. Ossolińskich. Wrocław, 90 ss.

USTAWA 1994. Z dnia 4 lutego 1994 r. Prawo geologiczne i górnicze. Dz. U. 228, poz. 1947 z póź. zm. Słowa kluczowe: kruszywa naturalne, eksploatacja, wyrobiska, stawy rybne Streszczenie

Praca dotyczy inwentaryzacji zbiorników wodnych powstałych w wyniku nie-koncesjonowanej eksploatacji kruszywa naturalnego w mieście Golina. Na obszarze 50 ha zlokalizowano siedemnaście zbiorników wodnych o łącznej powierzchni 5,82 ha. Ich wielkość kształtuje się w przedziale 0,05-1,00 ha. Mają one kształt niecek o głębokości od 0,5 do 3,0 m. Charakteryzują je strome i urwiste skarpy. Te zbiorniki nie spełniają wymogów stawianych stawom rybnym, pod pretekstem których wydobywane było kruszywo. INVENTORY OF WATER RESERVOIRS FORMED DUE


130

TO THE AGGREGATE EXPLOITATION IN GOLINA Mirosława Gilewska, Krzysztof Otremba Department of Ameliorative Pedology, University of Life Sciences, Poznań Key words: aggregates, exploitation, heading, fish farming ponds Summary

This work concerns an inventory of water reservoirs which were formed as a result of non-licensed exploitation of natural aggregate in Golina. Seventeen water bodies of a total surface of 5.82 ha were built in the area of 50ha. The size of each reservoir ranges from 0.05 to l.00 ha. They are of a shape of basins of the depth from 0.5 to 3.0 m. They arę characterized by steep and sheer slopes. These water bodies do not meet the requirements of fish ponds which were the primary reason for aggregate exploitation at those sites. Prof. dr hab. Mirosława Gilewska Katedra Gleboznawstwa i Rekultywacji Uniwersytet Przyrodniczy al. Przemysłowa 120 52-510 KONIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 131-137 MICROORGANISM ABUNDANCE IN SELECTED SOILS FROM THE HUTA KATOWICE STEEL MILL AREA Ewa B. Górska 1, Rafał Kubasik 1, Marian Korc 2 1 Department of the Biology of Microorganisms, University of Life Sciences, Warszawa 2 Department of Soil Environmental Sciences, University of Life Sciences, Warszawa Introduction

Due to the exploitation and transformation of mineral resources and burning of power resources, the mining, coking and metal (iron, lead and zinc) industries emit a high contents of trace elements, e.g. Fe, Pb, Zn, Cu, Hg, Co, Cr, Sn, Ni, and Cd each year [NOWAK i in. 2004; POMIERNY, CIEPAŁ 2004]. Heavy metals introduced into the natural environment pose a potential hazard to health conditions and life of living organisms, including microorganisms. The highest content of trace elements is accumulated in soils within a relatively short distance of ca. 2-5 km from the source of pollution. Based on the degree of pollution in soils and plants, a list of elements that can be easily accumulated in these media was created; it includes such elements as Zn, Pb, Cu, Cd, and Ni.

An good example of strong anthropogenic influence on the natural environment is the area of the Upper Silesia Industrial Region, where due to the presence of numerous industrial plants, coal mines, coking plants, steel mills and a high degree of urbanization, the natural environment, including soils utilized in agriculture, was strongly degraded [CZARNOWSKA 1978, 1996; POMIERNY, CIEPAŁ 2004]. Studies showed that the trace elements that dominate in soils from the study area are lead and cadmium. Each year, soils of the Upper Silesia Industrial Region accumulate ca. 70-800 kg⋅ha-1 of lead and 3-37 kg⋅ha-1 of cadmium. This is of crucial importance, because the accumulated heavy metals can strongly restrict the content and diversity of the edaphon, including microorganisms, what reduces biological activity of soils, thus decreasing their fertility.

The paper is focused on evaluating how the distance from the pollution source, i.e. industrial plants (Huta Katowice steel mill and „Przyjaźń” coking plant) located in Dąbrowa Górnicza, influences the microbiological activity of soils subject to industrial dustfall. Material and methods

Brown soils developed from slightly clayey sand and overgrown by meadow vegetation from the vicinity of Dąbrowa Górnicza were sampled for analysis. For many years these soils were subject to dustfall from the Huta Katowice S.A. steel mill and the „Przyjaźń” coking plant.

The samples for microbiological analysis were collected from the soil arable layer (5-20 cm) by the Egner soil sampler three times during the vegetation season, in April,

E.B. Górska, R. Kubasik, M. Korc

132

between May and June, and in September 2007. A total of six representative samples were taken from soils located at different distances from the industrial plants: sample no. 1 - at 9.06 km; no. 2 - at 8 km, no. 3 - at 7.81 km, no. 4 - at 6.49 km, no. 5 - at 2.16 km and no. 6 - at 0.22 km. These soil samples were collected from a region under the influence of south-western winds.

The chemical analyses of soils were conducted once in April based on standard procedures. The soil reaction was tested in 1 mol KCl⋅dm-3 using the Beckman pH-metre. The organic carbon content was tested using the direct method in the CEMAT K 5000 apparatus. The total content of phosphorus and potassium was tested using the Egner Riehm method, and of nitrogen - applying the Kjeldahl method. Heavy metals were determined using atomic absorption in 1 mol HCl⋅dm-3.

The microbiological activity of soils was analyzed by determining: the index of the total number of mesophilic, heterotrophic bacteria and Actinomycetes on the Bunt and Rovira medium [BUNT, ROVIRA 1955], and the index of the total content of microscopical fungi on a medium with a soil extract [MARTIN 1950]. Microbiological analyses were repeated three times. The number of microorganisms was expressed in colony forming units (cfu) in 1 g of soil dry matter. Microorganisms grown on selected microbiological media (Martin and Bunt and Rovira media) were classified at genus level based on morphology of cells and colonies. The results were statistically analyzed using Statgraphics 4.1 software. Homogeneous groups were determined using the Tuckey test. Results and discussion

The microbiological activity of soils depends on their physical and chemical properties as well as pollutants that due to anthropogenic action introduced into the natural environment [CZARNOWSKA 1978; MALISZEWSKA 1985; CZARNOWSKA 1996; NOWAK i in. 2004; POMIERNY, CIEPAŁ 2004]. These factors influence the soil microorganisms to a variable degree; the largest role, however, is played by xenobiotics, particularly heavy metals. The toxic influence of heavy metals on microorganisms is manifested in the disorganisation of cell metabolism, what is explained as the binding of cations with cell proteins, changes in the properties of the semipermeable cytoplasmatic membrane and enzymatic activity. Microorganisms are extremely sensitive to environmental changes, especially to the pollution of soil by heavy metals; therefore they can be used as bioindicators in monitoring the degree of environmental pollution. In this case, the content of selected physiological groups of microorganisms, microbe biomass, intensity of CO2 liberation, activity of soil enzymes, and other indexes are commonly determined.

The studied soils varied in their chemical properties (Tab. 1). Samples no. 2 and no. 6 had the highest content of C org. (ca. 51 g⋅kg-1) and N t. (ca. 4.7 g⋅kg-1), and their reaction was between pH 6.19 and pH 6.58. The lowest content of C org. (ca. 18 g⋅kg-1) and N t. (ca. 1.74 g⋅kg-1) and the highest acidity (pH 5.89) was observed in sample no. 1.

Table 1; Tabela 1 Chemical properties of soil samples Właściwości chemiczne próbek gleby

MICROORGANISM ABUNDANCE IN SELECTED SOILS ...

133

No. of sample

Nr próbki

pHKCl

Total N; N t.

(g⋅kg-1)

Organic C; C org.

(g⋅kg-1)

C : N

1.

5.89

1.74

17.85

10.3

2.

6.19

4.69

50.27

10.7

3.

6.21

3.77

38.26

10.1

4.

7.01

2.95

25.39

8.6

5.

7.00

3.33

28.93

8.7

6.

6.58

4.75

50.52

10.6

The degree of soil pollution with heavy metals: Zn, Cd and Pb, decreased with the

distance from the industrial plants (Tab. 2). Sample no. 6 located closest to the source of pollution had the highest content of heavy metals, e.g. ca. 304 mg Pb⋅kg-1; 14.58 mg Cd⋅kg-1 and 1022.3 mg Zn⋅kg-1. The results obtained for Cu and Zn are within the range of the natural content of these elements. Table 2; Tabela 2 Content of heavy metals and classes of soil pollution* according to IUNG [KABATA -PENDIAS i in. 1993] Zawartość metali cięŜkich i klasy zanieczyszczenia gleb wg IUNG [KABATA -PENDIAS i in. 1993]

No. of sample

Nr próbki

Zn

Cu

(mg⋅kg-1)

Pb

Ni

(mg⋅kg-1)

Cd

mg⋅kg-1

class* klasa*

mg⋅kg-1

class* klasa*

mg⋅kg-1

class* klasa*

1.

193.0

1

*7.20

91.5

1

*8.44

3.02

2

2.

240.5

1

*13.09

100.8

1

*9.87

3.07

2

3.

216.3

1

*9.71

87.7

1

*7.30

2.63

1

4.

390.7

2

*9.07

131.8

1

*4.79

4.82

2

5.

674.1

2

*10.07

175.3

1

*4.07

6.64

3

6.

1022.3

3

*18.80

304.0

2

*9.19

14.58

4

Key: class of pollution: 0* - natural, 1 - increased, 2 - low pollution, 3 - medium pollution, 4 - high pollution, 5 - very high pollution Legenda: klasa zanieczyszczenia: 0* - naturalna, 1 - wzrastające, 2 - niskie zanieczyszczenie, 3 - średnie zanieczyszczenie, 4 - wysokie zanieczyszczenie, 5 - bardzo wysokie zanieczyszczenie

Chemical properties of the studied soils greatly influenced their microbiological activity, which is in accordance with previous results [BALICKA , VARANEK 1978; BROOKES

1995; BADURA 1997; MACIEJEWSKA i in. 2004]. The analyses carried out herein show that in sample no. 6 (Tab. 2), the most polluted by heavy metals, the toxic influence of Pb, Cd and Zn on microorganisms could have been attenuated by the high content of total N and C org. Among others, this could be the result of soil detoxication due to binding of heavy metals by the soil organic matter [MACIEJEWSKA i in. 2004], as well as with the possibility of creating more favourable conditions for the growth of microorganisms (Tab. 3). The distance from the pollution source greatly influenced the content of mesophilous heterotrophic bacteria, Actinomycetes and microscopical fungi (Tab. 3). The pollution of soils by heavy metals also affected the changes in the diversity of bacteria and microscopical fungi. Sample no. 6 with the highest content of toxic cad-


134

mium, lead and zinc was occupied mainly by spore-forming bacteria Bacillus mycoides var. cereus and microscopical fungi Aspergillus sp. and Penicillum sp. With longer distance from the pollution source, the number and diversity of soil microorganisms increased. The results presented herein are in accordance with the results presented e.g. by BADURA [1997] and NOWAK i in. [2004]. These authors indicated the decrease of the biomass of live microorganisms in soils, to which salts of heavy metals (including Zn, Pb, Cd and Hg) were added. Similar conclusions were presented by WANG et al. [2007], who studied soils polluted by copper and zinc in a province in China. MIKANOVA [2006] analyzed polluted alluvial soils from the Czech Republic, and showed that with the increased content of Cd, Zn and Pb, the biomass of microbes and intensity of CO2 liberation drastically falls. Table 3; Tabela 3 Total number of microorganism in soil during the plant vegetation season in relation to the sampling locality Ogólna liczba mikroorganizmów w glebie w sezonie wegetacji roślin w zaleŜności od miejsca poboru próbek

No. of sample

Nr próbki

Average content of mesophilic, heterotrophic

bacteria and Actinomycetes cfu⋅105 in 1 g soil dry matter

Średnia liczba mezofilnych, heterotroficznych bakterii i Actinomycetes

jtk⋅105 w 1 g suchej masy gleby

Average content of microscopical fungi

cfu⋅103 in 1 g soil dry matter Średnia liczba grzybów

mikroskopowych jtk⋅103 w 1 g suchej masy gleby

months; miesiące

Gh*

months; miesiące

Gh*

IV

V/VI

IX

IV

V/VI

IX

1.

232.7

109.1

127.6

c

96.5

52.6

138.7

c

2.

163.7

124.6

129.8

bc

83.8

41.3

141.3

c

3.

203.4

121.8

274.2

d

111.9

53.3

104.8

c

4.

113.4

151.2

89.6

abc

64.2

50.6

50.6

a

5.

83.9

92.1

63.8

a

77.4

41.0

52.7

ab

6.

104.8

136.1

79.3

ab

71.3

51.6

122.3

bc

Gh*

a

a

a

a

b

a

* homogenous groups; grupy jednorodne

The toxicity of heavy metals on microorganisms is difficult to evaluate and its level was differently presented in various papers, which was probably influenced by abiotic factors, selection of object for studies and the analyzed metal ion, etc. Therefore it is not easy to arrange heavy metals with regard to their toxicity on microorganisms in the soil environment. NOWAK i in. [2004] showed that the most toxic on microorganisms is Cd, and the least toxic are Cu and Pb; whereas BALICKA and VARANEK [1978] indicated the following influence of heavy metals on microorganisms: Pb > Hg > Cd > Cu.

Microbiological studies revealed a crucial difference in the abundance of bacteria and microscopical fungi depending on the location of the analyzed soil samples (Tab. 3). The moment of sample collection influenced the abundance of microscopical fungi, but not of bacteria. This influence was not univocal in the case of the studied microorganisms, however their mean values indicate that the highest abundance of microorganisms was observed at the beginning of plant vegetation. The obtained results can be explained by the influence of abiotic factors, including soil properties and climatic factors, on the abundance of soil microorganisms. In addition, the results presented herein show that the moment of sample collection had effect on the content of


135

microorganisms in soil, a fact that is linked with changeable climatic conditions prevailing in the particular months of the plant vegetation season (Tab. 3).

Our results confirm the decrease of the microbiological activity of soils in terms of quantitative and qualitative changes of the microbe communities due to a long-term emission of toxic dustfall from the Huta Katowice S.A. steel mill and „Przyjaźń” coking plant. Conclusions 1. Pollution of soils by heavy metals decreases with the increased distance from the

pollution source, represented by the industrial plants of the Upper Silesia Industrial Region.

2. The vicinity of industrial plants negatively influences the biological activity of the studied soils expressed as microorganism abundance.

3. The abundance of microorganisms in soils depends on abiotic factors, including chemical, physical and biological properties, as well as climatic conditions.

References BADURA L. 1997. Metale cięŜkie w ekosystemach lądowych a ekotoksykologia, w: Dro-bnoustroje w środowisku. Występowanie, aktywność i znaczenie. W. Barabasz (Red.), AR Kraków: 13-26.

BALICKA N., VARANEK M. 1978. Wpływ przemysłowych zanieczyszczeń powietrza na mikroflorę gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 206: 122-125.

BROOKES P.C. 1995. The use of microbial parameters in monitoring soil pollution by heavy metals. Biology and Fertility of Soil 19: 269-279.

BUNT Y.S., ROVIRA A.D. 1955. Microbiological studies of some sub-Antarctic soils. J. Soil Sci. 6: 119-128.

CZARNOWSKA K. 1978. Zmiany zawartości metali cięŜkich w glebach i roślinach z terenu Warszawy jako wskaźnik antropogenizacji środowiska. Rozpr. Nauk. 106, Zesz. Nauk. SGGW: 71 ss.

CZARNOWSKA K. 1996. Ogólna zawartość metali cięŜkich w skałach macierzystych jako tło geochemiczne gleb. Rocz. Glebozn. 47, supl.: 43-50.

KABATA -PENDIAS A., M OTOWICKA -TERELAK T., PIOTROWSKA M., TERELAK H., WITEK T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami cięŜkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa. IUNG-Puławy: 53 ss.

M ACIEJEWSKA A., KWIATKOWSKA J., GÓRSKA E.B., RUSSEL S. 2004. Wpływ substancji or-ganicznej na aktywność mikrobiologiczną gleby zanieczyszczonej metalami cięŜkimi. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 501: 267-273.

M ALISZEWSKA W. 1985. The influence of various heavy metals compounds on the de-velopment and activity of soil microorganisms. Environ. Poll. 37(3): 195.

M ARTIN J.P. 1950. Use of acid rose bengal and streptomycin in the plate method for estimating soil fungi. Soil Sci. 69: 215-233.

M HATRE G.N. 1991. Bioindicators and biomonitoring of heavy metals. Environmental Biology 12: 201-209.

M IKANOVA O. 2006. Effects of heavy metals on some soil biological parameters. J. Ge-


136

ochemical Exploration 88: 220-223.

NOWAK A., SZOPA E., BŁASZAK M. 2004. Wpływ metali cięŜkich (cd, Cu, Pb, Hg) na ilość biomasy Ŝywych mikroorganizmów w glebie. Acta Agraria et Silvestria, Ser. Agraria, XLII: 335-339.

POMIERNY S., CIEPAŁ R. 2004. Ocena wieloletniego oddziaływania emisji przemysłowych na gleby i rośliny w granicach strefy ochronnej „Huty Katowice”. Acta Agroph. 4: 475-489.

WANG Y.P., SHI J.Y., WANG H., L IN Q., CHEN X.C., CHEN Y.X. 2007. The influence of soil heavy metals pollution on soil microbial biomass, enzyme activity, and community composition near a copper smelter. J. Geochemical Exploration 67: 75-81. Key words: heavy metals, microbiological activity, soil pollution Summary

Samples of soils collected from the vicinity of Dąbrowa Górnicza located in the Upper Silesia Industrial Region were subject to microbiological, physical and chemical studies. Due to a long-term dustfall from the chimneys of the Huta Katowice S.A. steel mill and a modern coking plant „Przyjaźń”, the soils of the area are strongly polluted by heavy metals, particularly cadmium, zinc, and lead. The microbiological activity of soils was determined based on microbiological indicators, such as e.g. total content of mesophilic, heterotrophic bacteria and microscopical fungi. It was proved that the content and diversity of microorganisms depends on the distance from the source of pollution. At larger distances from industrial plants, the content of heavy metals decreases, a fact that favours the microbiological activity of soils. LICZEBNOŚĆ MIKROORGANIZMÓW W WYBRANYCH GLEBACH Z OKOLIC HUTY KATOWICE Ewa B. Górska 1, Rafał Kubasik 1, Marian Korc 2 1 Samodzielny Zakład Biologii Mikroorganizmów, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Warszawa 2 Katedra Nauk o Środowisku Glebowym, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego, Warszawa Słowa kluczowe: metale cięŜkie, aktywność mikrobiologiczna, zanieczyszczenie

gleby Streszczenie

Badaniom mikrobiologicznym i fizykochemicznym poddano próbki gleby z okolic Dąbrowy Górniczej. Gleby na tym obszarze w wyniku wieloletniego opadu pyłów z kominów Huty Katowice oraz nowoczesnej Koksowni „Przyjaźń” zanie-czyszczone są pierwiastkami śladowymi, głównie cynkiem, ołowiem i kadmem.


137

Aktywność mikrobiologiczną gleb określono oznaczając ogólną liczbę bakterii heterotroficznych i grzybów mikroskopowych. Badania wykazały, Ŝe liczebność i róŜnorodność mikroorganizmów w glebie zaleŜy od oddalenia od emiterów zanie-czyszczeń. W miarę oddalania się od zakładów przemysłowych zmniejsza się poziom metali cięŜkich, co wpływa na poprawę aktywności mikrobiologicznej gleb. Dr inŜ. Ewa B. Górska Samodzielny Zakład Biologii Mikroorganizmów Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego ul. Nowoursynowska 159 02-776 WARSZAWA e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 139-146 WPŁYW KOMPOSTU Z OSADU ŚCIEKOWEGO NA WYBRANE WŁA ŚCIWO ŚCI GLEBY Ewa B. Górska 1, Wojciech Stępień 2 1 Samodzielny Zakład Biologii Mikroorganizmów, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie 2 Katedra Nauk o Środowisku Glebowym, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie Wstęp

W Polsce Miejskie Oczyszczalnie Ścieków wytwarzają z roku na rok coraz większe ilości osadu pościekowego, który w 14% wykorzystywany jest w przemyśle i rolnictwie, około 17% jest kompostowane i 2% spalane, ponad 40% jest składowane.

Wykorzystywanie osadu ściekowego w rolnictwie jest obwarowane wymogami prawnymi, które nakładają na oczyszczalnie ścieków obowiązek wykonywania analiz osadu ściekowego, głównie w kierunku stanu sanitarnego, zawartości związków toksycznych i metali cięŜkich [USTAWA 2002, 2007; ROZPORZĄDZENIE MRiRW 2004].

PoniewaŜ surowy osad ściekowy moŜe być źródłem licznych mikroorganizmów chorobotwórczych i pasoŜytów [M ICHALCEWICZ 1997], najrozsądniejszym sposobem jego przerabiania jest kompostowanie (równieŜ z dodatkami), poniewaŜ podczas kompostowania zachodzą procesy, które niszczą lub zmniejszają liczbę drobnoustrojów chorobotwórczych, wirusów i pasoŜytów pochodzących z osadu ściekowego. Jednocześnie kompostowanie sprzyja namnaŜaniu się licznych grup fizjologicznych drobnoustrojów, które przyczyniają się między innymi do procesów rozkładu organicznych komponentów osadów ściekowych i tworzenia związków humusowych. Dlatego dodatek przekompostowanego osadu ściekowego wpływa pozytywnie na właściwości gleby [M ICHALCEWICZ, MAŚLACH 1997; KRZYWY i in. 2002; SELIVANOVSKAYA i in. 2006; MICHALCEWICZ i in. 2007; IśEWSKA 2007].

Celem badań była ocena wpływu kompostu z osadu ściekowego na wybrane właściwości gleby. Materiał i metody

Na terenie Stacji Doświadczalnej SGGW w Skierniewicach załoŜono w 2005 roku trzyletnie doświadczenie modelowe w wazonach gruntowych bez dna o ∅ 40 cm i wysokości 120 cm. Kamionki napełniano 58 kg gleby pobranej z poziomu powierzchniowego o uziarnieniu piasku gliniastego mocnego. Gleba zastosowana w badaniach zawierała 6,5 g⋅kg-1 C organicznego i była średnio zasobna w przyswajalne formy K, P, Mg, wykazywała odczyn słabo kwaśny (pH 6,5). W glebie stosunek węgla do azotu wynosił około 10 : 1. Glebę w kamionce wymieszano z przekompostowanym

E.B. Górska, W. Stępień

140

(w ciągu 10 tygodni) osadem ściekowym uzdatnionym popiołem (z węgla brunatnego z KWB Bełchatów) pochodzącym z Miejskiej Oczyszczalnii Ścieków w Skierniewicach, w ilości odpowiadającej dawce 170 kg N⋅ha-1. Kompost zawierał 374 g C org.⋅kg-1 s.m.g., 26 g N⋅kg-1 s.m.g., 15,2 g P⋅kg-1 s.m., 7,5 g Mg⋅kg-1 s.m., 18,7 g Ca. kg-1 s.m.; 2,1 mg⋅kg-1 Cd, 422 mg⋅kg-1 Zn; 12,5 mg⋅kg-1 Cu; 20,6 mg⋅kg-1 Pb i wykazywał odczyn zasadowy (pH 9,1). Jako rośliny testowe w zmianowaniu zastosowano: burak ćwikłowy, kukurydzę, w trzecim roku groch siewny. Próbki gleby do badań mikrobiologicznych i biochemicznych pobierano pięć razy w kaŜdym roku z głębokości od 0-20 cm, od maja do września. Oznaczono w nich metodą rozcieńczeń płytkowych Kocha ogólną liczbę bakterii na podłoŜu Bunta i Roviry z dodatkiem wyciągu glebo-wego, ogólną liczbę grzybów mikroskopowych na podłoŜu Martina ze streptomycyną (50 µg⋅ml-1) i róŜem bengalskim oraz intensywność wydzielania CO2 z gleby wg meto-dy opisanej przez MACIAKA [1996].

Wybrane analizy fizykochemiczne i chemiczne gleb wykonano standardowymi metodami po zbiorze roślin testowych, w kaŜdym roku badań w Stacji Doświadczalnej w Skierniewicach.

Wpływ kompostu oraz terminu poboru próbek do analiz na aktywność bio-logiczną gleby zweryfikowano metodą trójczynnikowej analizy wariancji na trans-formowanych wynikach (transformacja logarytmiczna), stosując program Statgraphics 2.1. Grupy jednorodne wyznaczono testem t-Tuckeya. Wyniki i dyskusja

Substancja organiczna wprowadzana do gleby, np. wraz z obornikiem lub kompostami przygotowanymi z róŜnych odpadów organicznych, wpływa korzystnie na aktywność biologiczną gleb, mierzoną liczebnością i aktywnością grup fizjologicznych drobnoustrojów oraz zooedafonu. Rola mikro- i mezofauny glebowej jest znacząca, poniewaŜ rozdrabniając i wstępnie trawiąc obumarłe szczątki roślin i zwierząt zooedafon czyni je podatnymi na kolonizację i rozkład mikrobiologiczny, a w konsekwencji tworzenie związków humusowych, co poprawia właściwości fizyczne, fizykochemiczne, chemiczne i biologiczne gleb.

Liczni badacze [FRANKENBERGER, DICK 1983; KOBUS, PACEWICZ 1985; KOBUS i in. 1988; WŁODARCZYK 2000; WŁODARCZYK i in. 2002; DINESH i in. 2004; IśEWSKA 2007] wykazali korzystne zaleŜności między „kulturą gleby”, a jej aktywnością biologiczną mierzoną wskaźnikami mikrobiologicznymi i biochemicznymi oraz właściwościami fizycznymi i chemicznymi.

Oddychanie gleby to proces, który przeprowadzany jest przez wszystkie or-ganizmy cudzoŜywne, podczas którego wykorzystywana jest dostępna substancja organiczna, stąd jest ono miarą mineralizacji węgla organicznego w podłoŜu [ALEF 1975; WŁODARCZYK i in. 2002].

Zastosowany w badaniach kompost z osadu ściekowego, w zaleŜności od oznaczanego wskaźnika, stymulował aktywność mikrobiologiczną gleby w stosunku do obiektu kontrolnego (tab. 1). Dodatek kompostu istotnie róŜnicował zwiększenie liczebności mezofilnych bakterii heterotroficznych w stosunku do obiektu kontrolnego. Wzrost ten wynosił około 40%, co jest zgodne z wynikami badań MICHALCEWICZ i MAŚLACH [1997]. Natomiast dodatek kompostu nie róŜnicował istotnie liczebności grzybów mikroskopowych i aktywności oddechowej gleby (tab. 1). SELIVANOVSKAYA i in. [2006] oraz SELIVANOVSKAYA , LATYPOVA [2006] prowadzili badania nad wybranymi właściwościami gleby leśnej z dodatkiem kompostu z osadu ściekowego. Wykazali oni zwiększenie biomasy mikroorganizmów i intensywności oddechowej gleby w podłoŜu z

WPŁYW KOMPOSTU Z OSADU ŚCIEKOWEGO ...

141

dodatkiem kompostu w stosunku do obiektu bez dodatku substancji organicznej, czego nie potwierdzono w niniejszych badaniach (tab. 1). Tabela 1; Table 1 Wpływ kompostowanego osadu ściekowego na aktywność biologiczną gleby wyraŜoną liczbą mikroorganizmów i intensywnością oddechową The effect of composted sewage sludge on biological activity of soil expressed in the number of microorganisms and respiration intensivity

Wskaźniki aktywności biologicznej Indicator of biological activity

Obiekty; Objects

kontrola; control

compost; compost

Ogólna liczba bakterii; Total number of bacteria (jtk⋅105⋅g-1 s.m. gleby; cfu⋅105⋅g-1 DM soil)

106,2 a

148,8 b

Ogólna liczba grzybów mikroskopowych Total number of microscopical fungi (jtk⋅103⋅g-1 s.m. gleby; cfu⋅103⋅g-1 DM soil)

55,7 a

58,9 a

Intensywność oddychania gleby Intensity of soil respiration (mg C-CO2⋅kg -1 s.m. gleby; DM soil)

135,3 a

169,8 a

a, b, c grupy jednorodne; homogenus groups

MICHALCEWICZ i MAŚLACH [1997] oraz MICHALCEWICZ i in. [2007] badając wpływ dodatku do gleby lekkiej kompostów sporządzonych z surowego osadu ściekowego z dodatkiem lub bez dodatku słomy, trocin, liści i innych odpadów organicznych wykazali pozytywny ich wpływ na aktywność mikrobiologiczną gleby. Dodane do gleby komposty spowodowały znaczne zwiększenie nie tylko ogólnej liczby bakterii, ale takŜe promieniowców i grzybów. MICHALCEWICZ i MAŚLACH [1997] stwierdzili, Ŝe kompost zwiększył liczebność wybranych grup fizjologicznych drobnoustrojów: celulolitycznych, amylolitycznych i proteolitycznych w stosunku do obiektu kontrolnego. MICHALCEWICZ i MAŚLACH [1997] oraz MICHALCEWICZ i in. [2007] zaobserwowali wzmoŜony rozwój grzybów strzępkowych w glebie z dodatkiem kompostów (od 50 do ok. 900%), w porównaniu z glebą kontrolną, czego nie potwierdzają wyniki badań własnych. Przeciwnie, kompost zastosowany w naszych badaniach nie zwiększał liczby grzybów strzępkowych w glebie (tab. 1). Jest to zjawisko pozytywne, poniewaŜ grzyby mogą wpływać negatywnie na Ŝyzność gleby poprzez wytwarzanie mykotoksyn oraz są czynnikiem etiologicznym wielu chorób roślin i przedstawicieli zooedafonu.

Liczba grzybów mikroskopowych oraz intensywność oddechowa gleby (tab. 2, 3) zaleŜała od terminu poboru próbek gleby do badań, co moŜna tłumaczyć między innymi wpływem warunków klimatycznych środowiska. Największy wpływ na liczebność grzybów miały warunki abiotyczne środowiska w miesiącu sierpiniu. NaleŜy podkreślić, Ŝe liczba grzybów w tym miesiącu moŜe kształtować się na róŜnym poziomie, to znaczy moŜe ulegać zwiększeniu lub zmniejszeniu w zaleŜności od warunków środowiska (tab. 2). Liczba grzybów z wyjątkiem lipca (75,7⋅1000 jtk g-1 s.m. gleby) utrzymywała się na zbliŜonym poziomie. Pomimo zmian średniej liczby bakterii w poszczególnych miesiącach analiza statystyczna nie wykazała między nimi istotnych róŜnic (tab. 2). Intensywność wydzielania CO2 z gleby była istotnie większa w maju, czerwcu i lipcu w stosunku do sierpnia i września (tab. 2). Tabela 2; Table 2 Wpływ terminu badań na aktywność biologiczną gleby wyraŜoną liczbą mikroorganizmów glebowych


142

The effect of investigated terms on the biological activity of soil Wskaźniki aktywności biologicznej

Indicator of biological activity

miesiące; months

maj May

czerwiec

June

lipiec July

sierpień August

wrzesień

September Ogólna liczba bakterii Total number of bacteria (jtk⋅105⋅g-1 s.m. gleby; cfu⋅105⋅g-1 DM soil)

132,7 a

109,4 a

123,8 a

158,2 a

113,5 a


50 a

50,8 a

75,7 b

58,8 ab

51,1 a

Intensywność oddychania gleby Intensity of soil respiration (mg C-CO2⋅kg-1 s.m. gleby; DM soil)

160,8 b

166 b

165,8 b

123,7 a

146,2 a

a, b grupy jednorodne; homogeneous groups Tabela 3; Table 3 Wpływ terminu badań doświadczenia na aktywność biologiczną gleby The effect of in investigated term on the biological activity of soil

Wskaźniki aktywności biologicznej Indicators of biological activity

Rok; Year

I

II

III

Ogólna liczba bakterii; Total number of bacteria (jtk⋅105⋅g-1 s.m. gleby; cfu⋅105⋅g-1 DM soil)

113,5 a

154,9 b

114,0 a


74,4 b

46,4 a

51 a

Intensywność oddychania gleby Intensity of soil respiration (mg C-CO2⋅kg-1 s.m. gleby; DM soil)

203,7 b

238,9 b

15,1 a

a, b grupy jednorodne; homogeneous groups

Aktywność biologiczna badanych gleb równieŜ zaleŜała od warunków abio-tycznych środowiska oraz czynników klimatycznych panujących w poszczególnych latach badań (tab. 3). W przypadku ogólnej liczby bakterii zaobserwowano najmniejsze ilości w pierwszym i trzecim roku badań, a największe w drugim (tab. 3). Intensywność respiracyjna gleby podobnie jak liczebność bakterii, była najmniejsza w trzecim roku badań (tab. 3). Mogło być to spowodowane adaptacją drobnoustrojów do podłoŜa w pierwszym roku badań oraz brakiem w glebie łatwo przyswajalnej dla mikroorganizmów substancji organicznej w trzecim roku doświadczenia.

BORKEN i in. [2002] zbadali właściwości umiarkowanie zdegradowanych gleb leśnych na obszarze Saksonii w drugim roku od wyłoŜenia na powierzchnię gleby kompostów przygotowanych z odpadów organicznych pochodzących z gospodarstw domowych. Wykazali oni wpływ rekultywacji na poprawę właściwości gleb. Dodatek kompostów zwiększył istotnie intensywność oddychania gleby oraz biomasę mikroorganizmów w stosunku do gleb nie rekultywowanych. Dodatek kompostu z osadu ściekowego poprawił właściwości fizykochemiczne i chemiczne gleby, co przedstawia tabela 4. Dodana substancja organiczna zmieniła odczyn gleby w stosunku do obiektu kontrolnego oraz zawartość wybranych makro- i mikropierwiastków, co jest zgodne z wynikami innych badaczy [BORKEN i in. 2002; KRZYWY i in. 2004; IśEWSKA 2007].


143

Tabela 4; Table 4 Właściwości fizykochemiczne i chemiczne badanych gleb (średnie z trzech lat) Physical and chemical properties of the examined soils (means from three years)

Obiekty; Objects pHKCl

C

N og.

Total N

P og.

Total P

Cu

Zn

Pb

Cd

g⋅kg-1

mg⋅kg-1

Kontrola; Control

6,9

6,5

0,43

56,4

8,09

45,69

0,88

0,10

Kompost; Compost

7,5

7,0

0,51

92,4

9,14

51,80

0,91

0,15

Wyniki przedstawione w naszej pracy potwierdzają pozytywny wpływ dodatku

kompostów przygotowywanych z róŜnych odpadów organicznych, w tym równieŜ z osadu ściekowego na poprawę i kształtowanie właściwości biologicznych, chemicznych i fizykochemicznych, co przekłada się na Ŝyzność i produktywność gleby. Wnioski 1. Dodatek kompostu z osadu ściekowego wpływa pozytywnie na właściwości

fizykochemiczne, chemiczne i biologiczne gleby.

2. Wpływ kompostu z osadu ściekowego na liczebność mikroorganizmów w glebie zaleŜy od terminu pobrania prób do analiz.

3. Przekompostowany osad ściekowy zwiększył liczbę mezofilnych bakterii he-terotroficznych w glebie oraz stymulował liczbę grzybów mikroskopowych i intensywność wydzielania CO2 z podłoŜa.

Literatura ALEF K. 1995. Soil respiration, w: Methods in applied soil microbiology and biochemistry. K. Alef, P. Nanniperi (Eds), Academic Press, London: 214-215.

BORKEN W., M USH A., BEESE F. 2002. Changes in microbial and soil properties following compost treatment of degraded temperate forest soils. Soil Biology and Biochem. 34: 403-412.

DINESH R., CHAMDHURI S.G., SHEEJA T. E. 2004. Soil biochemical and microbial indices in wet tropical forests: Effect of deforestration and cultivation. J. Plant Nutr. Soil Sci. 167: 24-32.

FRANKENBERGER W.T.JR., DICK W.A. 1983. Relation between enzyme activities and microbial growth and activity indices in soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 47: 945-951.

IśEWSKA A. 2007. Wpływ nawoŜenia obornikiem, osadem ściekowym i kompostem z osadów ściekowych na właściwości gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 518: 85-92.

KOBUS J., CZABAN J., GAJDA A. 1990. Wpływ osadu ściekowego na aktywność biologiczną gleb zdegradowanych i przemiany w nich węgla azotu, fosforu i cynku. Pam. Puławski 96: 121-137.

KOBUS J., KUREK E., JÓZEFACIUK C. 1988. Wpływ nawoŜenia organicznego na aktywność biologiczną zdegradowanego utworu lessowego. Rocz. Glebozn. 39: 159-170.

KOBUS J., PACEWICZ T. 1985. Wpływ róŜnego rodzaju nawoŜenia na czynność biologiczną gleb. Cz. I. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 40: 255-284.

KRZYWY E., IśEWSKA A., WOŁOSZYK CZ. 2004. Ocena składu chemicznego i wartości


144

nawozowej osadu ściekowego oraz kompostów wyprodukowanych z komunalnego osadu ściekowego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 499: 165-172.

KRZYWY E., WOŁOSZYK C., IśEWSKA A., KRZYWY -GAWROŃSKA E. 2002. Wpływ kompostów z komunalnego osadu ściekowego z róŜnymi komponentami na wysokość i skład chemiczny nasion i słomy rzepaku jarego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 48: 303-317.

M ACIAK F. 1996. Materiały do ćwiczen z rekultywacji terenów zdegradowanych. Wyd. SGGW Warszawa: 191-198.

M ICHALCEWICZ W., M AŚLACH B. 1997. Drobnoustroje w środowisku, występowanie, aktywność i znaczenie. Konf. Mikrobiologów „Wpływ kompostowanych osadów pościekowych z oczyszczalni w Goleniowie na aktywność biologiczną gleby”, Cz. I, II, Kraków, wrzesień : 467-483.

M ICHALCEWICZ W., WOŁOSZYK CZ., BALCER K. 2007. The impact of composts prepared from different organic waste on the total number of soil microorganisms. Polish J. of Chemical Technology 9: 78-80.

ROZPORZĄDZENIE MRiRW 2004. Z dnia 1.07.2004 r. w sprawie działań w zakresie technologii bezpiecznych dla środowiska stosowanych w produkcji i zagospodarowaniu odpadów. Dz. U. 162, poz. 708.

SELIVANOVSKAYA S.YU., LATYPOVA V.Z. 2006. Effect of composted sewage sludge on microbial biomass, activity and pine seedlings in nursery forest. Waste Management. 26: 1253-1258.

SELIVANOVSKAYA S.YU., LATYPOVA V.Z., GUBAEVA L.A. 2006. Microbiological processes in gray forest soil treated with sewage sludge compost. Eurasian Soil Science 39: 443-449.

USTAWA 2002. Z dnia 01.08.2002 r. o komunalnych osadach ściekowych. Dz. U. Nr 134, poz. 1140.

USTAWA 2007. Z dnia 10.07.2007 r. o nawozach i nawoŜeniu. Dz. U. z dnia 14 sierpnia 2007.

WŁODARCZYK T. 2000. Some aspects of dehydrogenase activity in soil. Int. Agrophysics 14: 365-376.

WŁODARCZYK T., STĘPNIEWSKI W., BRZEZI ŃSKA M. 2002. Dehydrogenase activity, redox potential and emission of carbon dioxide and nitrous oxide from Cambisols under flooding conditions. Biol. Fertil. Soils. 36: 200-206. Słowa kluczowe: kompost, osad ściekowy, aktywność mikrobiologiczna gleby,

intensywność oddechowa gleby Streszczenie

Celem badań była ocena wpływu kompostu z osadu ściekowego na aktywność mikrobiologiczną i biochemiczną oraz wybrane właściwości chemiczne i fi-zykochemiczne gleby lekkiej. Badania trzyletnie prowadzono w wazonach gruntowych w Stacji Doświadczalnej Wydziału Rolnictwa i Biologii w Skierniewicach od 2005 roku. Próbki gleby do badań pobierano z głębokości od 0-20 cm, pięć razy w kaŜdym roku (maj, czerwiec, lipiec, sierpień, wrzesień). W glebie oznaczono ogólną liczbę mezofilnych, bakterii heterotroficznych na podłoŜu Bunta i Roviry, ogólną liczbę grzybów mikroskopowych na podłoŜu Martina oraz intensywność wydzielania CO2.

Dodatek kompostu zmienił odczyn gleby i poprawił badane właściwości chemiczne gleby. Kompost stymulował liczbę grzybów, natomiast zwiększał liczbę


145

bakterii w glebie lekkiej. Liczba mikroorganizmów i intensywność respiracyjna gleby była uzaleŜniona od terminu poboru próbek gleby do analiz. EFFECT OF SEWAGE SLUDGE COMPOST ON SOME PROPERTIES OF SOIL Ewa B. Górska 1, Wojciech Stępień 2 1 Department of Biology of Microorganism, 2 Department of Soil Environmental Sciences University of Life Sciences, Warszawa Key words: compost, sewage sludge, microbiological activity of soil, respiration

intensity of soil Summary

The aim of this study was to determine microbiological and biochemical activity, physical and chemical properties in light soil amended with sewage sludge compost. The three-year studies were carring out since 2005 in a pot-soil experiment at the Skierniewice Experimental Station of Agriculture and Biology Faculty of University of Life Sciences. Soil samples were taken from the depth of 0-20 cm five times each year (May, June, July, August, September). The total number of mesophilic, heterotrophic bacteria (on Bunt and Rovira solid medium), microscopical fungus (on Martin solid medium) and respiration intensity of soil were estimated.

The addition of compost stimulated the number of fungi and respiration intensity of soil but increased the total number of bacteria in soil. Also, the number of microorganisms and respiration intensity of soil depended on the investigated term (month and year). The compost changed the pH and chemical properties of soil. Dr inŜ. Ewa B. Górska Samodzielny Zakład Biologii Mikroorganizmów Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego ul. Nowoursynowska 159 02-787 WARSZAWA e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 147-154 WPŁYW WODNYCH WYCI ĄGÓW Z KOMPOSTÓW NA WIGOR NASION WYBRANYCH GATUNKÓW RO ŚLIN CZĘŚĆ I GORCZYCA BIAŁA Grzegorz Hury Katedra Uprawy Roli, Roślin i Doświadczalnictwa, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Wigor nasion jest jednym z bardziej wiarygodnych parametrów, odnoszącym się do całego zespołu zmiennych właściwości nasion, czyli zdolność do wytworzenia zdrowych i dobrze rozwijających się siewek w moŜliwie szerokim zakresie działania róŜnych czynników środowiska [GRZESIUK, GÓRECKI 1981; GÓRNIK, GRZESIK 1998]. Taki zespół cech moŜe być równieŜ doskonałym wskaźnikiem obrazującym reakcje nasion i rozwijających się z nich siewek na substancje wprowadzone donasiennie (moczenie) lub w bezpośrednie ich sąsiedztwo (inkrustacja, otoczkowanie). W badaniach, dotyczących stosowania regulatorów wzrostu, nie mało uwagi poświęca się nowym sposobom stosowania znanych juŜ środków czy substancji występujących w środowisku naturalnym, tak jak np. substancje humusowe, których aktywności biostymulacyjnej poświęcono, w literaturze przedmiotu, wiele uwagi [LEE, BARTLETT 1976; GOŁĘBIOWSKA, PTAK 1996; ATIYEH i in. 2002].

Obieg pierwiastków, substancji swoistych czy naturalnych w przyrodzie uza-leŜniony jest od aktywności róŜnych grup organizmów glebowych. Znaczącym i znanym w literaturze wpływem na recykling materii organicznej mogą poszczycić się dŜdŜownice, których wydzieliny zwane koprolitami, oprócz antybiotyków czy enzymów, według wielu badaczy zawierają równieŜ substancje podobne do hormonów roślinnych lub innych stymulatorów wzrostu i rozwoju [SONGIN, SADOWSKI 1993; BROWN i in. 1999; ARANCON i in. 2003]. BARAN i in. [1999] posługując się zmodyfikowaną metodą RICE-EVANS i MILLER [1994] do oznaczania aktywności antyoksydacyjnej wodnego roztworu wermikompostu stwierdzili, Ŝe duŜa zawartość takich substancji, m.in. w wermikompoście moŜe wpływać na procesy chemiczne zachodzące w rizosferze, a szczególnie na przemieszczanie wody i składników pokarmowych, reakcje utleniania i redukcji, wydzielanie przez korzenie roślin kwasów organicznych, cukrów, fenoli, aminokwasów, tworzenie chelatów, co w konsekwencji moŜe wyraŜać się korzystnym wzrostem i rozwojem roślin uprawianych na kompostach wytworzonych przy współudziale dŜdŜownic z gatunku Eisenia fetida.

Zasadniczym celem podjętych badań było określenie wartości stymulacyjnej wodnych wyciągów z kompostów konwencjonalnych i wermikompostów na bazie komunalnego osadu ściekowego w stosunku do Ŝywotności i wigoru nasion gorczycy białej.

G. Hury

148

Materiały i metody

Doświadczenia z kiełkowaniem nasion gorczycy realizowano w latach 2002-2003, w dwóch seriach, związanych z długością okresu (12 i 24 miesiące) kompostowania konwencjonalnego i wremikompostowania osadów ściekowych. Badanymi czynnikami były: wyciągi z kompostów: (konwencjonalnych oraz wer-mikompostów z dodatkiem słomy Ŝytniej lub liści drzew), czas moczenia nasion: (6 i 24 godziny), stęŜenie wyciągów, w % wagowych: (kontrola - woda dejonizowana, 2,5; 5,0 i 10,0).

Wyciągi kompostowe aplikowano donasiennie po uprzednim wykalibrowaniu nasion gorczycy białej odmiany Nakielska (masa 1000 nasion równa 3,49 g, zdolność kiełkowania na poziomie 93-95%). Do badań wykorzystano komposty na bazie komunalnego osadu ściekowego z 40% udziałem słomy lub liści, których charakterystykę fizyko-chemiczną przedstawiono w publikacji HURY i BIELIŃSKA [2007]. Wyciągi do badań otrzymano po 24-godzinnej ekstrakcji świeŜych kompostów wodą dejonizowaną, ich właściwości przedstawiono w tabeli 1.

śywotność nasion gorczycy białej określono zgodnie z metodyką DORYWALSKIEGO

i in. [1964], zaś wigor metodą pośrednią, tj. analizy wzrostu siewek według PERRY’EGO [1987].

Wyniki doświadczeń opracowano statystycznie, przy zastosowaniu analizy wariancji w układzie kompletnej randomizacji. Półprzedziały ufności wyliczono przy zastosowaniu testu Tukey’a, poziom istotności p ≤ 0,05. Wyniki i dyskusja

W badaniach Ŝywotności i wigoru nasion gorczycy (tab. 2) stwierdzono, Ŝe rodzaj kompostów nie miał w zasadzie duŜego znaczenia. Daje się jednak zauwaŜyć nieznacznie ujemny wpływ wyciągu z kompostu konwencjonalnego z liśćmi na Ŝywotność nasion oraz pozytywne oddziaływanie na długość i świeŜą masę siewek, aczkolwiek statystycznie udowodnione róŜnice stwierdzono tylko w przypadku wyciągów z kompostów jednorocznych. Natomiast znacznie wyraźniejszy wpływ, wyraŜony Ŝywotnością i pozostałymi wskaźnikami wigoru, miał czas moczenia nasion w wyciągach z kompostów. Dotyczyło to w jednakowym stopniu wyciągów z kompostów jednorocznych i dwuletnich (tab. 2, 3). WydłuŜenie czasu moczenia nasion powodowało zazwyczaj obniŜenie wszystkich ocenianych wskaźników. W przypadku nasion umieszczonych w roztworze wodnym jest wprawdzie ułatwiona dyfuzja substancji, ale brak lub znacznie ograniczony dostęp tlenu wstrzymuje kiełkowanie nasion większości gatunków. JuŜ na początku ubiegłego stulecia badano wpływ substancji próchnicznych na metabolizm organizmów roślinnych, jednakŜe dopiero w latach pięćdziesiątych GUMIŃSKI i in. [1955] jednoznacznie go wykazali, ale w warunkach ograniczonego dostępu tlenu. Potwierdza to równieŜ MIELNIK [1973], wskazując na rolę humusu jako fizjologicznie aktywnego jonowymieniacza, ujawniającą się dopiero w warunkach ograniczonego natlenienia. Tabela 1 na końcu art.

WPŁYW WODNYCH WYCIĄGÓW Z KOMPOSTÓW ... Cz. I. ...

149

Tabela 2; Table 2 Wigor nasion gorczycy moczonych w wyciągach z kompostów jednorocznych The vigour of white mustard seeds soaked in water extracts from one-year composts

Badane czynniki Measured factors

Badane cechy *

Measured traits *

z.k. 1 (%)

z.k. 2 (%)

d.s. (cm)

św. m.

FM (mg)

s.m. DM (mg)

Wodne wyciągi z kompostów Water extracts from composts:

Konwencjonalnego ze słomą Conventional with straw

87,3

89,8

3,02

28,1

4,56

Konwencjonalnego z liśćmi Conventional with leaves

86,7

89,4

3,25

29,4

4,50

Wermikompostu ze słomą Conventional with straw

87,6

90,5

2,85

25,1

4,63

Wermikompostu z liśćmi Vermicompost with leaves

87,3

90,2

3,05

28,1

4,61

NIR0,05; LSD0.05

r.n.; n.s.

0,91

0,36

2,20

r.n.; n.s.

Czas moczenia nasion (godziny)

Time of soaking (hours):

6

88,3

91,2

3,50

29,2

4,50

24

86,1

88,7

2,59

26,1

4,65

NIR0,05; LSD0.05

0,51

0,49

0,19

1,18

0,12

StęŜenia roztworów (% wagowy) Solutions of extracts (% of weight):

0 (kontrola; control)

87,7

90,2

2,35

25,1

4,51

2,5

87,3

90,1

3,25

27,9

4,53

5,0

87,4

90,3

3,16

27,9

4,54

10,0

86,6

89,2

3,41

29,8

4,72

NIR0,05; LSD0.05

0,94

0,91

0,36

2,20

r.n.; n.s.

* z.k. 1 zdolność kiełkowania, liczenie pierwsze; germination potential, first counting (%) z.k. 2 zdolność kiełkowania, liczenie końcowe; germination potential, final counting (%) d.s. długość siewki; seedling length (cm) św.m. świeŜa masa; fresh matter (mg) s.m. sucha masa; dry matter (mg)

Wpływ zróŜnicowanego stęŜenia wyciągów przejawiał się w Ŝywotności nasion oraz długości siewek gorczycy. Jednak o ile odnotowano wyraźne zmniejszenie Ŝywotności nasion pod wpływem zwiększającego się stęŜenia, zarówno wyciągów z jednorocznych, jak i dwuletnich kompostów, o tyle długość siewek nieznacznie wzrastała wraz ze wzrostem stęŜenia wyciągów kompostowych. RóŜnice pomiędzy kontrolą a pośrednimi stęŜeniami wyciągów wodnych z kompostów często mieściły się w granicach błędu statystycznego.

Tabela 3; Table 3 Wigor nasion gorczycy moczonych w wyciągach z kompostów dwuletnich

G. Hury

150

The vigour of white mustard seeds soaked in water extracts from two-year composts


Badane cechy *

Measured traits *

z.k. 1 (%)

z.k. 2 (%)

d.s. (cm)

św.m. FM (mg)

s.m. DM (mg)



93,2

94,6

4,14

29,0

4,14


93,0

94,6

4,11

28,8

4,12

Wermikompostu ze słomą Vermicompost with straw

93,7

94,8

4,21

29,6

4,23


93,5

94,9

4,17

29,0

4,14

NIR 0,05 ; LSD 0,05

0,58

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n. ;n.s.

Czas moczenia nasion (godziny)

Time of soaking (hours):

6

93,8

95,4

4,19

30,0

4,28

24

92,9

94,1

4,13

28,2

4,03

NIR 0,05 ; LSD 0,05

0,31

0,27

0,05

1,00

0,15

StęŜenia roztworów (% wagowy) Solutions of extracts (% of weight):


94,3

95,2

3,92

30,0

4,29

2,5

93,6

95,0

4,16

29,5

4,22

5,0

93,2

94,7

4,25

28,6

4,08

10,0

92,4

94,2

4,31

28,2

4,03

NIR 0,05 ; LSD 0,05

0,58

0,51

0,11

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

* z.k. 1 zdolność kiełkowania, liczenie pierwsze; germination potential, first counting (%) z.k. 2 zdolność kiełkowania, liczenie końcowe; germination potential, final counting (%) d.s. długość siewki; seedling length (cm) św.m. świeŜa masa; fresh matter seedling (mg) s.m. sucha masa; dry matter (mg) Wnioski 1. W badaniach nad Ŝywotnością i wigorem nasion gorczycy, nie stwierdzono

znaczących róŜnic w działaniu testowanych rodzajów wyciągów z kompostów konwencjonalnych i wermikompostów.

2. Na podstawie otrzymanych wyników badań Ŝywotności i wigoru nasion gorczycy moŜna stwierdzić istotnie korzystniejsze działanie krótszego (6-godzinnego) czasu ich moczenia w wyciągach kompostowych niŜ dłuŜszego (24-godzinnego).

3. Odnotowane oddziaływanie zastosowanych stęŜeń wyciągów kompostowych w stosunku do nasion i siewek gorczycy, aczkolwiek stosunkowo niewielkie, to jednak zostały udowodnione statystycznie.

WPŁYW WODNYCH WYCIĄGÓW Z KOMPOSTÓW ... Cz. I. ...

151

Literatura ARANCON N.Q., LEE S., EDWARDS C.A., ATIYEH R. 2003. Effects of humic acids derived from cattle, food and paper-waste vermicomposts on growth of greenhouse plants. Pedobiologia 47: 741-744.

ATIYEH R.M., LEE S., EDWARDS C.A., ARANCON N.Q., M ETZGER J.D. 2002. The influence of humic acids derived from earthworm-processed organic wastes on plant growth. Bioresource Technology 84: 7-14.

BARAN S., M ARTYN W., KRZEPIŁKO A., SKWARYŁO B., ŚWIĘCIŁO A., ONUCH-AMBORSKA J. 1999. Adaptacja metody opracowanej przez C. Rice-Evans i N. Miller do oznaczania aktywności roztworu wermikompostu. Folia Univ. Agric. Stetin., ser. Agric. 200(77): 11-14.

BROWN G.G., PASHANASI B., VILLENAVE C., PATRON J. C., SENAPATI B.K., GIRI S. 1999. Effects of earthworms on plant production in the tropics, w: The Management of Eartthworms in Tropical Agroecosystem. CAB International, Wallingford, UK: 87-148.

DORYWALSKI J., WOJCIECHOWICZ M., BARTZ J. 1964. Metodyka oceny nasion. PWRiL Warszawa: 345.

GOŁĘBIOWSKA D., PTAK W. 1996. Wpływ kwasów huminowych na kiełkowanie i para-metry siewek pszenicy i Ŝyta. Zesz. Nauk. AR Szczecin, Ser. Roln. 172(62): 145-152.

GÓRNIK K., GRZESIK M. 1998. Genetyczne, siedliskowe i maternalne uwarunkowania jakości nasion. Post. Nauk Rol. 5: 37-48.

GRZESIUK S., GÓRECKI R.J. 1981. Wigor nasion jako nowe kryterium ich wartości siewnej oraz metody jego określania. Post. Nauk Rol. 6: 39-56.

GUMI ŃSKI S., CZERWI ŃSKI W., UNGER E., BACOWA A. 1955. Badania nad oddzychaniem korzeni. Acta Soc. Bot. Pol. T. XXIV, 4: 723-731.

HURY G., BIELI ŃSKA E.J. 2007. Wpływ kompostów z udziałem komunalnego osadu ściekowego na wzrost i rozwój wybranych roślin uprawnych. Cz. I. Groch siewny. Gospodarka odpadami komunalnymi. T. III: 149-160.

LEE Y.S., BARTLETT R.J. 1976. Stimulation of plant growth by humic substances. Soil Sci. Soc. Am. J. 40: 876-879.

M IELNIK A. 1973. Badanie bezpośredniego wpływu hymetomelanu na intensywność oddychania kiełkujących ziarniaków pszenicy. Cz. II. Działanie oczyszczonych ze związków mineralnych substancji próchniczych. Rocz. Nauk Rol. Ser. A, 99(1): 7-10.

PERRY D.A. 1987. Handbook of vigour test methods. ISTA Zuerich, Switzerland Rules for testing seeds 1985. Seed. Sci. Tech. 13: 2.

RICE-EVANS C., M ILLER N.J. 1994. Methods enzymology. Academic Press. Internat. 243: 279-293.

SONGIN W., SADOWSKI W. 1993. DŜdŜownice w rolnictwie proekologicznym. Opracowanie tematyczne, AR Szczecin 69: 25. Słowa kluczowe: komposty z osadów ściekowych, wermikomposty, wodne wyciągi

z kompostów, Ŝywotność nasion, wigor nasion, gorczyca biała

G. Hury

152

Streszczenie

W badaniach nad Ŝywotnością i wigorem nasion gorczycy białej aplikowano donasiennie wyciągi wodne z kompostów na bazie komunalnego osadu ściekowego z 40% udziałem słomy Ŝytniej i liści z drzew. Stwierdzono nieduŜe róŜnice pomiędzy działaniem wyciągów z kompostów - zarówno jednorocznych, jak i dwuletnich. Krótsze, tj. sześciogodzinne, moczenie nasion w wyciągach okazało się efektywniejsze w odniesieniu do wszystkich badanych wskaźników Ŝywotności i wigoru nasion niŜ dwudziestoczterogodzinne, bez względu na rodzaj i stęŜenie wyciągów kompostowych. Wzrastające stęŜenie omawianych wyciągów powodowało nieznaczne ograniczenie energii i zdolności kiełkowania nasion, ale równocześnie w niewielkim stopniu zwiększało wartości wskaźników wigoru, tj. długość siewek oraz ich świeŜą i suchą masę. EFFECT OF COMPOST WATER EXTRACTS ON SEED VIGOUR OF SOME CROP SPECIES PART I WHITE MUSTARD Grzegorz Hury Department of Soil, Plant and Biometry, Agricultural University, Szczecin Key words: sewage sludges composts, vermicomposts, water extraxts from

composts, seed vitality, seed vigour, white mustard Summary

The water extracts from composts made from municipal sewage sludges with 40% share of rye straw and tree leaves were used for the evaluation of vitality and vigour of white mustard seeds. No significant differences were observed between the effects of extracts made from one-year and two-year old composts. Independently from the type and the concentration of compost extracts, the soaking of seeds in the extracts for six hours was more effective for all tested indexes of vitality and vigour of seeds as compared with a longer period (24 h). The increase of the concentration of the extracts resulted in a slight limitation of energy and ability for the emergence of seeds, but simultaneously, the tendency for the increase of the seedlings length and their fresh and dry matter was observed. Dr inŜ. Grzegorz Hury Katedra Uprawy Roli, Roślin i Doświadczalnictwa Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-434 SZCZECIN e-mail: [email protected]

Tabela 1; Table 1 Charakterystyka wyciągów z kompostów po 12 i 24 miesiącach kompostowania The characteristic of water extracts composts after 12 and 24 month of composting

Parametr Parameter

Kontrola Control

Wodne wyciągi z kompostów; Water extracts from composts:

konwencjonalnych; conventional

wermikompostów; vermicompost

z dodatkiem; with addition:

słomy; straw

liści; leafs

słomy; straw

liści; leafs

stęŜenie roztworów (% wagowe); solutions of extracts (% of weight):

2,5

5,0

10,0

2,5

5,0

10,0

2,5

5,0

10,0

2,5

5,0

10,0

po 12 miesiącach kompostowania; after 12 months of composting

pH

7,00

6,20

5,98

5,87

6,37

6,28

6,07

6,34

6,11

6,09

6,46

6,29

6,23

Przewodność; Conductivity (mS⋅cm-1)

0,01*

0,14

2,53

4,86

0,10

0,18

3,39

0,13

2,28

4,18

0,10

0,18

3,45

Zasolenie; Salinity (%)

0,00

0,50

1,20

2,50

0,20

0,70

1,70

0,40

1,00

2,10

0,30

0,80

1,70

po 24 miesiącach kompostowania; after 24 months of composting

pH

7,00

6,20

6,05

6,05

6,60

6,50

6,30

6,45

6,35

6,25

6,75

6,65

6,70

Przewodność; Conductivity (mS⋅cm-1)

0,01*

0,13

2,49

4,32

0,10

0,11

3,35

0,12

2,19

4,01

0,09

0,15

2,86

Zasolenie; Salinity (%)

0,00

0,45

1,15

2,25

0,30

0,85

1,65

0,35

0,95

2,05

0,20

0,60

1,35

* przewodność = 0,01 mS⋅cm-1; conductivity = 0.01 mS⋅cm-1

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 155-162 WPŁYW WODNYCH WYCI ĄGÓW Z KOMPOSTÓW NA WIGOR NASION WYBRANYCH GATUNKÓW RO ŚLIN CZĘŚĆ II PSZENICA ZWYCZAJNA Grzegorz Hury Katedra Uprawy Roli, Roślin i Doświadczalnictwa, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Badania z zakresu przedsiewnego stymulowania nasion gatunków uprawnych, w celu otrzymania dobrych polowych wschodów oraz szybkiego rozwoju optymalnie rozwiniętych siewek, dotyczą m.in. wpływu chemicznych zapraw nasiennych stosowanych tradycyjnie (na mokro i sucho) oraz metodą otoczkowania i inkrustacji [DUCZMAL, TYLKOWSKA 1990; KOTLIŃSKI 1997]. Prowadzone są teŜ prace dotyczące pobudzania nasion w procesach matrykondycjonowania i osmokondycjonowania. W pierwszym procesie do kontrolowanego uwodnienia nasion zaangaŜowane są siły matrycowe stałych substancji (Micro Cel E, Celite 400). W drugim procesie wykorzystywany jest potencjał osmotyczny roztworów glikolu polietylenowego, glicerolu, mannitolu, równieŜ potencjał soli nieorganicznych: siarczanu magnezu, azotanu potasu, które pozwalają nasionom spęcznieć, ale nie pozwalają skiełkować [BRADFORD 1986; CAPECKA i in. 2000]. W literaturze przedmiotu znaleźć moŜna równieŜ informacje na temat stymulowania nasion substancjami organicznymi, które klasyfikuje się jako „substancje właściwe samym nasionom” zwane regulatorami kiełkowania, funkcjonujące jako stymulatory kiełkowania np. auksyny, gibereliny, kininy, witaminy, bądź funkcjonujące jako inhibitory kiełkowania np. związki fenolowe, estry, aldehydy i kwasy organiczne, a takŜe „substancje wprowadzone sztucznie” np. dość często uŜywana w hodowli roślin kolchicyna. Z innych substancji organicznych stosowanych donasiennie na uwagę zasługują wyciągi z chwastów czy ziół [STOMPOR-CHRZAN 1998; DZIENIA, WRZESIŃSKA 2002] oraz ekstrakty czy wyciągi z róŜnego rodzaju kompostów [MYŚKÓW, KUREK 1967; MIELNIK 1973].

Celem niniejszych badań było określenie wartości nawozowej wodnych wy-ciągów z kompostów konwencjonalnych i wermikompostów na bazie komunalnych osadów ściekowych aplikowanych donasiennie w początkowych fazach ontogenezy pszenicy.

G. Hury

156

Materiały i metody

Badania Ŝywotności i wigoru ziarna pszenicy zwyczajnej realizowano w latach

2002-2003, w dwóch seriach, związanych z długością okresu kompostowania (12 i 24 miesiące) kompostów konwencjonalnych i wermikompostów na bazie komunalnych osadów ściekowych. Ziarno pszenicy jarej odmiany Ismena, (mtz 44,5 g, zdolność kiełkowania na poziomie 95-97%) traktowano wodnymi wyciągami z kompostów. Wyciągi do badań otrzymano po 24-godzinnej ekstrakcji świeŜych kompostów wodą dejonizowaną (właściwości przedstawione w publikacji HURY 2008). Do badań wykorzystano komposty na bazie komunalnego osadu ściekowego z 40-procentowym udziałem słomy Ŝytniej i liści z drzew (charakterystyka fizyko-chemiczną przedstawiona w publikacji HURY i BIELIŃSKA 2007).

Badania wartości siewnej ziarna wykonano w trzech powtórzeniach, po uprzednim ich wykalibrowaniu. śywotność określono zgodnie z metodyką DO-RYWALSKIEGO i in. [1964], wigor metodą analizy wzrostu siewek według PERRY’EGO [1987].

Wyniki doświadczeń opracowano statystycznie, przy zastosowaniu analizy wariancji w układzie kompletnej randomizacji. Półprzedziały ufności wyliczono przy zastosowaniu testu Tukeya, poziom istotności p ≤ 0,05.

Badanymi czynnikami były: 1. Rodzaje wyciągów kompostowych: (z kompostów konwencjonalnych ze słomą i

z kompostów konwencjonalnych z liśćmi drzew oraz wermikompostów ze słomą i wermikompostów z liśćmi drzew),

2. Czas moczenia nasion w wodnych wyciągach kompostowych: (6 i 24 godziny), 3. StęŜenie wyciągów w % wagowych: (kontrola - woda dejonizowana, 2,5; 5,0 i

10,0). Wyniki i dyskusja

Wyciągi z wermikompostów jednorocznych w stosunkowo nieduŜym stopniu, ale istotnie zwiększały energię kiełkowania ziarniaków pszenicy w stosunku do wyciągów z kompostów konwencjonalnych (tab. 1).

Wyniki badań GUMIŃSKIEJ i SULEJ [1964], a zwłaszcza MIELNIKA [1973] na ziarniakach pszenicy potwierdzają fakt, Ŝe związki próchniczne przy dobrym dostępie powietrza ułatwiają tlenowe oddychanie nasion, wzmagając intensywność procesów Ŝyciowych. Przy czym w warunkach sterylnych (bez mikroorganizmów) wpływ tych związków jest raczej znikomy. WydłuŜenie czasu moczenia nasion w wyciągach (z jednorocznych i dwuletnich kompostów) z 6 do 24 godzin w większości przypadków prowadziło do obniŜenia Ŝywotności ziarniaków i pozostałych wskaźników wigoru, to znaczy długości i masy siewek pszenicy.

Dane z literatury wskazują, Ŝe moczenie nasion buraka cukrowego, kolendry, cebuli roztworem glikolu polietylenowego (PEG 6000-8000), przy ograniczonym dostępie tlenu, wpływało na poprawienie ich wigoru. RównieŜ 24-godzinne moczenie nasion w Iwinie (tlenek 2,6-dimetylopirydyny) tuŜ przed siewem powodowało zwiększenie plonu ogórków i pomidorów [PODLASKI 1992; ORZESZKO-RYWKA , ROCHALSKA 2004]. Tabela 1; Table 1 Wigor ziaren pszenicy moczonych w wyciągach z jednorocznych kompostów The vigour of wheat seeds soaked in water extracts from one-year composts

WPŁYW WODNYCH WYCIĄGÓW Z KOMPOSTÓW ... Cz. II. ...

157


Badane cechy * Measured traits *

z.k. 1 (%)

z.k. 2 (%)

d.s. (cm)

św.m.; FM

(mg)

s.m.; DM

(mg)



93,6

94,2

10,0

59,7

8,81


94,1

94,7

10,2

60,3

8,98


95,0

95,5

10,0

61,9

9,16


95,3

95,8

10,2

61,4

9,22

NIR0,05; LSD0.05

0,72

0,70

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n; n.s..

Czas moczenia nasion (godziny); Time of soaking (hours):

6

95,3

95,9

10,3

62,4

9,07

24

93,7

94,2

9,97

59,2

9,03

NIR0,05; LSD0.05

0,39

0,38

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

StęŜenia roztworów (% wagowy); Solutions of extracts (% of weight):


94,3

95,3

9,61

65,7

9,29

2,5

94,4

95,1

10,3

60,2

9,04

5,0

94,8

95,2

10,3

59,8

8,98

10,0

94,5

94,6

10,1

57,5

8,87

NIR0,05; LSD0,05

r.n.; n.s.

0,70

r.n.; n.s.

6,44

r.n.; n.s.

* z.k. 1 zdolność kiełkowania, liczenie pierwsze; germination potential, first counting (%) z.k. 2 zdolność kiełkowania, liczenie końcowe; germination potential, final counting (%) d.s. długość siewki; seedling length (cm) św.m. świeŜa masa; fresh matter seedling (mg) s.m. sucha masa; dry matter seedling (mg)

Jeśli chodzi o stymulację zmiennego stęŜenia wyciągów, to moŜna stwierdzić, Ŝe jego wzrost miał mniejszy wpływ na Ŝywotność pszenicy, ale nieco większy na pozostałe wskaźniki wigoru ziarna. Wyraźniejszy wzrost omawianych wskaźników, udowodniony statystycznie, obserwowano pod wpływem wzrostu stęŜenia wyciągów z kompostów dwuletnich. Wzrost stęŜenia wyciągów powodował większe lub mniejsze obniŜenie energii i zdolności kiełkowania - większe w stosunku do kontroli i raczej wyraźne zwiększenie długości i masy siewek, szczególnie przy wyciągach z kompostów dwuletnich. Co w większości zostało potwierdzone statystycznie.

Tabela 2; Table 2 Wigor ziaren pszenicy moczonych w wyciągach z dwuletnich kompostów The vigour of wheat seeds soaked in water extracts from two-year composts


Badane cechy *

Measured traits *

G. Hury

158

z.k. 1 (%)

z.k. 2 (%)

d.s. (cm)

św.m. FM (mg)

s.m. DM (mg)



93,6

96,2

10,6

45,4

6,48


93,3

96,2

10,2

46,0

6,56


93,7

96,4

10,6

46,0

6,58


93,5

96,7

10,7

46,5

6,64

NIR0,05; LSD0.05

r.n.; n.s.

r.n..; n.s.

r.n..; n.s.

r.n..; n.s.

r.n..; n.s.

Czas moczenia nasion (godziny); Time of soaking (hours):

6

94,0

97,0

11,3

48,2

6,89

24

93,0

95,8

9,83

43,7

6,24

NIR 0,05 ; LSD 0,05

0,33

0,29

0,28

1,00

0,15

StęŜenia roztworów (% wagowy); Solutions of extracts (% of weight):


94,3

96,2

10,1

43,5

6,22

2,5

93,6

96,8

10,6

44,7

6,39

5,0

93,4

96,5

10,4

46,2

6,59

10,0

92,9

96,2

11,2

49,5

7,06

NIR 0,05 ; LSD 0,05

0,61

0,55

0,51

1,88

0,27

* z.k. 1 zdolność kiełkowania, liczenie pierwsze; germination potential, first counting (%) z.k. 2 zdolność kiełkowania, liczenie końcowe; germination potential, final counting (%) d.s. długość siewki; seedling length (cm) św.m. świeŜa masa; fresh matter seedling (mg) s.m. sucha masa; dry matter seedling (mg)

Poprawę kiełkowania i zwiększenie plonu papryki i kukurydzy jako skutek moczenia nasion w roztworach soli, o róŜnym potencjale osmotycznym, wykazali SINHA

i in. [1998], PODLASKI i in. [2002]. Natomiast ZABŁOCKI i in. [1999] wykazali stymulujący wpływ wodnych roztworów wermikompostu na wzrost korzeni i pędów rzodkiewki.

Stwierdzono istotne interakcje rodzaju wyciągów kompostowych z ich stęŜeniami (rys. 1). Wyraźnie korzystniejszym wpływem na Ŝywotność nasion pszenicy odznaczały się wyciągi z wermikompostów niŜ wyciągi z kompostów konwencjonalnych, przy stęŜeniu 2,5%. Jednak w miarę wzrostu koncentracji wyciągów efekt ten był niwelowany. Wyjątek stanowiło stęŜenie najwyŜsze, przy którym wyraźnie niekorzystnie na Ŝywotność nasion wpływał wyciąg z kompostu konwencjonalnego z liśćmi.


159

92,0

94,0

96,0

98,0

0,0 2,5 5,0 10,0

(%) Zdolność kiełkowania, liczenie pierwszeGermination potential, first counting

NIR 0,05 LSD 0,05

StęŜenia roztworów kompostowych (w procentach wagowych) Concentrations of compost extracts: (% of weight):

Rodzaje wyciągów z kompostów; Water extracts from composts:

konwencjonalnych ze słomą konwencjonalnych z liśćmi conventional with straw conventional with leaves

wermikompostów słomą wermikompostów z liśćmi vermicompost with straw vermicompost with leaves

Rys. 1. Wpływ rodzajów i stęŜeń wyciągów z kompostów jednorocznych na Ŝywotność

ziarna pszenicy zwyczajnej Fig. 1. Impact of type and concentration from one-year composts on vitality of common

wheat seeds

Analiza statystyczna wyników wykazała istotne interakcje pomiędzy czasem moczenia ziarna i stęŜeniami wyciągów z kompostów (rys. 2). Stwierdzono, Ŝe krótszy czas moczenia ziaren pszenicy był korzystniejszy dla badanych cech, i Ŝe wzrost stęŜenia nie sprzyjał Ŝywotności nasion, choć nieznacznie poprawiał wskaźniki ich wigoru.

Zdolność kiełkowania, liczenie końcowe

Germination potential, final counting

92,0

94,0

96,0

98,0

0,0 2,5 5,0 10,0

(%)

NIR0,05; LSD005

G. Hury

160

94,0

95,0

96,0

97,0

98,0

0,0 2,5 5,0 10,0

(%)Zdolność kiełkowania, liczenie końcowe

Germination potential, final counting

NIR 0,05 LSD 0,05

Długość siewki Seedling length

8,0

9,0

10,0

11,0

12,0

0,0 2,5 5,0 10,0

(cm)NIR 0,05

LSD 0,05

ŚwieŜa masa siewkiFresh matter seedling

40,0

43,0

46,0

49,0

52,0

0,0 2,5 5,0 10,0

(mg)NIR 0,05

LSD 0,05

Sucha masa siewkiDry matter seedling

5,50

6,00

6,50

7,00

7,50

0,0 2,5 5,0 10,0

(mg)NIR 0,05

LSD 0,05

StęŜenia roztworów kompostowych (w procentach wagowych) Concentrations of compost extracts: (% of weight):

Czas moczenia: 6 godzin 24 godziny Time of soaking: 6 hours 24 hours

Rys. 2. Wpływ czasu moczenia i stęŜeń roztworów z dwuletnich kompostów na Ŝywotność i

wigor ziarna pszenicy zwyczajnej Fig. 2. Impact of soaking time and concentration of solutions from two-year composts on the

vitality and vigour of common wheat seeds Wnioski 1. Badania wykazały lepszą stymulację Ŝywotności ziaren pszenicy po moczeniu ich

w wodnych wyciągach z wermikompostów aniŜeli z kompostów konw-encjonalnych, jednak efekt ten uwidocznił się tylko dla wyciągów z kompostów jednorocznych.

2. Uzyskane wyniki pozwalają stwierdzić, Ŝe krótszy czas moczenia ziaren pszenicy wpływał korzystnie na badane cechy Ŝywotności i wigoru.

3. Wzrost stęŜenia wodnych wyciągów kompostowych nie sprzyjał Ŝywotności nasion, choć nieznacznie poprawiał wskaźniki ich wigoru.

Literatura


161

BRADFORD K.J. 1986. Manipulation of seed waterrelations via osmotic priming to im-prove germination under stress conditions. Hort Scie. 21(5): 1105-1112.

CAPECKA E., DĄBROWSKA B., SUCHORSKA K. 2000. Results of presowing seed priming of coriander (Coriandrum sativum L.). Umbelliferae Improv. Newsletter 8: 81-84.

DORYWALSKI J., WOJCIECHOWICZ M., BARTZ J. 1964. Metodyka oceny nasion. PWRiL Warszawa: 345.

DUCZMAL K.W., TYLKOWSKA K. 1990. Badania nad kiełkowaniem nasion marchwi. Cz. II. MoŜliwości poprawienia zdolności kiełkowania. Biul. IHAR 176: 93-98.

DZIENIA S., WRZESIŃSKA E. 2002. Potencjał allelopatyczny wyciągów wodnych z facelii błękitnej (Phacelia tanacetrifolia Bantam) i gorczycy białej (Sinapis alba L.) w sto-sunku do siewek zbóŜ. Acta Sci. Pol., Ser. Agricultura 1(1): 139-143.

GUMI ŃSKA Z., SULEJ J. 1964. Wpływ humianu sodowego i wersenianu sodowego na kiełkowanie nasion. Biul. IHAR 3: 29-31.

HURY G. 2008. Wpływ wodnych wyciągów z kompostów na wigor nasion wybranych gatunków roślin. Cz. I. Gorczyca biała. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 533: 147-154.

HURY G., BIELI ŃSKA E.J. 2007. Wpływ kompostów z udziałem komunalnego osadu ściekowego na wzrost i rozwój wybranych roślin uprawnych. Cz. I. Groch siewny. Gospodarka odpadami komunalnymi, T. III: 149-160.

KOTLI ŃSKI S. 1997. Zaprawianie nasion roślin warzywnych. Post. Ochr. Roślin 37(1): 194-201.

M IELNIK A. 1973. Badanie bezpośredniego wpływu hymetomelanu na intensywność oddychania kiełkujących ziarniaków pszenicy. Cz. II. Działanie oczyszczonych ze związków mineralnych substancji próchniczych. Rocz. Nauk Rol. Ser. A 99(1): 7-10.

M YŚKÓW W., KUREK E. 1967. Wpływ pochodzenia i rodzaju kwasów huminowych na rozwój Torulopsis Utilis. Pam. Puławski 24: 299-323.

ORZESZKO-RYWKA A., ROCHALSKA M. 2004. Poprawa jakości materiału siewnego meto-dami konwencjonalnymi. Post. Nauk Rol. 1(307): 53-66.

PERRY D.A. 1987. Handbook of vigour test methods. ISTA Zuerich, Switzerland Rules for testing seeds 1985. Seed. Sci. Tech. 13: 2.

PODLASKI S. 1992. Nowoczesne sposoby poprawy jakości materiału siewnego. Cz. II. Pobudzanie nasion (seed condittioning). Biul. BranŜ. Hodowla Roślin i Nasien. 2: 15-21.

PODLASKI S., WZOREK H., CHROBAK Z. 2002. Wpływ pobudzania nasion kukurydzy na ich wigor oraz wzrost i plon roślin. Biuletyn IHAR 221: 93-103.

SINHA N.K., HANDOO J.K., SRIVASTAVA A.K. 1998. Effect of pretreatment and low tem-perature on mobilization efficiency of maize genotypes. J. Appl. Biol. 8(1): 20-23.

STOMPOR-CHRZAN E. 1998. Aktywność wyciągów z wybranych surowców zielarskich na zdrowotność nasion roślin strączkowych. Zesz. Nauk. AR Krak. 330(54): 537-541.

ZABŁOCKI Z., K IEPAS-KOKOT A., TYBURCZY J. 1999. Przetwarzanie osadów z przemysłu papierniczego w skojarzonym wermikompostowaniu z osadami bytowo-gospodarczymi. Folia Univ. Agric. Stein., Ser. Agricultura 200(77): 415-420. Słowa kluczowe: wermikomposty, komposty na bazie osadów ściekowych, wodne

wyciągi, kiełkowanie, wigor nasion, pszenica zwyczajna Streszczenie

G. Hury

162

Badania nad wigorem ziarna pszenicy zwyczajnej realizowano w latach 2002 -

2003, w dwóch seriach, związanych z długością okresu kompostowania (12 i 24 miesiące) kompostów konwencjonalnych i wermikompostów na bazie komunalnych osadów ściekowych. Do badań wykorzystano wyciągi wodne otrzymane po 24 godzinnej ekstrakcji kompostów na bazie komunalnego osadu ściekowego z 40% udziałem słomy Ŝytniej i liści z drzew. Stwierdzono, Ŝe wyciągi z wermikompostów jednorocznych działały korzystniej na Ŝywotność ziarna pszennego w porównaniu do wyciągów z kompostów konwencjonalnych. Jednak efektu takiego nie obserwowano w przypadku wyciągów z dwuletnich kompostów. WydłuŜenie czasu moczenia nasion w wyciągach kompostowych z 6 do 24 godzin, w większości przypadków, prowadziło do obniŜenia Ŝywotności ziarniaków jak i pozostałych wskaźników wigoru pszenicy. Wzrastające stęŜenie badanych wyciągów kompostowych miało w zasadzie mniejszy wpływ na Ŝywotność pszenicy, ale nieco bardziej stymulowało pozostałe wskaźniki wigoru ziarna. EFFECT OF COMPOST WATER EXTRACTS ON SEED VIGOUR OF SOME CROP SPECIES PART II COMMON WHEAT Grzegorz Hury Department of Soil, Plant and Biometry, Agricultural University, Szczecin Key words: vermicomposts, sewage sludge composts, water extraxts, germination,

seeds vigour, common wheat Summary

The research on germination of common wheat grains, depending on composting period (12 and 24 months), conventional composts and vermicomposts made from municipal sewage sludges was carried out in two series in 2002-2003. Water extracts from composts made from municipal sewage sludges and 40% share of rye straw and tree leaves were used after 24 hours of extraction. The only positive effect of one-year compost extracts on the vitality of common wheat grains was achieved. The prolonging of soaking time of the grains from 12 to 24 hours generally decreased the vitality and other indexes of the crop vigour. The increase of extract concentration was not favourable to vitality, but slightly stimulated other grain vigour indexes. Dr inŜ. Grzegorz Hury Katedra Uprawy Roli, Roślin i Doświadczalnictwa Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-434 SZCZECIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 163-171 OCENA WŁA ŚCIWO ŚCI FIZYCZNYCH PODŁOśY OGRODNICZYCH W ASPEKCIE ICH WYKORZYSTANIA DO MELIORACJI I REKULTYWACJI GLEB Monika Jaroszuk-Sierocińska, Anna Słowińska-Jurkiewicz Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

PodłoŜa stosowane w uprawach ogrodniczych muszą być po kilku sezonach wymienione, przede wszystkim ze względów fitosanitarnych. ZuŜyte materiały powinny być oczywiście w odpowiedni sposób wykorzystane, co w przypadku podłoŜy organicznych nie sprawia duŜych problemów. Większość podłoŜy organicznych po okresie uŜytkowania, bez dodatkowych zabiegów, stanowi cenny nawóz organiczny, dzięki któremu moŜna szybko i skutecznie poprawić właściwości gleb mineralnych [PUDELSKI 1996]. Największy kłopot, ze względu na cechy fizyczne oraz wielką skalę produkcji, sprawia wełna mineralna. Nie ulega ona rozkładowi, co stanowi istotny ekologiczny problem. Producent wełny mineralnej Grodan jako jeden ze sposobów powtórnego zagospodarowania zaleca wywóz i zaoranie rozdrobnionej maty na polach uprawnych [RUMPEL 1998; BUSSELL, MCKENNIE 2004]. W Polsce prowadzone są doświadczenia z wykorzystaniem zuŜytej wełny mineralnej do rekultywacji i poprawy właściwości sorpcyjnych gleb na obszarze po kopalni siarki w Jeziórku [BARAN i in. 2008a, 2008b].

Charakteryzując stan fizyczny podłoŜy ogrodniczych, naleŜy przede wszystkim zwracać uwagę na kilka parametrów. Są to gęstość, porowatość ogólna, pojemnikowa pojemność wodna (dla standardowego pojemnika o wysokości 20 cm odpowiadająca potencjałowi wody -0,98 kPa), zawartość powietrza w stanie pojemnikowej pojemności wodnej (pojemnikowa pojemność powietrzna), retencja wody najłatwiej dostępnej dla roślin (od -0,98 do -9,81 kPa), przepuszczalność powietrzna w stanie pojemnikowej pojemności wodnej oraz przepuszczalność wodna [SŁOWIŃSKA-JURKIEWICZ, JAROSZUK

2001; JAROSZUK, SŁOWIŃSKA-JURKIEWICZ 2003, 2005; JAROSZUK-SIEROCIŃSKA 2007]. W przypadku gleb niektóre z tych cech nie mają duŜego znaczenia, gdyŜ o stosunkach wodno-powietrznych środowiska glebowego decyduje w znacznym stopniu poziom wody gruntowej. Tak więc w glebie to polowa pojemność wodna (odpowiadająca, zaleŜnie od głębokości lustra wody, wartości potencjału od -9,81 do -31,1 kPa) odgrywa zasadniczą rolę, analogicznie jak pojemnikowa pojemność wodna w podłoŜach ogrodniczych. W pojemnikowej uprawie roślin juŜ w stanie potencjału -9,81 kPa zalecane jest nawadnianie, podczas gdy w glebie tak duŜe uwilgotnienie występuje tylko krótkotrwale. W glebie bez wątpienia najwaŜniejszą retencją jest retencja wody uŜytecznej dla roślin, zawierająca się w przedziale od polowej pojemności wodnej do punktu trwałego więdnięcia roślin, odpowiadającego potencjałowi -1554 kPa.

M. Jaroszuk-Sierocińska, A. Słowińska-Jurkiewicz

164

Natomiast w produkcji w pojemnikach retencja ta stanowi jedynie rezerwowy zapas wody, który wykorzystuje się tylko w sytuacji awaryjnej. Retencja, będąca podstawą produkcji pojemnikowej, to retencja wody najłatwiej dostępnej dla roślin, w zakresie od -0,98 do -9,81 kPa. W podłoŜach ogrodniczych niezwykle waŜne jest równieŜ zapewnienie, obok jak największej ilości słabo związanej wody, odpowiednio duŜej ilości powietrza. Porowatość ogólna podłoŜy musi być tak duŜa, aby w stanie pojemnikowej pojemności wodnej zawartość powietrza wynosiła minimalnie 0,10 m3⋅m-3, zaś optymalnie 0,25 m3⋅m-3 [ARGO 1998]. W glebach takie wartości pojemności powietrznej powinny charakteryzować dopiero stan polowego wysycenia wodą.

Biorąc pod uwagę powyŜsze róŜnice odnośnie wymagań stawianych właści-wościom fizycznym podłoŜy ogrodniczych i gleb, przy ocenie przydatności materiałów podłoŜowych do poprawy stanu fizycznego gleb naleŜy zwracać uwagę na parametry charakterystyczne dla środowiska glebowego. Jest to szczególnie waŜne w przypadku podłoŜy specjalistycznych, przystosowanych do specyficznych wymagań produkcji szklarniowej, takich jak wełna mineralna, superabsorbenty, pianki poliuretanowe i polifenolowe lub perlit. Materiał i metody

Wykonano badania następujących materiałów powszechnie stosowanych w uprawie szklarniowej jako podłoŜa: torfu kwaśnego, torfu odkwaszonego, substratu torfowego do uprawy profesjonalnej, ziemi uniwersalnej, ziemi z dodatkiem włókna kokosowego, włókna kokosowego, kory sosnowej, kory sosnowej kompostowanej, wełny mineralnej GRODAN® Master, keramzytu, perlitu, grysu, piasku i hydroŜelu „Hidroplus”. Próbki do badań przygotowano w 18 powtórzeniach w cylindrach metalowych o objętości 100 cm3, usypując w nich luźno wilgotny materiał (zawartość wody odpowiadała potencjałowi -9,81 kPa). Połowę próbek wykorzystano do oznaczeń gęstości, pełnej i polowej pojemności wodnej oraz przepuszczalności powietrznej, a połowę do oznaczenia przepuszczalności wodnej. W przypadku wełny mineralnej próbki wycinano bezpośrednio z maty, zaś hydroŜel nawilŜono i doprowadzono do napęcznienia zgodnie z instrukcją producenta. Próbki podłoŜy nasycono wodą do stanu pełnej pojemności wodnej, a następnie oznaczono zawartość wody w róŜnych stanach potencjału w przedziale od -0,24 do -49,0 kPa w komorach niskociśnieniowych na porowatych płytach ceramicznych metodą Richardsa. Dla kaŜdego analizowanego stanu uwilgotnienia wykonywano pomiar przepuszczalności powietrznej za pomocą aparatu do badania przepuszczalności mas formierskich LPiR-1. Za polową pojemność wodną przyjęto zawartość wody w stanie potencjału -15,5 kPa. Zawartość wody odpowiadającą punktowi całkowitego zahamowania wzrostu roślin (-490,3 kPa) oraz punktowi trwałego więdnięcia roślin (-1554,0 kPa) oznaczono w komorach wysokociśnie-niowych, stosując jako membranę celofan. Na podstawie wyników pojemności wodnych obliczono retencję wody produkcyjnej w przedziale potencjału od -15,5 do -490,3 kPa i retencję wody uŜytecznej w przedziale potencjału od -15,5 do -1554 kPa. Wartości pojemności i retencji wodnych wyraŜono w kg⋅kg-1 w stosunku do suchej masy podłoŜa. Gęstość badanych materiałów wyznaczono metodą grawimetryczną na podstawie stosunku masy materiału wysuszonego w temperaturze 105°C do jego wyjściowej objętości, czyli 100 cm3. Porowatość ogólną obliczono na podstawie wartości gęstości stałej fazy określonej metodą piknometryczną i gęstości podłoŜa. Przepuszczalność wodną oznaczono za pomocą aparatu Wita, metodą stałego poziomu wody. NaleŜy zaznaczyć, Ŝe w przypadku niektórych materiałów, ze względu na ich cechy fizyczne, części analiz nie moŜna było wykonać.

OCENA WŁAŚCIWOŚCI FIZYCZNYCH PODŁOśY ...

165

Wyniki i dyskusja

Analizowane podłoŜa ogrodnicze wykazywały ogromne zróŜnicowanie pod względem właściwości wodno-powietrznych. Pełna pojemność wodna wagowa wahała się od 54,73 kg⋅kg-1 w hydroŜelu do 0,24 kg⋅kg-1 w grysie (tab. 1). Do grupy podłoŜy o wyjątkowo duŜej pełnej pojemności wodnej, choć juŜ nie tak ekstremalnie wysokiej jak w hydroŜelu, naleŜały: włókno kokosowe (14,92 kg⋅kg-1) i wełna mineralna (12,40 kg⋅kg-1). Kolejne miejsca zajmowały podłoŜa torfowe: torf wysoki odkwaszony (5,68 kg⋅kg-1) i torf wysoki kwaśny (5,60 kg⋅kg-1). Jednym z najwaŜniejszych parametrów charakteryzujących właściwości wodne gleby jest polowa pojemność wodna, równa zawartości wody w glebie po odpłynięciu wody grawitacyjnej. Dla mineralnych gleb Polski odpowiada ona najczęściej potencjałowi wody -15,5 kPa. W przypadku zastosowania podłoŜy ogrodniczych w środowisku glebowym, to ta cecha, a nie zawartość wody w wyŜszych stanach potencjału, decyduje o efektach działania dodanego materiału. NajwyŜszą polową pojemnością wodną przy -15,5 kPa charakteryzował się, tak jak w przypadku pełnej pojemności wodnej, hydroŜel (46,01 kg⋅kg-1). Drugie miejsce, z wysoką, choć dziesięciokrotnie niŜszą wartością (4,47 kg⋅kg-1), zajmowało włókno kokosowe, a kolejne (3,35 kg⋅kg-1), torf wysoki kwaśny. Szczególną uwagę naleŜy zwrócić na wynik uzyskany dla wełny mineralnej. Jej polowa pojemność wodna to tylko 0,16 kg⋅kg-1, a więc wartość sytuująca ten materiał w grupie razem z piaskiem, grysem i keramzytem. Jest to oczywiście zrozumiałe, gdyŜ struktura wełny jest w pełni przystosowana do celu, jaki się jej stawia w uprawie pojemnikowej, a więc utrzymania niemal całej ilości wody w duŜych porach i stworzenia dla korzeni roślin takich warunków, aby pobranie tej wody łączyło się z minimalnym nakładem energii. W środowisku glebowym, gdy nie ma bariery uniemoŜliwiającej swobodny odpływ wody, oczywiście jest ona dla korzeni roślin stracona. W warunkach polowych, na glebach o małej polowej pojemności wodnej, dodatek wełny nie spowoduje więc Ŝadnej poprawy tej cechy. Bardzo dobrze natomiast pod względem wartości polowej pojemności wodnej prezentowały się wszystkie podłoŜa organiczne, a takŜe perlit. Kolejna waŜna pojemność wodna gleby to punkt całkowitego zahamowania wzrostu roślin, odpowiadający potencjałowi wody -490,3 kPa. Im mniejsza jest zawartość wody w tym stanie potencjału, tym jest to dla roślin korzystniejsze. NajniŜsze wartości punktu całkowitego zahamowania wzrostu roślin wykazał piasek (0,01 kg⋅kg-1) oraz wełna mineralna (0,02 kg⋅kg-1), zaś najwyŜsze - hydroŜel, aŜ 32,93 kg⋅kg-1. Szczególne znaczenie dla środowiska glebowego ma kolejna pojemność wodna, czyli punkt trwałego więdnięcia roślin (-1554 kPa), gdyŜ określa ilość wody adsorpcyjnej, tak silnie związanej przez fazę stałą, Ŝe rośliny nie mogą jej pobrać. Tu równieŜ graniczne wartości wykazywały: z jednej strony piasek i wełna mineralna (0,01 kg⋅kg-1), a z drugiej - hydroŜel (24,29 kg⋅kg-1). Tabela 1- na końcu art.


166

Stosując wszelkiego rodzaju syntetyczne superabsorbenty, naleŜy zawsze pamiętać, Ŝe w obrębie ogromnej całkowitej ilości wody, którą te materiały mogą utrzymać, udział wody niedostępnej i nieuŜytecznej dla roślin wynosi blisko połowę. Bardzo duŜą wartość tej pojemności stwierdzono równieŜ dla włókna kokosowego - 3,29 kg⋅kg-1.

Retencja wody produkcyjnej, którą rośliny mogą zuŜyć na przyrost zielonej masy, zawarta w przedziale od -15,5 do -490, 3 kPa, wykazywała najwyŜszą wartość w hydroŜelu (13,08 kg⋅kg-1). Następny materiał, torf wysoki kwaśny, charakteryzował się wartością tej cechy znacznie niŜszą (2,05 kg⋅kg-1), choć w porównaniu do pozostałych podłoŜy, szczególnie mineralnych, było to bardzo duŜo. Retencja wody uŜytecznej, w przedziale od -15,5 do -1554 kPa, określająca całą ilość wody dostępnej dla roślin w środowisku glebowym, równieŜ rekordowe wartości osiągnęła w hydroŜelu (21,72 kg⋅kg-1). NaleŜy zwrócić uwagę, Ŝe w hydroŜelu, odmiennie niŜ w pozostałych podłoŜach (z wyjątkiem kory kompostowej) róŜnica między retencją wody produkcyjnej a retencją wody uŜytecznej jest bardzo duŜa. Oznacza to, iŜ w tym materiale znaczna część wody jest wprawdzie dostępna dla roślin, ale związana tak silnie, Ŝe rośliny nie mogą jej zuŜyć na przyrost, lecz tylko na podtrzymanie funkcji Ŝyciowych. RównieŜ w większości podłoŜy retencja wody uŜytecznej była mniejsza od wilgotności punktu trwałego więdnięcia roślin, a więc od ilości wody, której rośliny nie mogą pobrać. Taka sytuacja wystąpiła w hydroŜelu, włóknie kokosowym, torfie wysokim odkwaszonym, ziemi z włóknem kokosowym, ziemi uniwersalnej, obu korach i keramzycie. Retencja wody uŜytecznej przewyŜszała wilgotność punktu trwałego więdnięcia tylko w torfie kwaśnym, substracie torfowym oraz w piasku i wełnie mineralnej. NajniŜszymi wartościami, zarówno retencji wody produkcyjnej, jak i uŜytecznej, cechowały się podłoŜa mineralne: piasek, keramzyt i wełna mineralna. Retencja wody uŜytecznej w wełnie mineralnej to jedynie 0,15 kg⋅kg-1.

Ruch wody w stanie nasyconym odbywał się w badanych podłoŜach bez za-kłóceń. Największą przepuszczalność wodną wykazywał torf wysoki (609,94 m⋅d-1). Kolejne miejsca zajęły włókno kokosowe (428,36 m⋅d-1) oraz kora sosnowa (377,80 m⋅d-1). Większość uzyskanych wartości mieściła się w klasach przepuszczalności według STRYJEWSKIEGO [1978] „bardzo duŜa” (> 9,5 m⋅d-1) i „duŜa” (3-9,5 m⋅d-1). Jedynie najniŜsza wartość (2,20 m⋅d-1), stwierdzona dla substratu torfowego odpowiadała klasie przepuszczalności wodnej „dość duŜa” (1-3 m⋅d-1).

Gęstość badanych podłoŜy, zarówno organicznych jak i mineralnych, była w większości przypadków bardzo niska (tab. 2). NajniŜsze wartości gęstości występo-wały w podłoŜu z włókna kokosowego, 0,05 Mg⋅m-3 oraz w wełnie mineralnej, 0,08 Mg⋅m-3. Wyjątek stanowiły dwa podłoŜa mineralne, piasek i grys, których gęstość przyjmowała wartości typowe dla utworów glebowych o takim uziarnieniu, odpowiednio 1,44 i 1,48 Mg⋅m-3. Porowatość ogólna, jako cecha ujemnie skorelowana z gęstością, była bardzo wysoka, we włóknie kokosowym i wełnie mineralnej aŜ 0,97 m3⋅m-3. RównieŜ pojemność powietrzna w stanie polowej pojemności wodnej (-15,5 kPa) była w analizowanych materiałach wyjątkowo duŜa, gdyŜ w podłoŜach ogrodniczych dominują makropory, z których woda grawitacyjna w warunkach środowiska glebowego odpływa bardzo szybko. Wyjątkowa sytuacja wystąpiła w wełnie mineralnej, w której polowa pojemność powietrzna była niemal równa porowatości ogólnej i wynosiła 0,96 m3⋅m-3. Kolejne miejsca zajmowały: kora sosnowa (0,74 m3⋅m-3), włókno kokosowe (0,73 m3⋅m-3) i perlit (0,72 m3⋅m-3). NajniŜszą polową pojemność powietrzną (0,31 m3⋅m-3), wykazywał substrat torfowy, jednakŜe wartość ta była trzykrotnie wyŜsza od granicznej minimalnej wartości (0,10 m3⋅m-3). Tabela 2; Table 2


167

Gęstość i właściwości powietrzne badanych podłoŜy Bulk density and air properties of investigated substrates

Rodzaj podłoŜa Type of substrate

Gęstość

Bulk density

Porowa-

tość ogólna Total

porosity

Polowa

pojemność powietrzna (-15,5 kPa)

Field air capacity (-15,5 kPa)

Polowa przepusz-

czalność powietrzna (-15,5 kPa)

Field air permeability (-15,5 kPa)

Mg⋅m-3

m3⋅m-3

m2⋅Pa-1⋅s-1×10-8

Torf wysoki kwaśny Acid sphagnum peat

0,13

0,91

0,48

> 4000,0

Torf wysoki odkwaszony Deacidified sphagnum peat

0,14

0,90

0,56

> 4000,0

Substrat torfowy; Peat substrate

0,25

0,85

0,31

3411,1

Ziemia uniwersalna; Universal soil

0,32

0,82

0,46

> 4000,0

Ziemia z włóknem kokosowym Soil with coconut fibre

0,21

0,86

0,39

> 4000,0

Włókno kokosowe; Coconut fibre

0,05

0,97

0,73

> 4000,0

Kora kompostowa; Composting bark

0,19

0,87

0,57

671,7

Kora sosnowa; Pine bark

0,14

0,90

0,74

-

Piasek; Sand

1,44

0,45

0,33

193,3

Grys; Grit

1,48

0,48

0,46

1080,0

Keramzyt; Keramsite

0,70

0,71

0,49

225,5

Perlit; Perlite

0,16

0,94

0,72

1140,9

Wełna mineralna; Rockwool

0,08

0,97

0,96

1430,0

HydroŜel; Hydrogel

-

-

-

442,2

Parametr opisujący właściwości filtracyjne podłoŜy w stosunku do powietrza,

czyli polowa przepuszczalność powietrzna, przyjmował wartości bardzo duŜe. Ekstremalnie wysokie wartości, > 4000,0 m2⋅Pa-1⋅s-1⋅10-8, wystąpiły aŜ w pięciu podłoŜach organicznych: obu torfach, ziemi uniwersalnej, ziemi z włóknem koko-sowym i włóknie kokosowym. Bardzo wysokie wartości badanej cechy wystąpiły równieŜ w substracie torfowym, grysie, perlicie i wełnie mineralnej.

Podsumowując, moŜna stwierdzić, Ŝe właściwie kaŜdy z analizowanych ma-teriałów moŜe być wprowadzony do środowiska glebowego. NaleŜy sobie jednak zdawać sprawę z ogromnej róŜnorodności podłoŜy, a przede wszystkim odmiennych zadań, jakie stawiane są podłoŜom do uprawy pojemnikowej w porównaniu do gleb naturalnych. Ocena stosunków wodno-powietrznych podłoŜa musi być oparta na parametrach w zakresie wysokiego potencjału wody, podczas gdy w glebie dominująca rolę odgrywają parametry z zakresu średnich i niskich potencjałów. Inaczej więc powinno się oceniać ten sam materiał w zaleŜności od środowiska, w którym będzie zastosowany. Klasycznym przykładem jest tu wełna mineralna, która w warunkach uprawy pojemnikowej charakteryzuje się wyjątkowo duŜą retencją wodną, natomiast wprowadzona do gleby ma niemal zerowe zdolności utrzymywania wody, a za to ogromną pojemność powietrzną. Wełna mineralna nadaje się znakomicie do melioracji właściwości powietrznych gleb nadmiernie zagęszczonych lub gleb o cięŜkim składzie granulometrycznym. Do poprawy retencji wodnej gleb moŜna zalecić podłoŜa torfowe, włókno kokosowe, a przede wszystkim hydroŜel. Jednak w przypadku hydroŜelu i innych superabsorbentów trzeba zwrócić uwagę na fakt, Ŝe rośliny znacznej części tej


168

wody nie będą mogły wykorzystać. Wnioski 1. PodłoŜa ogrodnicze mogą być z powodzeniem stosowane do poprawy stanu

fizycznego gleb. NaleŜy jednak pamiętać o ich bardzo duŜym zróŜnicowaniu i prawidłowo dostosować rodzaj podłoŜa do warunków środowiska glebowego.

2. Do melioracji właściwości wodnych gleb nadają się szczególnie: hydroŜel, podłoŜa organiczne sporządzone na bazie torfu oraz włókno kokosowe.

3. Materiałem szczególnie zalecanym do polepszenia właściwości powietrznych gleb jest wełna mineralna.

4. Ocena przydatności materiałów ogrodniczych do zastosowania w warunkach polowych powinna uwzględniać inne parametry wodno-powietrzne niŜ te, które bierze się pod uwagę przy uprawie w pojemnikach.

Literatura ARGO W. 1998. Root medium physical properties. Hort. Techn., Aleksandria: 481-485.

BARAN S., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A., śUKOWSKA G. 2008a. MoŜliwości wykorzystania wełny mineralnej Grodan do kształtowania właściwości sorpcyjnych gleb zdewasto-wanych w procesie wydobycia siarki metodą Frasha. Roczn. Glebozn. 59(2): 7-11.

BARAN S., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A., śUKOWSKA G. 2008b. Wpływ sposobu rekultywacji utworów bezglebowych na zawartość miedzi i cynku w gruncie i mieszance traw. Gospodarka Surowcami Mineralnymi 24(2/3): 67-79.

BUSSELL W.T., M CKENNIE S. 2004. Rockwool in horticulture, and its importance and sustainable use in New Zealand. New Zealand Journ. of Crop and Hort. Sci., Vol. 32: 29-37.

JAROSZUK-SIEROCI ŃSKA M. 2007. Charakterystyka właściwości wodno-powietrznych wełny mineralnej. Acta Agrophysica 151, vol. 10(1): 113-120.

JAROSZUK M., SŁOWI ŃSKA-JURKIEWICZ A. 2003. Porównanie właściwości wodnych dwóch podłoŜy ogrodniczych - torfu wysokiego i substratu kokosowego. Acta Agrophysica 89, vol. 1(4): 641-645.

JAROSZUK M., SŁOWI ŃSKA-JURKIEWICZ A. 2005. Charakterystyka podstawowych właś-ciwości wodno-powietrznych podłoŜy ogrodniczych stosowanych w uprawie pojemni-kowej. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 504: 105-110.

PUDELSKI T. 1996. Dziś i przyszłość naturalnych podłoŜy organicznych w uprawach pod osłonami. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 429: 1-7.

RUMPEL J. 1998. Tradycyjne i nowe substraty uprawowe oraz problematyka ich stoso-wania. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 461: 47-66.

SŁOWI ŃSKA-JURKIEWICZ A., JAROSZUK M. 2001. Hydrofizyczna charakterystyka supera-bsorbentu „HIDROPLUS”. Acta Agrophysica 57: 93-100.

STRYJEWSKI F. 1978. Drenowanie. PWN Warszawa: 326 ss. Słowa kluczowe: podłoŜa ogrodnicze, właściwości fizyczne, melioracja i rekulty-

wacja gleb


169

Streszczenie

Przeprowadzono badania stanu fizycznego 14 podłoŜy ogrodniczych, biorąc pod uwagę moŜliwość ich zastosowania do melioracji i rekultywacji gleb. Scharak-teryzowano szczegółowo te właściwości wodno-powietrzne, które są szczególnie waŜne w środowisku glebowym: polową pojemność wodną przy -15,5 kPa, wilgotność punktu całkowitego zahamowania wzrostu roślin przy -490,3 kPa, wilgotność punktu trwałego więdnięcia roślin przy -1554 kPa, retencję wody produkcyjnej (od -15,5 do -490,3 kPa), retencję wody uŜytecznej (od -15,5 do -1554 kPa), polową pojemność powietrzną, polową przepuszczalność powietrzną i przepuszczalność wodną. Stwierdzono, Ŝe podłoŜa ogrodnicze mogą być z powodzeniem stosowane do polepszenia stanu fizycznego gleb. NaleŜy jednak pamiętać o ich bardzo duŜym zróŜnicowaniu i prawidłowo dostosować rodzaj podłoŜa do warunków środowiska glebowego. Do poprawy właściwości wodnych gleb nadają się przede wszystkim: hydroŜel, podłoŜa torfowe i włókno kokosowe, zaś do poprawy właściwości powietrznych - wełna mineralna. EVALUATION OF PHYSICAL PROPERTIES OF HORTICULTURAL SUBSTRATES IN THE ASPECT OF THEIR USE FOR SOIL MELIORATION AND RECLAMATION Monika Jaroszuk-Sierocińska, Anna Słowińska-Jurkieiwcz Institute of Soil Science and Environment Management, University of Life Sciences, Lublin Key words: horticultural substrates, physical properties, soil reclamation Summary

The investigation was carried out under physical condition of 14 horticultural substrates in relation of their use for soil reclamation. Details of those properties are discussed, which should be considered as very important by estimating water-air properties of soils environment: field water capacity at -15.5 kPa, moisture of point of total plant growth inhibition at -490.3 kPa, moisture of permanent wilting point at -1554 kPa, productive water retention (from -15,5 to -490.3 kPa), useful water retention (from -15.5 to -1554 kPa), field air capacity, field air permeability and water permeability. Results indicated that horticultural substrates can be successfully used for improving soil physical properties. It is necessary to remember that horticultural materials have very different properties. Therefore the type of substrates should be selected which is best for soils environment conditions. To improve water properties of soils the most suitable are: hydrogel, peat substrates and coconut fibre, and for air properties - rockwool. Prof. dr hab. Anna Słowińska-Jurkiewicz Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN

Tabela 1; Table 1 Właściwości wodne badanych podłoŜy; Water properties of investigated substrates

Rodzaj podłoŜa Type of substrate

Pełna

pojemność wodna

Full water capacity

Polowa

pojemność wodna

(-15,5kPa) Field water

capacity

Punkt całkowitego

zahamowania wzrostu roślin (-490,3 kPa)

Point of total plant growth inhibition

Punkt

trwałego więdnięcia

roślin (-1554kPa) Permanent

wilting point

Retencja wody produkcyjnej (od -15,5 do -490,3 kPa)

Productive wa-ter retention

Retencja wody

uŜytecznej (od -15,5 do -1554 kPa)

Useful water retention

Przepuszczal-

ność wodna Water

permeability (m⋅d-1)

kg⋅kg-1

Torf wysoki kwaśny; Acid sphagnum peat

5,60

3,35

1,30

1,29

2,05

2,06

609,94

Torf wysoki odkwaszony Deacidified sphagnum peat

5,68

2,32

1,42

1,32

0,90

1,00

78,56

Substrat torfowy; Peat substrate

3,60

2,20

0,96

0,90

1,24

1,30

2,20

Ziemia uniwersalna; Universal soil

2,43

1,13

0,80

0,74

0,33

0,39

31,76

Ziemia z włóknem kokosowym Soil with coconut fibre

3,79

2,29

1,39

1,38

0,90

0,91

9,84

Włókno kokosowe; Coconut fibre

14,92

4,47

3,31

3,29

1,16

1,18

428,36

Kora kompostowa; Composting bark

3,89

1,54

1,20

0,88

0,34

0,66

10,71

Kora sosnowa; Pine bark

3,81

1,09

0,92

0,88

0,18

0,21

377,80

Piasek; Sand

0,26

0,08

0,01

0,01

0,07

0,07

9,21

Grys; Grit

0,24

0,01

-

-

-

-

19,72

Keramzyt; Keramsite

0,83

0,31

0,26

0,24

0,05

0,07

8,91

Perlit; Perlite

3,58

1,42

-

-

-

-

78,60

Wełna mineralna; Rockwool

12,40

0,16

0,02

0,01

0,14

0,15

9,03

HydroŜel; Hydrogel

54,73

46,01

32,93

24,29

13,08

21,72

15,00

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 173-179 WPŁYW DAWEK OSADU ŚCIEKOWEGO NA PLON BIOMASY TRAWY Miscanthus sacchariflorus (MAXIM .) HACK ., ZAWARTO ŚĆ SIARKI ORAZ WARTO ŚĆ ENERGETYCZNĄ Dorota Kalembasa, ElŜbieta Malinowska Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Akademia Podlaska w Siedlcach Wstęp

W strukturze wykorzystania surowców odnawialnych źródeł energii, czołowe miejsce zajmuje biomasa, którą pozyskuje się z odpadów; leśnych, przemysłu drzewnego, zieleni miejskiej, odpadów komunalnych oraz plantacji wieloletnich roślin energetycznych: wierzby, ślazowca, traw z rodzaju Miscanthus [K ISIEL, STOLARSKI 2004; SZCZUKOWSKI i in. 2005]. Trawa Miscanthus sacchariflorus (miskant cukrowy) zaliczana jest do najbardziej przydatnych roślin słuŜących do intensywnej uprawy i produkcji biomasy z wykorzystaniem osadów ściekowych [IśEWSKA 2006; MALINOWSKA i in. 2006]. Szybki przyrost biomasy tej rośliny czyni ten gatunek trawy szczególnie przydatny do biologicznego wykorzystania. Unieszkodliwianie osadów ściekowych oraz wytwarzanie biomasy wykorzystywanej jako ,,surowe” paliwo stałe, nadaje tej roślinie szczególne znaczenie.

Celem pracy było zbadanie plonu biomasy, ogólnej zawartości siarki oraz wartości energetycznej biomasy trawy Miscanthus sacchariflorus nawoŜonej osadem ściekowym, w trzyletnim doświadczeniu wazonowym. Materiał i metody

Doświadczenie wazonowe załoŜono wiosną 2005 roku w szklarni. Wazony o pojemności 20 l wypełniono utworem glebowym o składzie granulometrycznym piasku gliniastego (wg PN-R-04033). Rośliną testową była trawa z rodzaju Miscanthus sacchariflorus (miskant cukrowy). Do wazonów wysadzono po 15 rizomów uzyskanych z podziału karpy korzeniowej. Utworzono następujące obiekty nawozowe: • obiekt kontrolny (bez nawoŜenia);

• nawoŜenie mineralne: NPK kg⋅ha-1 (N mineralny zastosowany w formie mo-cznika, obliczono wg dawki 20% świeŜej masy osadu ściekowego w stosunku do masy gleby);

• 10% świeŜej masy osadu ściekowego w stosunku do masy gleby, tj. 2 kg świeŜej masy na wazon, co odpowiadało 20 g N⋅wazon-1;

• 20% świeŜej masy osadu ściekowego w stosunku do masy gleby, tj. 4 kg świeŜej masy na wazon, co odpowiadało 40 g N⋅wazon-1;

D. Kalembasa, E. Malinowska

174

• 30% świeŜej masy osadu ściekowego w stosunku do masy gleby, tj. 6 kg świeŜej masy na wazon, co odpowiadało 60 g N⋅wazon-1.

We wszystkich obiektach doświadczenia wysiano nawozy fosforowe (superfosfat potrójny) i potasowe (siarczan potasu), zachowując stosunek N : P : K równy 1 : 0,8 : 1,2. Zawartość metali cięŜkich (Cd, Cu, Ni, Pb, Zn, Cr) w analizowanym osadzie ściekowym nie przekraczała norm określonych w ROZPORZĄDZENIU MŚ [2002]. Zbadano ogólną zawartość siarki oddzielnie w liściach i łodygach miskanta w I roku uprawy, zebranych w grudniu oraz w całej biomasie zebranej w czerwcu i grudniu, w II i III roku doświadczenia. Materiał roślinny zmielono do średnicy cząstek 0,25 mm i odwaŜono 1 g do tygielka porcelitowego, po czym utleniono substancję organiczną „na sucho” w temperaturze 450°C w piecu muflowym, w ciągu 15 godzin. Następnie do tygla dodawano 10 ml rozcieńczonego HCl (1 : 1) i odparowano na łaźni piaskowej w celu rozłoŜenia węglanów i wydzielenia krzemionki. Zawartość tygla, po dodaniu 5 ml 10% HCl, przeniesiono przez twardy sączek do kolby miarowej o pojemności 100 ml i uzupełniono do kreski wodą destylowaną. Zawartość ogólną siarki w materiale roślinnym oznaczono na spektrometrze emisyjnym z indukcyjnie wzbudzoną plazmą, ICP-AES. Zbadano wartość energetyczną 1 kg s.m. miskanta cukrowego, zebranego w II roku badań, którą określono zgodnie z POLSKĄ NORMĄ PN-81/G-04513, wyznaczając ciepło spalania w stanie analitycznym (Q a

s). Otrzymane wyniki opracowano statystycznie; róŜnice między średnimi dla

badanych czynników i ich współdziałania oceniono stosując analizę wariancji (do obliczeń uŜyto programu FR Analvar 4.1), a w przypadku istotności róŜnic wartość NIR0,05 obliczono wg testu Tukey’a. Wyniki i dyskusja

W trzyletnim doświadczeniu wazonowym stwierdzono znacznie większy plon biomasy trawy Miscanthus sacchariflorus nawoŜonej osadem ściekowym, niŜ nawoŜonej mineralnie (tab. 1), co potwierdza w swych badaniach KRZYWY i in. [2004]. Testowana roślina w I roku badań odznaczała się prawie 2-krotnie większym plonem liści niŜ łodyg ze wszystkich obiektów nawozowych. NajwyŜszy plon biomasy w I roku uprawy (223,7 g⋅wazon-1) uzyskano na obiekcie nawoŜonym 20% osadu ściekowego, a ponad 5 krotnie niŜszy (43,80 g⋅wazon-1) na obiekcie kontrolnym. Działanie następcze osadu ściekowego zróŜnicowało plon biomasy w II i III roku doświadczenia. Zanotowano 3,4 krotnie większy plon biomasy trawy nawoŜonej większymi dawkami osadu ściekowego (20 i 30% osadu), w porównaniu z obiektem kontrolnym. NawoŜenie mineralne spowodowało natomiast nieznaczny przyrost biomasy miskanta, w kaŜdym z badanych terminów.

Analiza chemiczna wykazała zróŜnicowaną zawartość siarki w trawie Miscanthus sacchariflorus pod wpływem zastosowanego nawoŜenia (tab. 2). Zawartość badanego pierwiastka była przewaŜnie istotnie większa na obiektach nawoŜonych osadem ściekowym, niŜ nawoŜonych mineralnie. W I roku badań, w liściach stwierdzono istotnie więcej siarki (średnio 1,16 g⋅kg-1), w porównaniu z łodygami (średnio 0,648 g⋅kg-1), najwięcej w trawie nawoŜonej dawką 30% osadu ściekowego. W II roku eksperymentu zanotowano największą bioakumulację siarki na obiekcie NPK (1,26 g⋅kg-1) w biomasie zebranej latem i na obiekcie nawoŜonym 20% osadu ściekowego (2,43 g⋅kg-1), w biomasie zebranej zimą. Średnia zawartość siarki w zbiorze letnim wynosiła 0,882 g⋅kg-1, a zimowym 1,47 g⋅kg-1 i była większa niŜ w III roku uprawy, gdzie wynosiła odpowiednio: 0,751 i 1,22 g⋅kg-1. KALEMBASA i in. [2005] podają zbliŜoną

WPŁYW DAWEK OSADU ŚCIEKOWEGO NA PLON ...

175

zawartość siarki w biomasie di- i triploidalnych genotypów trawy Miscanthus nawoŜonej mineralnie. Otrzymane wyniki badań świadczą, Ŝe osad ściekowy zastosowany do nawoŜenia trawy Miscanthus sacchariflorus nie spowodował nadmiernej kumulacji tego pierwiastka. Według KALEMBASY i in. [2001] dla porównania, zawartość siarki ogólnej w węglu brunatnym (średnia z pięciu kopalni w Polsce) kształtuje się na znacznie wyŜszym poziomie (2,4 g⋅kg-1 s.m.). Tabela 1; Table 1 Plon biomasy trawy Miscanthus sacchariflorus (g⋅wazon-1), w trzyletnim doświadczeniu wazonowym The yield of Miscanthus sacchariflorus (g⋅pot-1) biomass in a three-year experiment

NawoŜenie Fertilization

I rok; I year

II rok; II year

III rok; III year

liście leaves

łodygi stalks

suma sum

zbiór letni

sommer harvest

zbiór

zimowy winter harvest

suma sum

zbiór letni

sommer harvest

zbiór


suma sum

Obiekt kontrolny

Control object

28,21

15,60

43,80

100,0

30,12

130,1

113,3

53,32

166,6

NPK

42,40

29,82

72,02

110,0

40,00

150,0

140,0

60,01

200,0

10% *

108,1

42,20

150,3

350,0

75,20

425,2

333,3

140,0

473,3

20% *

150,2

73,51

223,7

380,1

120,0

500,1

373,3

206,7

580,0

30% *

101,2

89,10

190,3

450,3

110,2

551,0

373,0

200,0

573,0

Średnia; Mean

86,02

50,05

136,1

280,1

75,10

351,3

266,6

132,0

398,6

NIR0,05 dla; LSD0.05 for: A - części roślin (zbiory) parts of plant (harvest) B - nawoŜenie; fertilization A/B - interakcja; interaction B/A - interakcja; interaction

26,5

60,2 59,3 85,1

65,1

147,6 145,5 208,8

48,6

110,2 108,7 155,9

* 10% świeŜej masy osadu w stosunku do masy gleby; 10% of waste activated sludge to the dry mass of

soil * 20% świeŜej masy osadu w stosunku do masy gleby; 10% of waste activated sludge to the dry mass of

soil * 30% świeŜej masy osadu w stosunku do masy gleby; 10% of waste activated sludge to the dry mass of

soil

Ze zwiększaniem się biomasy uprawianej trawy, nawoŜonej większymi dawkami osadu ściekowego zwiększało się pobieranie siarki (tab. 3). Zawartość tego makroskładnika wyniesioną z plonem miskanta, z trzech lat badań, moŜna ułoŜyć w następujący szereg malejących wartości (średnia z nawoŜenia, g⋅wazon-1): zbiór letni II rok (0,257) > zbiór letni III rok (0,235) > zbiór zimowy III rok (0,185) > zbiór zimowy II rok (0,131) > liście I rok (0,118) > łodygi I rok (0,038).

Tabela 2; Table 2 Zwartość ogólna siarki w biomasie trawy Miscanthus sacchariflorus (g⋅kg-1), w trzyletnim doświadczeniu wazonowym Total content of sulfur (g⋅kg-1) of in the biomass of Miscanthus sacchariflorus in a three-year experiment


176


I rok; I year II rok; II year III rok; III year

liście leaves

łodygi stalks

średnia mean

zbiór letni

sommer harvest

zbiór


średnia mean

zbiór letni

sommer harvest

zbiór


średnia mean

Obiekt kontrolny

Control object

0,604

0,311

0,458

0,376

0,918

0,647

0,395

0,704

0,550

NPK

0,667

0,297

0,482

1,26

0,809

1,03

0,422

0,698

0,560

10%

1,12

0,956

1,04

0,849

1,36

1,10

0,586

1,69

1,14

20%

1,65

0,758

1,20

0,804

2,43

1,62

1,27

1,50

1,39

30%

1,76

0,908

1,33

1,12

1,81

1,47

1,08

1,50

1,29

Średnia; Mean

1,16

0,648

0,904

0,882

1,47

1,18

0,751

1,22

0,985

NIR0,05 dla; LSD0.05 for: A - części roślin (zbiory) parts of plant (harvest) B - nawoŜenie; fertilization A/B - interakcja; interaction B/A - interakcja; interaction

0,064

0,145 0,143 0,205

0,072

0,166 0,162 0,232

0,064

0,144 0,142 0,204

Tabela 3; Table 3 Pobranie siarki z plonem biomasy trawy Miscanthus sacchariflorus (g⋅wazon-1), w trzyletnim doświadczeniu wazonowym The uptake of sulfur (g⋅pot-1) witn the biomass of Miscanthus sacchariflorus in a three-year experiment


I rok; I year

II rok; II year

III rok; III year

liście leaves

łodygi stalks

średnia mean

zbiór letni

sommer harvest

zbiór


średnia mean

zbiór letni

sommer harvest

zbiór

zimowy

winter harvest

średnia mean

Obiekt kontrolny

Control object

0,017

0,005

0,011

0,038

0,028

0,033

0,045

0,038

0,042

NPK

0,028

0,009

0,019

0,139

0,032

0,086

0,059

0,042

0,051

10%

0,121

0,040

0,081

0,297

0,102

0,199

0,195

0,237

0,216

20%

0,248

0,056

0,152

0,306

0,292

0,299

0,474

0,310

0,392

30%

0,187

0,081

0,130

0,504

0,199

0,352

0,403

0,300

0,352

Średnia; Mean

0,118

0,038

0,079

0,257

0,131

0,194

0,235

0,185

0,211

Wartość energetyczna 1 kg suchej masy trawy Miscanthus sacchariflorus w II

roku uprawy wynosiła średnio ze wszystkich obiektów nawozowych 16,93 MJ⋅kg-1, przy wilgotności analitycznej wynoszącej średnio 5,18% (tab. 4). ZbliŜoną wartość dla roślin typu C4, podają KALEMBASA i in. [2004] oraz DRADRACH i in. [2007]. Ocena wartości opałowej traw i innych roślin energetycznych jest tematem aktualnym w krajach Unii Europejskich ze względu na ustawę dotyczącą emisji CO2. Tabela 4; Table 4 Wartość energetyczna 1 kg s.m. trawy Miscanthus sacchariflorus zebranej w grudniu, w II roku uprawy The energy value per 1 kg of dry matter of the biomass Miscanthus sacchariflorus


177

in the second year in the experiment NawoŜenie Fertilization

Wartość energetyczna

(MJ⋅kg-1 s.m.) The energy value

(MJ⋅kg-1 DM)

Wilgotność analityczna The analytical humidity

(%)

Obiekt kontrolny

Control object

16,76

5,19

NPK

17,29

5,09

10%

16,79

5,12

20%

17,08

5,34

30%

16,74

5,14

Średnia; Mean

16,93

5,18

Wnioski 1. W trzyletnim doświadczeniu wazonowym najwyŜszy plon biomasy trawy

Miscanthus sacchariflorus stwierdzono na obiektach nawoŜonych większymi dawkami osadu ściekowego, prawie 3-krotnie wyŜszy niŜ na obiekcie nawo-Ŝonym mineralnie.

2. Zawartość ogólna siarki w biomasie rośliny testowej była zróŜnicowana i zwiększała się na ogół wraz z dawką osadu ściekowego. Największą bioaku-mulację siarki stwierdzono w II roku badań.

3. Wartość energetyczna 1 kg s.m. trawy Miscanthus sacchariflorus w II roku uprawy (zbiór zimowy) kształtowała się na dość wysokim poziomie. ZróŜni-cowane nawoŜenie nie spowodowało zmian ciepła spalania tej rośliny.

Literatura DRADRACH A., GĄBKA D., SZLACHTA J., WOLSKI K. 2007. Wartość energetyczna kilku gatunków traw uprawianych na glebie lekkiej. Łąkarstwo w Polsce 10: 29-35.

IśEWSKA A. 2006. Zawartość metali cięŜkich w trzcinie chińskiej jako wskaźnik jej wykorzystania do utylizacji osadów ściekowych i kompostów z osadów ściekowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 165-171.

KALEMBASA D., JANINHOFF A., M ALINOWSKA E., JAREMKO D., JEśOWSKI D. 2005. Zawartość siarki w wybranych klonach trawy Miscanthus. J. Elementol. 10(2): 309-314.

KALEMBASA D., M ALINOWSKA E., JAREMKO D., JEśOWSKI S. 2004. Wpływ nawoŜenia NPK na strukturę plonu traw Miscanthus ssp. Biuletyn IHAR 234: 205-211.

KALEMBASA S., SYMANOWICZ B., PIEŃKOWSKA B. 2001. Frakcje siarki i azotu w kwaśnych wyciągach z węgli brunatnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 477: 371-381.

K ISIEL R., STOLARSKI M. 2004. Energia odnawialna z biomasy wierzb krzewiastych. Wieś Jutra 7(72): 21-22.


178

KRZYWY E., IśEWSKA A., WOŁOSZYK CZ. 2004. Pobranie i wykorzystanie mikroelementów w okresie dwóch lat przez trzcinę chińską (Miscanthus sacchariflorus) z osadu ściekowego oraz z kompostów wyprodukowanych z osadu ściekowego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 502: 877-885.

M ALINOWSKA E., KALEMBASA D., JEśOWSKI S. 2006. Wpływ dawek azotu na plon i za-wartość makroelementów w trawie Miscanthus sacchariflorus uprawianej w doświad-czeniu wazonowym. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 403-409.

POLSKA NORMA PN-81/G-04513. Wyznaczanie ciepła spalania w stanie analitycznym (Q as). Polski Komitet Normalizacji i Miar.

ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002. W sprawie komunalnych osadów ściekowych z dnia 1 sierpnia 2002 roku. Dz. U. Nr 134, poz. 1140.

SZCZUKOWSKI S., TWORKOWSKI J., STOLARSKI M., GRZELCZYK M. 2005. Produktywność roślin wierzby (Salix spp.) i charakterystyka pozyskanej biomasy jako paliwa. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 507: 495-503. Słowa kluczowe: Miscanthus sacchariflorus, biomasa, siarka, wartość energetyczna,

osad ściekowy Streszczenie

W trzyletnim doświadczeniu wazonowym badano wpływ nawoŜenia osadem ściekowym i dla porównania nawozami mineralnymi (NPK) na plon biomasy trawy Miscanthus sacchariflorus, zawartość ogólną siarki oraz wartość energetyczną. W I roku eksperymentu badano oddzielnie liście i łodygi, w II i III roku całą biomasę zebraną w dwóch terminach. Stwierdzono większy plon biomasy trawy pod wpływem nawoŜenia osadem ściekowym, we wszystkich latach badań. Zanotowano (średnio) znacznie więcej siarki w liściach, niŜ w łodygach. Wartość energetyczna trawy była dość wysoka i mieściła się w przedziale od 16,74 do 17,29 MJ⋅kg-1 s.m. THE INFLUENCE OF DOSES OF WASTE ACTIVATED SLUDGE ON THE YIELD OF Miscanthus sacchariflorus (MAXIM .) HACK BIOMASS, SULFUR CONTENT AND ENERGETIC VALUE Dorota Kalembasa, ElŜbieta Malinowska Department Soil Science and Plant Nutrition, Academy of Podlasie, Siedlce Key words: Miscanthus sacchariflorus, biomass, sulfur, energy value, waste ac-

tivated sludge Summary

A three-year experiment on the influence of sewage sludge fertilization - and as a


179

comparison with mineral NPK nutrients - on the biomass yields of silver grass (Miscanthus sacchariflorus), total sulfur content, and energy value. In the first year, stems and leaves were examined separately, while the whole biomass in the second and third experimental years. The biggest yield of grass biomass as a result of fertilization with waste activated sludge was recorded in all years of the experiment. Much more (on average) sulfur in leaves than steams was recorded.

Energy value of the tested plants in the second cultivation year was quite high ranging from 16.74 to 17.29 MJ⋅kg-1 DM. Prof. dr hab. Dorota Kalembasa Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej Akademia Podlaska ul. B. Prusa 14 08-110 SIEDLCE e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 181-188 OCENA PRZYDATNO ŚCI OSADÓW ŚCIEKOWYCH DO NAWOśENIA NA PODSTAWIE ZAWARTO ŚCI Mn i Ni W śYCICY WIELOKWIATOWEJ Stanisław Kalembasa, Agnieszka Godlewska Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Akademia Podlaska w Siedlcach Wstęp

W rolnictwie do celów nawozowych wykorzystuje się szereg nawozów orga-nicznych, wśród których najpopularniejszym jest obornik. Ze względu na ograniczenie produkcji zwierzęcej ilość tego nawozu uległa znacznemu obniŜeniu, dlatego koniecznym staje się poszukiwanie innych źródeł materii organicznej. Osady ściekowe zasobne w składniki pokarmowe dla roślin i materię organiczną [KALEMBASA i in. 2001; CZEKAŁA , JAKUBUS 2002; MAZUR 2002] mogą być jednym ze sposobów alternatywnego do obornika nawoŜenia organicznego, co jednocześnie byłoby naturalnym kierunkiem ich zagospodarowania. Jednak ten sposób wykorzystania, a zarazem utylizacji osadów ściekowych moŜe być niekiedy ograniczony ze względu na nadmierną zawartość w nich metali cięŜkich [SKORBIŁOWICZ 2002; MCBRIDGE 2003; SZWENDZIAK 2006], które mogą okazać się toksyczne dla roślin uprawnych. Dlatego teŜ niezbędne jest dokonywanie oceny ilościowej mikroskładników w tych materiałach organicznych.

Celem podjętych badań było określenie wpływu nawoŜenia osadami ściekowymi, gatunku gleby i wapnowania na zawartość Mn i Ni w Ŝycicy wielokwiatowej. Materiał i metodyka

W szklarni załoŜono dwuletnie doświadczenie wazonowe, w układzie całkowicie losowym i badano następujące czynniki: I gatunek gleby (piasek gliniasty, glina piaszczysta); II wapnowanie (bez wapnowania i wapnowanie wg Hh = 1); III nawoŜenie (obornik i osady ściekowe z dwóch oczyszczalni ścieków).

Utwory glebowe uŜyte w doświadczeniu pobrano z poziomów próchnicznych gleb naleŜących do Stagnic Luvisols (według WRB). Wazony wypełniono utworem glebowym w ilości 8 kg i w sezonie wegetacyjnym utrzymywano wilgotność na poziomie 60% maksymalnej pojemności wodnej.

Osady ściekowe zastosowane w doświadczeniu pochodziły z oczyszczalni ścieków przemysłowych i komunalnych w Siedlcach (które w końcowym procesie obróbki poddano fermentacji metanowej i częściowo odwodniono na prasie) oraz z oczyszczalni Siedleckich Zakładów Drobiarskich „Drosed”. W doświadczeniu zastosowano jednorazowo nawoŜenie osadami ściekowymi w dawce 15% świeŜej masy w stosunku do suchej masy gleby. Działanie osadów porównano do obornika bydlęcego stosowanego w takiej samej dawce i terminie co osady ściekowe.

S. Kalembasa, A. Godlewska

182

Rośliną testową była Ŝycica wielokwiatowa (Lolium multiflorum L.), której podczas sezonu wegetacyjnego zbierano po trzy pokosy. Po wysuszeniu trawy oznaczono plon suchej masy, a następnie po zmieleniu roślin zmineralizowano je „na sucho” i oznaczono całkowitą zawartość Mn i Ni metodą ICP-AES. Materiał roślinny spalano w piecu muflowym w temperaturze 450°C stopniowo podnosząc temperaturę, następnie zmineralizowane próbki zalano roztworem HCl (1 : 1 z wodą) i odparowano do sucha. Tak przygotowane próbki przeniesiono do kolb miarowych w 10% roztworze HCl przez sączek twardy. Całkowitą zawartość Mn i Ni w osadach ściekowych i oborniku (tab. 1) oznaczono równieŜ metodą ICP-AES, po mineralizacji „na sucho”. Tabela 1; Table 1 Skład chemiczny obornika i osadów ściekowych uŜytych w doświadczeniu. Chemical composition of farmyard manure (FYM) and sewage sludge used in the experiment

Oznaczany element Determined element

Obornik

FYM

Osad ściekowy Siedlce

Sewage sludge from Siedlce

Osad ściekowy z ZD „Drosed” Sewage sludge ZD „Drosed”

mg⋅kg-1 s.m; D.M.

Mn

290

180

112

Ni

1,90

40,0

0,60

Uzyskane wyniki opracowano statystycznie metodą analizy wariancji z wy-

korzystaniem testu F-Fishera - Snedecora wg programu F.R. Anal var 4.1, a wartość NIR(0,05) wyliczono wg testu Tukey’a. Obliczono wartość korelacji prostej między całkowitą zawartością manganu i niklu w Ŝycicy wielokwiatowej. Wyniki i dyskusja

Zastosowane w doświadczeniu materiały organiczne były bardzo zróŜnicowane pod względem zawartości Mn i Ni (tab. 1). Osady ściekowe z Siedlec zawierały znacznie więcej Mn i Ni w porównaniu z osadami z Zakładów Drobiarskich „Drosed”. W oborniku stwierdzono większą zawartość manganu w porównaniu z badanymi osadami, natomiast zawartość niklu w oborniku była na tym samym poziomie co w osadzie ściekowym z ZD „Drosed”. Wraz z materiałem organicznym wpowadzono do gleby (mg⋅wazon-1): z obornikiem 86,4 Mn i 0,57 Ni; z osadami z Siedlec 60 Mn i 13,5 Ni; z osadami z ZD „Drosed” 12 Mn i 0,07 Ni. Analiza i ocena osadów ściekowych i obornika pozwala jednoznacznie stwierdzić, Ŝe pod względem zawartości Mn i Ni materiały te nadają się do celów rolniczych.

Optymalna zawartość manganu w paszy wynosi 60 mg⋅kg-1 s.m. [FALKOWSKI i in. 1990]. Otrzymane wyniki (tab. 2) świadczą o dobrej zawartości Ŝycicy wielokwiatowej w ten składnik pokarmowy. Jedynie rośliny uprawiane w drugim roku na glinie piaszczystej obiektu kontrolnego bez nawoŜenia zawierały poniŜej 60 mg Mn⋅kg-1 s.m. Analiza statystyczna wykazała istotny wpływ wszystkich badanych czynników na zawartość Mn w roślinach.

Tabela 2; Table 2 Zawartośc Mn (mg⋅kg-1 s.m.) w Ŝycicy wielokwiatowej w pierwszym i drugim roku badań The content of Mn (mg⋅kg-1 DM) in Loilium multiflorum LAM . in the 1st and 2nd year of the study

OCENA PRZYDATNOŚCI OSADÓW ŚCIEKOWYCH ...

183

Gatunek gleby Type of soil

Piasek gliniasty; Loamy sand

Glina piaszczysta; Sandy loam

wapno-wanie liming

pokosy

cuts

nawoŜenie fertilization

średnie means

pokosy

cuts


średnie means

A*

B

C

D

A

B

C

D

Pokosy pierwszego roku; Cuts of the 1st year

O

I II III

84,7 61,5 60,7

78,9 50,5 84,9

78,6 56,4 91,5

103,6 60,9 110,8

86,5 57,3 87,0

I II III

54,4 63,8 36,6

95,0 81,1 100,6

73,2 79,1 73,4

94,6 94,1 117,4

79,3 79,5 82,0

Średnie; Means

69,0

71,4

75,5

91,8

76,9

Średnie Means

51,6

92,2

75,2

102,0

80,3

Ca

I II III

79,0 65,1 58,8

78,9 64,8 97,5

69,2 86,9 96,3

79,2 82,1 119,5

76,6 74,7 93,0

I II III

43,5 45,4 29,4

91,1 80,2 86,6

62,0 77,5 73,8

84,6 94,9 117,3

70,3 74,5 76,8

Średnie; Means

67,6

80,4

84,1

93,6

81,4

Średnie Means

39,4

86,0

71,1

98,9

73,9

Średnie; Means

68,3

75,9

79,8

92,7

79,2

Średnie Means

45,5

89,1

73,2

100,5

77,1

Pokosy drugiego roku; Cuts of the 2nd year

O

I II III

65,8 88,6 53,8

60,2 98,9 77,0

46,1 69,0 68,3

70,1 64,9 71,1

60,6 80,4 67,6

I II III

26,5 34,9 40,1

58,7 45,3 38,0

49,5 35,9 44,9

44,5 44,6 38,9

44,8 40,2 40,5

Średnie; Means

69,4

78,7

61,1

68,7

69,5

Średnie Means

33,8

47,3

43,4

42,7

41,8

Ca

I II III

51,5 87,3 29,1

53,8 77,2 75,3

48,0 81,0 96,6

55,2 64,9 53,5

52,1 77,6 63,6

I II III

27,0 29,2 31,9

39,5 50,6 32,9

48,6 36,4 43,8

32,8 42,7 36,1

37,0 39,7 36,5

Średnie; Means

56,0

68,8

75,2

57,9

64,4

Średnie Means

29,4

41,0

42,9

37,2

37,6

Średnie; Means

62,7

73,8

68,2

63,3

67,0

Średnie Means

31,6

44,2

43,2

40,0

39,7

*A kontrola; control B obornik; farmyard manure C osad z Siedlec; sludge from Siedlce D osad z ZD „Drosed”; sludge from ZD „Drosed” Pierwszy rok; 1st year

I pokos; cut II pokos; cut III pokos; cut NIR0,05 dla; LSD0.05 for: nawoŜenia; fertilization: 15,776 14,668 4,512 gleby; soil: r.n.; n.s. 7,685 2,364 wapnowania; liming: 8,266 r.n.; n.s. r.n.; n.s. nawoŜenie × gleba; fertilization × soil: 22,311 20,743 6,381 nawoŜenie × wapnowanie; fertilization × liming r.n.; n.s. r.n.; n.s. r.n.; n.s. wapnowanie × gleba; liming × soil r.n.; n..s. 10,868 3,342

Drugi rok; 2nd year

I pokos; cut II pokos; cut III pokos; cut NIR0,05 dla; LSD0.05 for: nawoŜenia; fertilization: 6,057 11,694 16,656 gleby; soil: 3,174 6,127 8,727 wapnowania; liming: 3,174 r.n.; n.s. r.n.; n.s. nawoŜenie × gleba; fertilization × soil: 8,567 16,538 23,555 nawoŜenie × wapnowanie; fertilization × liming 8,567 r.n.; n.s. r.n.; n.s. wapnowanie × gleba; liming × soil r.n.; n.s. r.n.; n.s. r.n.; n.s.


184

W pierwszym roku doświadczenia i I pokosie roku następnego stosowane materiały pochodzenia organicznego, zarówno osady ściekowe jak i obornik, spowodowały istotny wzrost zawartości Mn w trawie, natomiast w II i III pokosie drugiego roku istotny wzrost zawartości tego pierwiastka odnotowano jedynie w roślinach z obiektów nawoŜonych obornikiem. Wynika to z wolniejszego tempa mineralizacji obornika względem osadów, a takŜe większej zawartości Mn. Wyniki przeprowadzonych badań nie potwierdzają spostrzeŜeń ŁABUDY i KACZORA [1999], którzy stwierdzili niŜszą zawartość Mn w trawie nawoŜonej osadami ściekowymi. Gatunek gleby w pierwszym roku niejednoznacznie róŜnicował zawartość omawianego mikroelementu w Ŝycicy wielokwiatowej, natomiast w drugim roku istotnie większą zawartość manganu stwierdzono w roślinach uprawianych na glinie piaszczystej.

Efekt wapnowania uwidocznił się jedynie w I pokosie pierwszego roku doś-wiadczenia, istotnie obniŜając zawartość Mn w Ŝycicy wielokwiatowej.

Według KABATY -PENDIAS i PENDIAS [1999] toksyczne stęŜenie niklu w roślinach jest bardzo zróŜnicowane i waha się od 10 do 100 mg⋅kg-1 s.m. Średnia zawartość niklu w uprawianej Ŝycicy wielokwiatowej wynosiła 2,01 mg⋅kg-1 s.m. i nie przekraczała dopuszczalnego stęŜenia tego pierwiastka w paszach dla zwierząt. Z zastosowanych materiałów organicznych największą ilość niklu stwierdzono w osadach z Siedlec, co znalazło swoje odzwierciedlenie w uzyskanych wynikach badań. W I pokosie drugiego roku doświadczenia wszystkie materiały organiczne istotnie zwiększyły zawartość niklu w trawie, natomiast w roślinach z pozostałych pokosów istotnie większą zawartość tego pierwiastka stwierdzono pod wpływem nawoŜenia osadami z Siedlec. Istotnie większą zawartość Ni w trawie pod wpływem stosowania osadów ściekowych stwierdzili takŜe inni autorzy [SIMS, KLINE 1991; CIEŚLA i in. 1993; WOŁOSZYK, KRZYWY 1999]. Analiza statystyczna wykazała takŜe istotnie większą zawartość niklu w Ŝycicy wielokwiatowej uprawianej na glebie lekkiej, co znajduje potwierdzenie u PIOTROWSKIEJ i GAŁCZYŃSKIEJ [1990]. Wyniki przeprowadzonych badań wykazały, Ŝe wapnowanie gleby istotnie obniŜyło zawartość niklu w roślinach z obu lat doświadczenia. Wg KABATY -PENDIAS i PENDIAS [1999] nikiel w ściekach komunalnych występuje głównie w formie chylatów organicznych, jest zatem łatwo dostępny dla roślin a wapnowanie gleb obniŜa jego fitoprzyswajalność.

Wartość współczynnika korelacji (r = 0,517*) pomiędzy oznaczonymi pa-rametrami wykazuje, Ŝe zawartość manganu była istotnie skorelowana z zawartością niklu w kupkówce pospolitej, co dowodzi o synergizmie tych pierwiastków. Tabela 3; Table 3 Zawartośc Ni (mg⋅kg-1 s.m.) w Ŝycicy wielokwiatowej w pierwszym i drugim roku badań The content of Ni (mg⋅kg-1 DM) in Loilium multiflorum LAM . in the 1st and 2nd year of study

Gatunek gleby Kind of soil

Piasek gliniasty

Loamy sand

Glina piaszczysta

Sandy loam wap-nowa-

nie liming

pokosy

cuts


średnie means

pokosy

cuts


średnie means

A*

B

C

D

A

B

C

D


185

Pokosy pierwszego roku; Cuts of the 1st year

0

I II III

1,70 2,22 2,86

2,40 2,89 1,84

2,74 1,84 3,38

2,42 2,06 2,53

2,32 2,25 2,65

I II III

1,62 1,64 1,80

2,64 1,83 1,98

3,10 2,07 1,93

1,69 2,25 2,33

2,26 1,95 2,01

średnie means

2,26

2,38

2,65

2,34

2,41

średnie means

1,69

2,15

2,37

2,09

2,07

Ca

I II III

1,41 2,03 1,54

2,89 2,10 1,74

3,08 1,35 2,39

1,59 1,85 2,29

2,24 1,83 1,99

I II III

2,08 1,30 1,76

2,38 1,96 1,84

2,98 1,90 1,86

1,44 2,01 2,12

2,22 1,79 1,90

średnie means

1,66

2,24

2,27

1,91

2,02

średnie means

1,71

2,06

2,25

1,86

1,97

Średnie Means

1,96

2,31

2,46

2,13

2,22

średnie means

1,70

2,11

2,31

1,98

2,02

Pokosy drugiego roku; Cuts of the 2nd year

0

I II III

1,74 1,82 1,54

2,07 2,56 1,65

2,80 2,38 1,56

2,66 2,60 1,51

2,32 2,34 1,57

I II III

1,25 1,50 1,41

1,80 1,22 1,74

1,90 2,29 1,95

2,63 1,61 1,72

1,90 1,66 1,71

średnie means

1,70

2,09

2,25

2,26

2,08

średnie means

1,39

1,59

2,05

1,99

1,76

Ca

I II III

1,77 2,06 1,68

2,02 1,72 1,70

2,12 1,57 2,03

2,12 2,39 1,34

2,01 1,94 1,69

I II III

2,02 1,25 1,72

2,47 1,63 1,57

1,78 2,11 1,97

2,01 1,76 1,76

2,07 1,69 1,76

średnie means

1,84

1,81

1,91

1,95

1,88

średnie means

1,66

1,89

1,95

1,84

1,84

Średnie; Means

1,77

1,95

2,08

2,11

1,98

średnie means

1,53

1,74

2,00

1,92

1,80

*A kontrola; control B obornik, farmyard manure C osad z Siedlce, sludge from Siedlce D osad z ZD „Drosed”; sludge from ZD „Drosed” Pierwszy rok; 1st year

I pokos; cut II pokos; cut III pokos; cut NIR0,05 dla; LSD0.05 for: nawoŜenia; fertilization: 0,462 0,272 0,496 gleby; soil: r.n.; n.s. 0,143 r.n.; n.s. wapnowania; liming: r.n.; n.s. 0,143 0,260 nawoŜenie × gleba; fertilization × soil: r.n.; n.s. 0,385 r.n.; n.s. nawoŜenie × wapnowanie; fertilization × liming r.n.; n.s. r.n.; n.s. r.n.; n.s. wapnowanie × gleba; liming × soil r.n.; n..s. r.n.; n.s. r.n.; n.s.

Drugi rok; 2nd year

I pokos; cut II pokos; cut III pokos; cut NIR0,05 dla; LSD0.05 for: nawoŜenia; fertilization: 0,209 0,225 0,262 gleby; soil: 0,110 0,118 r.n.; n.s. wapnowania; liming: r.n.; n.s. 0,118 r.n.; n.s. nawoŜenie × gleba; fertilization × soil: 0,296 0,318 r.n.; n.s. nawoŜenie × wapnowanie; fertilization × liming 0,296 0,318. r.n.; n.s. wapnowanie × gleba; liming × soil 0,155 0,166 r.n.; n.s. Wnioski


186

1. NawoŜenie osadami ściekowymi istotnie zwiększyło zawartość manganu i niklu

w Ŝycicy wielokwiatowej, ale całkowita zawartość tych metali w trawie nie przekraczała stęŜeń uznawanych za toksyczne.

2. Istotnie większą zawartość Mn stwierdzono w Ŝycicy wielokwiatowej uprawianej na glinie piaszczystej a niklu na piasku gliniastym.

3. Wapnowanie istotnie obniŜyło zawartość niklu w roślinach uprawianych w obu latach doświadczenia, nie miało jednak istotnego wpływu na zawartość manganu w Ŝycicy wielokwiatowej.

Literatura CIEŚLA W., ZALEWSKI W., KUCHARSKI J., DĄBKOWSKA -NASKRĘT, JAWORSKA H. 1993. Za-wartość metali cięŜkich w glebie i kupkówce pospolitej w trzecim roku po zastosowaniu osadów ściekowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 409: 43-50.

CZEKAŁA J., JAKUBAS M. 2002. Wybrane właściwości fizyczne i chemiczne osadów ście-kowych z oczyszczalni województwa wielkopolskiego. Cz. I. Materia organiczna, sucha masa i makroskładniki. Mat. III Międzyn. Konf. Nauk. „Odpady organiczne a ochrona i produktywność agrocenozy”, 11-13 VI Lublin: 38-39.

FALKOWSKI M., KOZŁOWSKI S., KUKUŁKA I. 1990. Właściwości chemiczne roślin łąkowych. Wyd. AR Poznań: 110 ss.

KABATA -PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Warszawa: 399 ss.

KALEMBASA S., KALEMBASA D., KANIA R. 2001. Wartość nawozowa osadów ściekowych z wybranych oczyszczalni ścieków regionu siedleckiego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 475: 279-286.

ŁABUDA S., KACZOR A. 1999. Mikroelementy w roślinności testowej pod wpływem na-wadniania ściekami gleby murszowo-torfowej. Fol. Univ. Agric. Steven. Agricultura 77: 225-230.

M AZUR T. 2002. RozwaŜania o wartości nawozowej odpadów organicznych. Acta Agrophysica 70: 257-263.

M CBRIDGE M.B. 2003. Toxic metals in sewage sludge-amended soil: has promotion of beneficial use discounted the risks? Advances in Environmental Research 8: 5-19.

PIOTROWSKA M., GAŁCZY ŃSKA B. 1990. Wpływ stosowania do gleby osadu ściekowego na plonowanie i skład chemiczny Ŝycicy trwałej. II . Zawartość pierwiastków śladowych. Pam. Puławski 96: 113-120.

SIMS J.T., KLINE J.S. 1991. Chemical fractionation and plant uptake of heavy metals in soils amended with co-composted sewage sludge. J. Environ Qual. 20: 387-395.

SKORBIŁOWICZ E. 2002. Charakterystyka osadów ściekowych z wybranych oczyszczalni Województwa Podlaskiego pod względem zawartości metali cięŜkich. Acta Agrophysica 73: 277-283.

SZWENDZIAK K. 2006. Charakterystyka osadów ściekowych i rolnicze ich wykorzystanie. InŜynieria Rolnicza 4: 297-302.

WOŁOSZYK CZ., KRZYWY E. 1999. Badania nad rolniczym wykorzystaniem osadów ście-kowych z oczyszczalni komunalnych w Goleniowie i Nowogardzie. Cz II. Skład che-miczny Ŝycicy wielokwiatowej nawoŜonej osadami i kompostami z osadów ściekowych.


187

Fol. Univ. Agric. Steven. Agricultura 77: 393-398. Słowa kluczowe: osady ściekowe, obornik, wapnowanie, mangan, nikiel, Ŝycica

wielokwiatowa Streszczenie

Celem badań było określenie wpływu nawoŜenia osadami ściekowymi, gatunku gleby i wapnowania na zawartość manganu i niklu w biomasie Ŝycicy wielokwiatowej. Stwierdzona zawartość tych metali w zastosowanych materiałach organicznych pozwala na ich stosowanie do celów rolniczych. NawoŜenie osadami ściekowymi istotnie zwiększyło zawartość manganu i niklu w roślinie testowej, ale całkowita zawartość tych metali w trawie nie przekraczała stęŜeń uznawanych za toksyczne. Istotnie większą ilość Mn stwierdzono w Ŝycicy wielokwiatowej uprawianej na glinie piaszczystej a niklu na piasku gliniastym. Wapnowanie istotnie obniŜyło zawartość niklu w roślinach uprawianych w obu latach doświadczenia. EVALUATION OF THE USED ORGANIC MATERIALS AS REGARDS Mn AND Ni CONTENTS IN ANNUAL RYEGRASS Stanisław Kalembasa, Agnieszka Godlewska Departament Soil Science and Plant Nutrition, Academy of Podlasie, Siedlce Key words: sewage sludge, farmyard manure, liming, manganese, nickel, annual

ryegrass Summary

The study aimed at evaluating the influence of fertilization with sewage sludge, type of soil and liming on manganese and nickel contents in annual ryegrass. The observed concentrations of those metals in the used sludge allows for its application for agricultural purposes. Fertilization with sewage sludge significantly increased the manganese and nickel concentrations in tested plants, however, total contents of manganese and nickel in grass did not exceed concentrations considered as toxic for plants. Considerably higher Mn levels were found in plants grown on sandy loam, and nickel on loamy sand. Liming significantly decreased nickel concentration in ryegrass in both years of the experiment. Prof. dr hab. Stanisław Kalembasa Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej Akademia Podlaska ul. Prusa 14 08-110 SIEDLCE e-mail: [email protected]

WPŁYW DODATKU RÓśNYCH ILOŚCI CaO ...

1

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 189-196 WPŁYW DODATKU RÓ śNYCH ILO ŚCI CaO I POPIOŁU Z W ĘGLA BRUNATNEGO DO OSADÓW ŚCIEKOWYCH NA ZAWARTO ŚĆ BORU I MOLIBDENU W RO ŚLINACH TESTOWYCH Stanisław Kalembasa, Andrzej Wysokiński Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Akademia Podlaska w Siedlcach Wstęp

Ograniczenie nawoŜenia organicznego, z wyłącznym stosowaniem składników w postaci mineralnej, prowadzi do ujemnego bilansu mikroelementów w glebie, co moŜe w efekcie rzutować na moŜliwości ich pobierania przez rośliny [SZULC i in. 2004]. Niedostateczne zaopatrzenie roślin w takie mikroelementy jak bor i molibden prowadzi do zaburzeń w rozwoju części generatywnych roślin [GRZYŚ 2004]. Cennym źródłem mikroelementów dla roślin mogą być osady ściekowe, wprowadzane do systemów nawoŜenia na podstawie USTAWY [2001] o odpadach z dnia 27 kwietnia 2001 roku. Z nawozowego punktu widzenia osady ściekowe powinny zawierać znaczną ilość substancji organicznej oraz składników waŜnych dla wzrostu i rozwoju roślin - makro- i mikroelementów [KALEMBASA 1992; CHANG, DIAZ 1994; CZEKAŁA 1999]. Zawartość mikroelementów w osadach uzaleŜniona jest najczęściej od rodzaju oczyszczanych ścieków oraz od stosowanej technologii ich wydzielania i zagęszczania. Osady ściekowe otrzymywane na terenach duŜych aglomeracji miejskich zawierają na ogół więcej mikroelementów niŜ powstające w małych nieuprzemysłowionych miejscowościach [HANEKLAUS i in. 1996]. Ponadto obróbka osadów mająca najczęściej na celu poprawę ich właściwości fizycznych oraz wyeliminowanie zagroŜeń mikrobiologicznych prowadzi nie tylko do ilościowych zmian ich składu chemicznego - zawartości mikroelementów, ale równieŜ moŜe mieć wpływ na pobieranie przez rośliny składników wprowadzonych do gleby. Często stosowanym zabiegiem poprawiającym niekorzystne parametry osadów jest ich wapnowanie poprzez dodatek np. CaO [WYSOKIŃSKI i in. 2008]. Wprowadzenie do gleby duŜych ilości wapnia zmienia jej odczyn oraz modyfikuje dostępność wielu pierwiastków dla roślin.

Celem przeprowadzonych badań było określenie wpływu nawoŜenia świeŜymi osadami ściekowymi z dodatkiem CaO lub popiołu z węgla brunatnego w róŜnych proporcjach wagowych na zawartość boru i molibdenu w roślinach testowych. Materiał i metody badań

S. Kalembasa, A. Wysokiński

2

Osady ściekowe z oczyszczalni ścieków w Siedlcach (po metanowej fermentacji) i Łukowie (stabilizowane w warunkach tlenowych) mieszano oddzielnie z tlenkiem wapnia i popiołem z węgla brunatnego w proporcjach 2 : 1, 3 : 1, 4 : 1 i 6 : 1 w przeliczeniu na suchą masę. Wykorzystany w doświadczeniu CaO odpowiadał klasie czystości cz.d.a., natomiast popiół z III filtra odpylenia spalin pochodził z elektrociepłowni Pątnów, spalającej węgiel brunatny z kopalni Bełchatów. Wartość pH tego popiołu wynosiła 12,1 jednostek, a zawartość molibdenu i boru odpowiednio 0,448 i 52,9 mg⋅kg-1 s.m. Osady ściekowe z Siedlec (19% s.m.) i Łukowa (15% s.m.) zawierały odpowiednio 5,17 i 3,85 mg Mo oraz 39,2 i 39,0 mg B w 1 kg suchej masy. Tabela 1; Table 1 Schemat doświadczenia; Plan of the experiment

Wyszczególnienie Specicfication

Obiekty nawozowe; Fertilizers objects

zastosowane nawoŜenie applied organic fertilizer

rodzaj dodatku do osadów

type of component added to waste sludge

stosunek wagowy osad : dodatek ratio weight sludge : addition

Gleba

Soil used in the experiment

bez nawoŜenia organicznego (obiekt kontrolny) without organic fertilization (control object)

sama gleba; soil only

-

gleba nawoŜona CaO soil fertilized with ash

gleba nawoŜona popiołem sil fertilized with ash

osady ściekowe z Siedlec waste sludge from Siedlce (after methane fermentation)

bez dodatku; without addition

z dodatkiem CaO with CaO addition

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

z dodatkiem popiołu with ash addition

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

osady ściekowe z Łukowa waste sludge from Łuków (stabilized in oxygenic conditions)

bez dodatku; without addition

z dodatkiem CaO with CaO addition

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

z dodatkiem popiołu with addition ash

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

Tak sporządzone mieszaniny oraz osady bez dodatków w ilości 0,8 kg wpro-wadzono do wazonów zawierających 8 kg gleby. W doświadczeniu wydzielono obiekty kontrolne, na których nie stosowano nawoŜenia organicznego (tab. 1). Obejmowały one uprawę roślin na glebie nienawoŜonej oraz na glebie z dodatkiem CaO oraz popiołu z węgla brunatnego w ilości odpowiadającej średniej ich masie wprowadzonej w


3

mieszaninach (53 g⋅wazon-1). Szczegółowy schemat doświadczenia wazonowego przeprowadzonego w szklarni przedstawia tabela 1.

Materiały organiczne zastosowano jednorazowo tylko w I roku (na 10 dni przed siewem nasion), natomiast w II i III roku badano działanie następcze. Ze względu na niską zawartość potasu w osadach i ich mieszaninach oraz moŜliwość retrogradacji fosforu na obiektach z udziałem CaO do wszystkich obiektów stosowano w kaŜdym roku przedsiewne, uzupełniające nawoŜenie fosforem i potasem w ilości 0,44 g P (superfosfat potrójny granulowany - 20% P) oraz 1,25 g K⋅wazon-1 (siarczan potasu - 49,8% K).

Roślinami testowymi w I i III roku doświadczenia była kukurydza oraz sło-necznik pastewny wysiewany po zbiorze kukurydzy w tych samych wazonach. W II roku doświadczenia uprawiano kukurydzę i owies. Części nadziemne uprawianych roślin zbierano po 80 dniach wegetacji w fazie kwitnienia.

Gleba wykorzystana w doświadczeniu, o składzie granulometrycznym w po-ziomie Ap - piasek gliniasty mocny pylasty, wykazywała lekko kwaśny odczyn (pH w 1 mol KCl⋅dm-3 = 5,4), a zawartość w niej węgla w związkach organicznych i azotu ogółem wynosiła odpowiednio 6,12 i 0,63 g⋅kg-1. Zawartość fosforu i potasu w formach przyswajalnych dla roślin (wg Egnera-Riehma) w tej glebie wynosiła kolejno 48 i 39 mg⋅kg-1.

Zawartość boru i molibdenu w osadach ściekowych i zebranym materiale roślinnym oznaczono metodą ICP-AES w roztworze podstawowym uzyskanym po mineralizacji próbek na sucho w temperaturze 450°C. Uzyskany popiół po mineralizacji zalano 6 mol HCl⋅dm-3 w celu rozłoŜenia węglanów i odparowano jego nadmiar. Następnie uzyskane chlorki przeniesiono ilościowo do kolb miarowych w 10% roztworze HCl.

Uzyskane wyniki badań poddano analizie wariancji w układzie całkowicie losowym (test F - Fischera-Snedecora), a wartości NIR0,05 do porównania średnich, wyliczono z wykorzystaniem testu Tukey’a. Omówienie wyników

Zawartość boru w roślinach wynosi najczęściej od 1 do 115 mg⋅kg-1 w s.m. [GORLACH, MAZUR 2002]. Kukurydza, owies i słonecznik uprawiane w przeprowadzonym eksperymencie zawierały od 20,1 do 85,6 mg B w 1 kg suchej masy (tab. 2). Rośliny testowe nawoŜone osadami ściekowymi z dodatkiem CaO zawierały mniej boru (średnio o 6,5% kukurydza, 5,2% owies i 8,6% słonecznik) niŜ rośliny nawoŜone mieszaninami osadowo-popiołowymi. Analizując średnie zawartości boru w roślinach testowych zbieranych z obiektów nawoŜonych mieszaninami osadów dodatkiem CaO i popiołu w róŜnych proporcjach wagowych najczęściej stwierdzono zmniejszanie się zawartości tego pierwiastka przy zwiększeniu udziału zastosowanego dodatku, ale istotności uzyskanych róŜnic nie potwierdzono statystycznie. Rośliny testowe uprawiane w kolejnych latach badań na obiektach nawoŜonych osadami z dodatkiem CaO i popiołu w proporcji 6 : 1 zawierały średnio o 7,3% w 1-wszym, o 2,9% w II-gim i o 6,4% w 3 roku więcej boru niŜ rośliny nawoŜone mieszaninami z 50 %-owym udziałem dodatku (w proporcji 2 : 1). Tabela 2; Table 2 Zawartość boru w roślinach testowych (mg⋅kg-1 s.m.) The content of boron in tested plants (mg⋅kg-1 DM)


4

Rodzaj nawoŜenia Kind of fertilization

Lata doświadczenia; Years of experiment

I rok; 1st year

II rok; 2nd year

III rok; 3rd year

kukurydza

maize

słonecznik sunflower

kukurydza

maize

owies

oat

kukurydza

maize


Bez nawoŜenia Without fertilization

53,7

75,6

24,7

22,6

32,9

44,8

CaO

53,1

71,6

23,7

23,3

33,8

56,1

Popiół; Ash

55,6

76,3

24,4

22,0

36,8

61,5

Osad ściekowy z Siedlec Waste sludge from Siedlce

bez dodatku without addition

45,4

62,7

26,9

21,3

32,7

50,6

+ CaO

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

44,5 47,7 46,4 43,6

73,3 76,8 75,3 68,0

27,0 26,9 26,6 25,2

22,0 21,9 21,4 21,5

32,4 32,8 30,4 33,0

56,0 49,6 48,5 49,3

+ popiół + ash

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

47,4 49,3 48,0 49,4

78,2 84,8 85,0 85,6

26,0 26,1 27,2 27,8

21,3 21,5 22,1 26,7

34,1 36,3 35,4 35,6

56,0 53,1 54,9 56,2

Osad ściekowy z Łukowa Waste sludge from Łuków


48,7

66,7

28,4

21,6

36,2

57,5

+ CaO

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

47,2 42,4 38,3 40,3

72,3 73,5 70,7 70,3

24,6 25,6 24,7 25,7

21,4 21,1 20,6 20,1

34,2 33,1 32,4 32,3

55,9 56,2 54,2 51,6

+ popiół + ash

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

47,0 51,1 49,4 48,2

82,4 83,0 81,9 84,0

27,0 28,0 25,6 27,7

21,5 22,0 21,9 22,3

35,5 34,4 32,0 31,4

56,4 56,6 52,7 55,5

Średnie dla rodzaju osadu; Means for type of sludge

z Siedlec; from Siedlce z Łukowa; from Łuków

47,0 45,5

78,4 77,3

26,6 26,1

22,3 21,4

33,8 33,2

53,0 54,9

NIR0,05; LSD0.05

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n. n.s.

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

Średnie dla rodzaju dodatku do osadów; Means for type of addition to sludges

CaO Popiół; Ash

43,8 48,7

72,5 83,1

25,8 26,8

21,3 22,4

32,6 34,3

52,7 55,2

NIR0,05; LSD0.05

2,6

6,3

r.n.; n.s.

r.n. n.s.

r.n. n.s.

2,3

Średnie dla ilości CaO lub popiołu dodanego do osadów

Means for CaO or ash quantity added to sludge

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

45,9 45,1 42,4 42,0

72,8 75,2 73,0 69,2

25,8 26,3 25,7 25,5

21,7 21,5 21,0 20,8

33,3 33,0 31,4 32,7

56,0 52,9 51,4 50,5


5

NIR0,05; LSD0.05 r.n.; n.s. r.n.; n.s. r.n.; n.s. r.n. n.s.

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

Tabela 3; Table 3 Zawartość molibdenu w roślinach testowych (mg⋅kg-1 s.m.) The content of molybdenum in tested plants (mg⋅kg-1 DM)

Rodzaj nawoŜenia Kind of fertilization

Lata doświadczenia; Years of experiment

I rok; 1st year

II rok; 2nd year

III rok; 3rd year

kukurydza

maize


kukurydza

maize

owies

oat

kukurydza

maize


Bez nawoŜenia Without fertilization

1,50

1,62

0,98

4,74

0,83

1,01

CaO

1,66

2,30

0,82

6,31

0,81

1,15

Popiół; Ash

1,49

3,04

1,02

6,12

1,08

1,20

Osad ściekowy z Siedlec Waste sludge from Siedlce


1,25

1,68

0,74

4,41

0,74

1,21

+ CaO

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

1,76 1,84 2,03 2,14

2,48 2,27 2,84 2,51

1,08 1,09 1,01 1,36

5,21 6,16 6,31 5,95

1,11 1,05 1,09 1,13

1,42 1,54 1,56 1,66

+popiół + ash

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

1,41 1,43 1,52 1,71

1,64 1,75 1,49 1,82

1,35 1,23 1,02 0,80

3,58 3,98 6,17 6,55

1,21 0,86 0,99 1,29

1,39 1,44 1,55 1,67

Osad ściekowy z Łukowa Waste sludge from Łuków


1,50

1,29

1,27

4,46

1,00

1,19

+ CaO

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

2,07 2,02 2,10 2,59

1,90 1,61 1,83 1,86

1,24 1,41 1,27 1,65

4,22 4,92 4,73 4,96

1,01 1,13 1,28 1,25

1,51 1,58 1,63 1,49

+ popiół + ash

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

1,62 1,80 1,87 1,99

1,29 1,72 1,73 1,80

1,02 1,07 1,49 1,53

4,06 4,47 5,13 5,09

1,09 1,09 0,99 1,18

1,33 1,19 1,23 1,33

Średnie dla rodzaju osadu; Means for type of sludge

z Siedlec; from Siedlce z Łukowa; from Łuków

1,73 2,01

2,10 1,72

1,12 1,34

5,49 4,70

1,09 1,13

1,53 1,41

NIR0,05; LSD0.05

r.n.; n.s.

0,34

0,22

0,47

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

Średnie dla rodzaju dodatku do osadów

Mens for type of addition to sludges CaO Popiół; Ash

2,07 1,67

2,16 1,66

1,26 1,19

5,31 4,88

1,13 1,09

1,55 1,39


6

NIR0,05; LSD0.05

0,39

0,34

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

Średnie dla ilości CaO lub popiołu dodanego do osadów

Means for CaO or ash quantity added to sludge

6 : 1 4 : 1 3 : 1 2 : 1

1,92 1,93 2,07 2,37

2,19 1,94 2,34 2,19

1,16 1,25 1,14 1,51

4,72 5,54 5,52 5,46

1,06 1,09 1,19 1,19

1,47 1,56 1,60 1,58

NIR0,05; LSD0.05

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

r.n.; n.s.

0,69

r.n.; n.s..

r.n.; n.s.

Rośliny zbierane z obiektów nawoŜonych mieszaninami osadów z Siedlec zawierały najczęściej nieco więcej boru niŜ po zastosowaniu mieszanin osadów z Łukowa, ale róŜnice pomiędzy wartościami średnimi nie były statystycznie istotne.

Zawartość molibdenu w roślinach wynosi najczęściej od 0,2 do 2,0 mg⋅kg-1 s.m. [RUSZKOWSKA, WOJCIESKA-WYKUPAJTYS 1996]. Kukurydza, owies i słonecznik uprawiane w przeprowadzonym eksperymencie zawierały od 0,74 do 6,55 mg Mo w 1 kg suchej masy (tab. 3). Zawartość molibdenu w biomasie kukurydzy nie przekraczała 2,59 mg⋅kg-1 s.m., natomiast w słoneczniku nie była większa niŜ 3,04 mg⋅kg-1 s.m. Największe ilości tego pierwiastka, wahające się w przedziale od 3,58 do 6,55 mg⋅kg-1 s.m. stwierdzono w biomasie owsa. Wszystkie rośliny testowe nawoŜone osadami ściekowymi z dodatkiem CaO zawierały więcej molibdenu niŜ po zastosowaniu mieszanin osadowo-popiołowych, ale istotność róŜnic pomiędzy średnimi potwierdzono statystycznie tylko dla kukurydzy i słonecznika uprawianych w I roku po zastosowaniu nawoŜenia. Rośliny uprawiane na mieszaninach osadów z CaO i z popiołem z węgla brunatnego najczęściej zawierały nieco więcej molibdenu, w porównaniu do jego ilości w roślinach nawoŜonych samymi osadami. Analizując średnie zawartości molibdenu w roślinach testowych zbieranych z obiektów nawoŜonych mieszaninami osadów ściekowych z CaO i popiołem z węgla brunatnego w róŜnych proporcjach wagowych najczęściej stwierdzono niewielkie zwiększenie zawartości tego pierwiastka przy zwięk-szeniu udziału zastosowanego dodatku, jednak róŜnice pomiędzy uzyskanymi średnimi były istotne tylko w przypadku owsa. Rośliny testowe uprawiane w kolejnych latach badań na obiektach nawoŜonych osadami z dodatkiem CaO i popiołu w proporcji 2 : 1 zawierały średnio o 11,6% w I, o 22,7% w II i o 9,9% w III roku więcej molibdenu niŜ rośliny nawoŜone mieszaninami w proporcji 2 : 1. Słonecznik i owies zbierane z obiektów nawoŜonych mieszaninami osadów z Siedlec zawierały najczęściej nieco więcej molibdenu niŜ po zastosowaniu mieszanin osadów z Łukowa, natomiast przypadku kukurydzy zaleŜności te były odwrotne.

Przeprowadzone badania oraz dane podawane w literaturze [KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1999; KALEMBASA, WYSOKIŃSKI 2002] wskazują na ograniczenie pobierania boru i zmniejszenie jego ilości w roślinach pod wpływem wprowadzania do gleby duŜych ilości wapnia. Na tle wpływu nawoŜenia mieszaninami osadów z CaO na zawartość boru w roślinach znacznie korzystniej wypadło zastosowanie mieszanin osadowo-popiołowych, z którymi wprowadzono do gleby znacznie mniejsze ilości wapnia. Kukurydza, owies i słonecznik uprawiane na tych obiektach nawozowych zawierały wówczas więcej boru niŜ po wprowadzeniu mieszanin z CaO. Dodatek CaO do osadów zwiększył zawartość molibdenu w roślinach nawoŜonych tak otrzymanymi mieszaninami w większym stopniu niŜ dodatek popiołu z węgla brunatnego. Uzyskane wyniki naleŜy łączyć z wpływem zastosowanych mieszanin na odczyn gleby, poniewaŜ zawartość molibdenu w roślinach zwiększa się wraz z wartością jej pH, co jest związane ze zwiększoną rozpuszczalnością związków tego pierwiastka [KABATA -PENDIAS, PENDIAS

1999; STANISŁAWSKA-GLUBIAK , SIENKIEWICZ 2004].


7

Wnioski 1. Rośliny testowe nawoŜone osadami ściekowymi z dodatkiem tlenku wapnia

zawierały mniej boru oraz więcej molibdenu niŜ rośliny nawoŜone tymi ma-teriałami z dodatkiem popiołu z węgla brunatnego.

2. Zwiększenie ilości dodanego tlenku wapnia i popiołu z węgla brunatnego do osadów ściekowych zmniejszało zawartość boru i zwiększało ilość molibdenu w roślinach testowych nawoŜonych tymi mieszaninami.

3. Niewielkie róŜnice w zawartości boru i molibdenu w roślinach testowych nawoŜonych mieszaninami osadów ściekowych z Siedlec (po metanowej fermentacji) i Łukowa (stabilizowanych w warunkach tlenowych) najczęściej były statystycznie nieistotne.

Literatura CZEKAŁA J. 1999. Osady ściekowe źródłem materii organicznej i składników pokarmo-wych. Fol. Univ. Agric. Stetin. 200, Agricultura 77: 33-38.

CHANG A.C., DIAZ J.L. 1994. Rational use of sewage sludge and other city waste material in agriculture. Proc. Of 15th World Congress of Soil Science. Acapulco: 427-429.

GORLACH E., M AZUR T. 2002. Chemia rolna. PWN Warszawa: 348 ss.

GRZYŚ E. 2004. Rola i znaczenie mikroelementów w Ŝywieniu roślin. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 502: 89-99.

HANEKLAUS S., HARMS H., KLASA A., NOWAK G. A., SCHUNG E., WIERZBOWSKA J. 1996. Zawartość kobaltu, molibdenu, tytanu, cyrkonu i wanadu w osadach pościekowych oraz glebach w warunkach rolniczej ich utylizacji. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 434: 819-824.

KABATA -PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN Wa-wa: 399 ss.

KALEMBASA S. 1992. Osady ściekowe z oczyszczalni ścieków w Siedlcach, Sokołowie Podlaskim i Łukowie - potencjalne źródło składników pokarmowych roślin. Zesz. Nauk. WSR-P w Siedlcach, Rolnictwo 31: 169-177.

RUSZKOWSKA M., WOJCIESKA -WYKUPAJTYS U. 1996. Fizjologiczne i biochemiczne funkcje miedzi i molibdenu w roślinach. Zesz. Nauk. Komitetu „Człowiek i Środowisko” 14: 104-110.

STANISŁAWSKA -GLUBIAK E., SIENKIEWICZ U. 2004. Reakcja odmian jęczmienia jarego na kwaśny odczyn gleby oraz wapnowanie i nawoŜenie molibdenem. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 502: 349-356.

SZULC W., RUTKOWSKA B., ŁABĘTOWICZ J. 2004. Bilans mikroelementów w zmianowaniu w trwałym doświadczeniu nawozowym. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 502: 363-369.

USTAWA 2001. O odpadach z dnia 27 kwietnia 2001 roku. Dz. U. Nr 62, poz. 628.

WYSOKIŃSKI A., KALEMBASA S., SYMANOWICZ B. 2008. Wpływ sposobu alkalizacji i kom-postowania osadów ściekowych na zawartość boru i molibdenu w roślinach. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 526: 487-495. Słowa kluczowe: osady ściekowe, tlenek wapnia, popiół z węgla brunatnego, bor,


8

molibden Streszczenie

W doświadczeniu wazonowym określono wpływ nawoŜenia świeŜymi mie-szaninami osadów ściekowych z Siedlec (po metanowej fermentacji) i Łukowa (stabilizowanych w warunkach tlenowych) z tlenkiem wapnia i popiołem z węgla brunatnego w proporcjach suchej masy 6 : 1, 4 : 1, 3 : 1 i 2 : 1 na zawartość boru i molibdenu w roślinach testowych (kukurydzy, owsie i słoneczniku). Rośliny testowe nawoŜone mieszaninami osadowo-popiołowymi zawierały więcej boru, a mniej molibdenu niŜ po zastosowaniu osadów z dodatkiem tlenku wapnia. Zwiększenie ilości dodawanego tlenku wapnia i popiołu do osadów ściekowych zwiększyło zawartość molibdenu, zmniejszając ilość boru w roślinach nawoŜonych tak sporządzonymi mieszaninami. Zawartość oznaczanych pierwiastków w roślinach testowych najczęściej nie była uzaleŜniona od rodzaju (miejsca pochodzenia) osadu ściekowego wykorzystanego w przeprowadzonym eksperymencie. THE INFLUNCE OF THE ADDITION OF DIFFERENT QUANTITIES OF CALCIUM OXIDE AND ASH FROM BROWN COAL TO THE WASTE ACTIVATED SLUDGES ON THE CONTENT OF BORON AND MOLYBDENUM IN THE TESTED PLANTS Stanisław Kalembasa, Andrzej Wysokiński Department of Soil Science and Plant Nutrition, University of Podlasie, Siedlce Key words: waste activated sludge, calcium oxide, ash from brown coal, boron,

molybdenum Summary

In a pot experiment the influence of fertilization with fresh waste activated sludges from Siedlce (after methane fermentation) and Łuków (stabilized in oxygenic conditions) with the addition of calcium oxide and ash from brown coal in the proportions of dry mass 6 : 1; 4 : 1; 3 : 1 and 2 : 1 on the content of boron and molybdenum in the tested plants was investigated. All tested plants fertilized with mixtures of waste activated sludges with ash contained more boron and less molybdenum than after the use of waste with the addition of calcium oxide. The increment of the quantity of added calcium oxide and ash from brown coal to waste activated sludges increased the content of molybdenum and decreased the content of boron in plants fertilized with thus prepared mixtures. The content of both marked chemical elements in the tested plants most often did not dependent on the type of waste activated sludges used in the experiment. Prof. zw. dr hab. Stanisław Kalembasa Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej Akademia Podlaska ul. Prusa 14 08-110 SIEDLCE e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 197-207 WPŁYW KOMPOSTÓW Z KOMUNALNEGO OSADU ŚCIEKOWEGO NA ZAWARTO ŚĆ WAPNIA, MAGNEZU I SIARKI W NASIONACH RZEPAKU JAREGO, ZIARNIE PSZENśYTA JAREGO I OWSA Edward Krzywy, Józefa Krzywy, Ewa Krzywy-Gawrońska Katedra Chemii Środowiska, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Rozwój cywilizacji wiąŜe się z powstawaniem coraz to większych ilości od-padów, w tym takŜe ścieków komunalnych. Ścieki komunalne są poddawane procesowi oczyszczania. W rezultacie tego procesu otrzymuje się wody pościekowe, które moŜna odprowadzać do zbiorników lub cieków wodnych oraz osady. Dotychczas jeszcze nie ma uniwersalnych metod zagospodarowania lub utylizacji komunalnych osadów ściekowych. Wytyczne Unii Europejskiej wskazują, Ŝe około 38% komunalnych osadów ściekowych powinno się zutylizować na drodze spalania, a około 40% naleŜy przeznaczyć do zagospodarowania przyrodniczego, w tym teŜ rolniczego.

Komunalne osady ściekowe posiadają duŜo substancji organicznej oraz nie-których składników pokarmowych dla roślin. Mogą być uŜyte do celów nawozowych. Wartość nawozowa komunalnych osadów ściekowych została pozytywnie oceniona w wielu opracowaniach naukowych [BARAN 1999; CZEKAŁA 1999; KRZYWY i in. 2000, 2002, 2006; MAĆKOWIAK 2000; SIUTA, WASIAK 2001; CZYśYK i in. 2002; WOŁOSZYK 2003; BARAN i in. 2006; JAKUBUS 2006; KACZOR i in. 2006; WIECZOREK, GAMBUŚ 2006]. Badania KRZYWEGO i in. [2000, 2002] oraz MAĆKOWIAKA [2000] wskazują, Ŝe istnieje duŜa zmienność składu chemicznego komunalnych osadów ściekowych, w tym takŜe zawartość metali cięŜkich. Mogą one takŜe zawierać drobnoustroje chorobotwórcze i pasoŜyty.

Komunalne osady ściekowe przed wprowadzeniem do gleb powinny być poddane procesowi stabilizacji i higienizacji w celu zmniejszenia zawartości metali cięŜkich oraz eliminacji drobnoustrojów chorobotwórczych i pasoŜytów. Jedną z najczęściej stosowanych metod stabilizacji i higienizacji komunalnych osadów ściekowych jest ich kompostowanie.

Przeprowadzone badania miały na celu określenie oddziaływania kompostów z komunalnego osadu ściekowego do którego dodawano róŜne komponenty, na zawartość wapnia, magnezu i siarki w roślinach (rzepak jary, pszenŜyto jare i owies) w pierwszym roku po zastosowaniu i w latach następnych. Materiał i metody badań

Realizując cel badań w latach 2001-2003 przeprowadzono doświadczenie wegetacyjno-wazonowe na glebie czwartego kompleksu przydatności rolniczej (Ŝytni

E. Krzywy, J. Krzywy, E. Krzywy-Gawrońska

198

bardzo dobry). Glebę pod względem granulometrycznym zaliczano do piasku gliniastego.

UŜyta do badań gleba miała odczyn lekko kwaśny (pHKCl 6,0). Zawartość form przyswajalnych dla roślin fosforu (64,5 mg⋅kg-1), potasu (123,0 mg⋅kg-1) i magnezu (48,4 mg⋅kg-1) była średnia, a siarki (4,12 mg⋅kg-1) niska. Tabela 1; Table 1 Skład rzeczowy i chemiczny kompostów po 8 miesiącach rozkładu uŜytych w doświadczeniu Chemical characterization of composts after 8 months of decomposition

Rodzaj oznaczenia; Kind of analysis

Rodzaj kompostów*; Type of composts*

1*

2*

3*

4*

5*

6*

7*

Sucha masa; Dry matter (%)

15,1

18,7

18,6

18,7

18,9

18,4

18,8

pH

7,60

7,70

7,40

7,40

7,50

7,20

7,50

C org.; Organic C (g⋅kg-1 s.m.; DM)

32,6

35,5

37,1

34,5

31,0

31,5

30,8

N ogólny; Total N (g⋅kg-1 s.m.; DM)

36,8

36,4

33,8

37,7

36,7

36,0

35,5

C : N

8,85

9,75

10,97

9,15

8,45

8,72

8,68

P ogólny; Total P (g⋅kg-1 s.m.; DM)

25,4

23,4

21,4

22,4

22,2

22,9

21,7

K ogólny; Total K (g⋅kg-1 s.m.; DM)

6,10

6,40

6,50

6,80

6,70

6,80

7,20

Ca ogólny; Total Ca (g⋅kg-1 s.m.; DM)

4,40

3,90

3,80

4,00

4,20

4,10

4,90

Mg ogólny; Total Mg (g⋅kg-1 s.m.; DM)

26,8

26,5

25,5

25,2

25,2

24,9

25,6

S ogólna; Total S (g⋅kg-1 s.m.; DM)

5,60

5,50

5,30

5,30

5,30

5,00

5,00

Cd ogólny; Total Cd (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

1,82

1,55

1,72

1,68

1,68

1,68

1,82

Cu ogólna; Total Cu (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

124

119

126

128

120

121

120

Mn ogólny; Total Mn (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

266

249

239

240

259

249

251

Ni ogólny; Total Ni (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

34,5

34,7

33,8

33,4

34,8

33,7

35,4

Pb ogólny; Total Pb (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

45,6

40,9

42,6

43,3

42,3

45,4

44,4

Zn ogólny; Total Zn (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

780

784

754

748

792

770

753

* Objaśnienie składu rzeczowego kompostów w przeliczeniu na sucha masę (cyfry 1-7): kompost 1 -

100% komunalnego osadu ściekowego, kompost 2 - komunalny osad ściekowy (70%) i odpady zieleni miejskiej (30%), kompost 3 - komunalny osad ściekowy (70%) i słoma Ŝytnia (30%), kompost 4 - komunalny osad ściekowy (70%), odpady zieleni miejskiej (15%) i słoma Ŝytnia (15%), kompost 5 - komunalny osad ściekowy (70%) odpady zieleni miejskiej (20%) i popiół z węgla kamiennego (10%), kompost 6 - komunalny osad ściekowy (70%), słoma Ŝytnia (20%) i popiół z węgla kamiennego (10%), kompost 7 - komunalny osad ściekowy (70%) odpady zieleni miejskiej (10%), słoma Ŝytnia (10%), popiół z węgla kamiennego (10%).

* Types of composts (numbers 1-7): compost 1 - 100% of municipal sewage sludge, compost 2 -

municipal sewage sludge (70%) and city green waste (30%), compost - municipal sewage sludge (70%) and rye straw (30%), compost 4 - municipal sewage sludge (70%), city green waste (15%) and rye straw (15%), compost 5 - municipal sewage sludge (70%), city green waste (20%) and hard coal ash (10%), compost 6 - municipal sewage sludge (70%), rye straw (20%), and hard coal ash (10%), compost 7 - municipal sewage sludge (70%), city green waste (10%), rye straw (10%) and hard coal ash (10%). W tabeli 1 przedstawiono skład chemiczny kompostów po 8 miesięcznym okresie

rozkładu oraz ich skład rzeczowy w % suchej masy. Dane zawarte w tabeli 1 wskazują, Ŝe uŜyte do doświadczenia komposty zawierały wyraźnie więcej azotu i fosforu w stosunku do potasu. Zawartość niektórych metali cięŜkich (Cd, Cu, Mn, Ni, Pb i Zn) w kompostach nie przekraczała dopuszczalnych norm zawartych w Rozporządzeniu Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi (Dz.U. 04. 236. 2369).

WPŁYW KOMPOSTÓW Z KOMUNALNEGO OSADU ŚCIEKOWEGO ...

199

Pobraną do badań glebę przesiano przez sito o średnicy oczek 5 mm, w celu usunięcia większych zanieczyszczeń. Przesianą glebę w ilości po 9,0 kg przeniesiono do wazonów. KaŜdy wariant doświadczenia prowadzono w czterech powtórzeniach (cztery wazony).

W schemacie badań uŜyto trzy dawki kompostów odpowiadające 100, 200 i 300 kg N⋅ha-1, to jest 0,63, 0,99 i 1,26 g N⋅wazon.

Do wypełnionych glebą wazonów wiosną 2001 r. wprowadzono odpowiednie dawki kompostów i wymieszano je z glebą do głębokości 10-12 cm. Ze względu na małą zawartość potasu w kompostach (tab. 1) w 2001 r. do gleby dodatkowo wprowadzono wodny roztwór soli potasowej 60%, w takich ilościach, aŜeby w kaŜdym wariancie nawozowym doświadczenia stosunek N : K, wyniósł 1,0 : 086. Roztwór wodny soli potasowej wprowadzono na powierzchnię gleby w wazonach i wymieszano do głębokości 5-6 cm. Na tak przygotowaną glebę wysiano po 10 nasion na wazon rzepaku jarego odmiany Licosmos. Nasiona przykryto 1-2 cm warstwą piasku kwarcowego. Wazony ustawiono pod daszkiem foliowym i utrzymano wilgotność w glebie przez cały okres prowadzenia wegetacji na poziomie 60% pełnej pojemności wodnej. Glebę zraszano wodą redestylowaną. Po wykiełkowaniu roślin dokonano selekcji pozostawiając po 5 roślin najlepiej rozwiniętych. W momencie dojrzałości produkcyjnej rośliny zebrano, oznaczono wielkość plonu oraz pobrano próbki do badań chemicznych. Próbki roślin z czterech powtórzeń dla danego wariantu nawozowego wymieszano, następnie pobrano próbkę średnią. Analizę chemiczną pobranej próbki średniej wykonano w dwóch powtórzeniach według metod podanych przez OSTROWSKĄ i in. [1991].

W drugim roku badań (2002) wiosną glebę z kaŜdego wazonu wysypano na folię, wymieszano i z powrotem umieszczono w wazonie. Wazony umieszczono pod daszkiem foliowym. Do gleby we wszystkich wariantach doświadczenia wprowadzono jednakową dawkę roztworów wodnych mocznika, superfosfatu potrójnego i soli potasowej 60%. Dawki w przeliczeniu na czysty składnik wyniosły 0,475 g N⋅wazon, 0,137 g P⋅wazon, 0,315 g K⋅wazon. Dawki te odpowiadały 150 kg N⋅ha, 43,6 P⋅ ha i 100 kg K⋅ha-1. Dawkę azotu podzielono na dwie części, 50% stosowano przed siewem pszenŜyta jarego i 50% w okresie strzelania w źdźbło. Glebę z zastosowanymi nawozami przed siewem rośliny testowej wymieszano do głębokości 5-6 cm, a następnie wysiano po 20 ziaren na wazon pszenŜyta jarego odmiany Wanad. Po wykiełkowaniu roślin dokonano selekcji pozostawiając 10 najlepiej rozwiniętych roślin. Po zbiorach rośliny testowej pobrano według takiej samej metodyki próbki ziarna pszenŜyta jarego do badań chemicznych.

W trzecim roku badań (2003) przyjęto taki sam tok postępowania jak w 2002 r. zmieniając roślinę testową na owies odmiany Polar i obniŜając dawki czystego składnika azotu do 100 kg N⋅ha-1, (0,316 g N⋅wazon), fosforu do 35 kg⋅ha-1 (0,109 g P⋅wazon) i potasu do 83 kg⋅ha-1 (0,262 g K⋅wazon).

Omówienie wyników

Uzyskane rezultaty badań przedstawiono w tabelach 2, 3 i 4. W tabeli 2 przedstawiono zawartość wapnia, w tabeli 3 zawartość magnezu, a tabeli 4 zawartość siarki w badanych roślinach. Komposty z komunalnego osadu ściekowego w pierwszym roku badań (2001 r.) w niewielkim stopniu zwiększyły zawartość wapnia w nasionach rzepaku jarego w porównaniu z wariantem kontrolnym. RóŜnice w działaniu


200

poszczególnych kompostów na zawartość wapnia w nasionach rzepaku jarego mieściły się w granicach błędu doświadczalnego. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego w niewielkim stopniu powodowało wzrost zawartości wapnia w nasionach testowej rośliny.

W drugim i trzecim roku po zastosowaniu kompostów z komunalnego osadu ściekowego zawartość wapnia w ziarnie pszenŜyta jarego (2002 r.) i owsa (2003 r.) w niewielkim stopniu uległa zwiększeniu w porównaniu z wariantem kontrolnym. RóŜnice w działaniu poszczególnych kompostów na zawartość wapnia w ziarnie pszenŜyta jarego i owsa były niewielkie i mieściły się w granicach błędu doświadczalnego. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie miało wpływu na zróŜnicowanie zawartości wapnia w ziarnie testowanych roślin (tab. 2).

Badane komposty w pierwszym roku (2001) prowadzenia doświadczenia zwiększyły zawartość magnezu w nasionach rzepaku jarego w porównaniu z wariantem kontrolnym. Najwięcej magnezu zawierały nasiona rzepaku jarego zebrane z wariantu, w którym stosowano kompost z komunalnego osadu ściekowego bez dodatku komponentów. Związane to jest z duŜą zawartością tego pierwiastka w tym kompoście (tab. 1). RóŜnice w działaniu poszczególnych rodzajów kompostów były niewielkie i mieściły się w granicach błędu doświadczalnego. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego z pierwszego poziomu do drugiego, a następnie do trzeciego wpłynęło na wzrost koncentracji magnezu w nasionach rzepaku jarego.

Zawartość magnezu w ziarnie pszenŜyta jarego (drugi rok po zastosowaniu kompostów) zebranego z poszczególnych wariantów doświadczenia (wliczając w to takŜe wariant kontrolny) róŜniła się w niewielkim stopniu. Zwiększenie dawek kompostów nie miało wpływu na kształtowanie zawartości magnezu w ziarnie testowanej rośliny.

W trzecim roku po zastosowaniu kompostów z komunalnego osadu ściekowego (2003 r.) zawartość magnezu w ziarnie owsa we wszystkich wariantach doświadczenia niewiele się róŜniła. Zwiększenie dawek kompostów nie miało wpływu na wzrost zawartości magnezu w ziarnie owsa (tab. 3).

Komposty z komunalnego osadu ściekowego w pierwszym roku po zastosowaniu (2001 r.) wyraźnie wpłynęły na zwiększenie zawartości siarki w nasionach rzepaku jarego. Średnio najwięcej siarki zawierały nasiona rzepaku jarego zebrane z wariantów, w których stosowano komposty z komunalnego osadu ściekowego z 10% dodatkiem popiołu z węgla kamiennego. Powiększenie dawek kompostów nie miało wpływu na wzrost zawartości siarki w nasionach rzepaku jarego.

W drugim i trzecim roku prowadzenia doświadczenia zawartość siarki w ziarnie pszenŜyta jarego (2002 r.) i owsa (2003 r.) w niewielkim stopniu uległa zwiększeniu w porównaniu z wariantem kontrolnym. RóŜnice w działaniu poszczególnych kompostów na zawartość siarki w ziarnie pszenŜyta jarego i owsa były niewielkie i mieściły się w granicach błędu doświadczalnego.

Tabela 2, 3, 4 na końcu art.


201

Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie miało wpływu w drugim i w trzecim roku prowadzenia badań na zawartość siarki w ziarnie pszenŜyta jarego i owsa (tab. 4).

Wprowadzone do komunalnego osadu ściekowego dodatki w postaci słomy Ŝytniej, odpadów zieleni miejskiej oraz popiołu z węgla kamiennego nie miały większego wpływu na kształtowanie w kompostach zawartości wapnia, magnezu i siarki.

Reasumując moŜna stwierdzić, Ŝe komposty z komunalnego osadu ściekowego w pierwszym roku wpłynęły na zwiększenie zawartości wapnia, magnezu i siarki w testowanych roślinach, w porównaniu z wariantem kontrolnym. W latach następnych ich działanie w niewielkim stopniu róŜniło się od rezultatów uzyskanych na wariancie kontrolnym. Wnioski 1. UŜyte do badań komposty z komunalnego osadu ściekowego charakteryzowały

się duŜą zawartością azotu i fosforu a małą potasu. Zawartość metali cięŜkich w tych kompostach odpowiadała normom dla nawozów organicznych.

2. Komposty z komunalnego osadu ściekowego w pierwszym roku po zastosowaniu wpływały na zwiększenie zawartości wapnia, magnezu i siarki w nasionach rzepaku jarego, ziarna pszenŜyta jarego i owsa.

3. W drugim i w trzecim roku po zastosowaniu kompostów z komunalnego osadu ściekowego zawartość wapnia, magnezu i siarki w testowanych roślinach w niewielkim stopniu róŜniła się od rezultatów uzyskanych na tle wariantu kontrolnego.

4. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie miało wpływu na kształtowanie zawartości wapnia i siarki w testowanych roślinach. Zawartość magnezu nieznacznie zwiększyła się.

5. Wprowadzone komponenty do kompostów z komunalnego osadu ściekowego (słoma Ŝytnia, odpady z zieleni miejskiej, popiół z węgla kamiennego) nie miały większego wpływu na kształtowanie zawartości wapnia, magnezu i siarki w badanych roślinach.

Literatura BARAN S., TURSKI R. 1999. Wybrane zagadnienie z utylizacji i unieszkodliwiania osadów. Wydawn. AR Lublin: 247-280.

BARAN S., śUKOWSKA G., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A. 2006. Zmiany zawartości metali cięŜkich w osadzie ściekowym kompostowanym z popiołem z węgla kamiennego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 39-46.

CZEKAŁA J. 1999. Osady ściekowe źródłem materii organicznej i składników pokar-mowych. Fol. Univ. Stetinensis 200, Agricultura 77: 33-38.

CZYśYK F., KOZDRAŚ M., SIERADZKI T. 2002. Wartość nawozowa kompostów z osadów ściekowych i słomy. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 484: 117-124.

JAKUBUS M. 2006. Wpływ wieloletniego stosowania osadu pościekowego na zmiany wybranych właściwości chemicznych gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 209-220.


202

KACZOR A., KOWALSKI G., BRODOWSKA M.S. 2006. Zawartość i pobranie mikroskładni-ków przez rzepak jary w warunkach stosowania komunalnego osadu ściekowego i wapna poflotacyjnego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 239-246.

KRZYWY E., WOŁOSZYK CZ., IśEWSKA A. 2000. Wartość nawozowa komunalnych osadów ściekowych. Oddział Szczeciński PTIE: 5-58.

KRZYWY E., WOŁOSZYK CZ., IśEWSKA A. 2002. Produkcja i rolnicze wykorzystanie kom-postów z osadu ściekowego z dodatkiem róŜnych komponentów. Oddział Szczeciński PTIE: 39 ss.

KRZYWY E., KRZYWY J., KRZYWY -GAWROŃSKA E., BUJNICKA M. 2006. Wpływ kompostów z komunalnego osadu ściekowego i wycierki ziemniaczanej, słomy i trocin na pobranie makroskładników i mikroskładników przez nasiona rzepaki jarego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 391-402.

M AĆKOWIAK CZ. 2000. Wpływ nawoŜenia osadem na jakość i plonowanie roślin upra-wnych, w: Charakterystyka i zagospodarowanie osadów ściekowych. Ogólnop. Konf. Nauk-Tech Tom II, 10-13 IX, Gdańsk: 43-51.

SIUTA J., WASIAK G. 2001. Zasady wykorzystania osadów ściekowych na cele nieprze-mysłowe (przyrodnicze). PTIE Warszawa 3: 13-42.

OSTROWSKA A., GAWLI ŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin. Wydawn. IOŚ Warszawa: 334 ss.

WIECZOREK J., GAMBU Ś F. 2006. Porównanie następczego działania obornika i osadów ściekowych na plonowanie i skład chemiczny gorczycy w doświadczeniu lizymetrycz-nym. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 627-636.

WOŁOSZYK CZ. 2003. Agrochemiczna ocena nawoŜenia kompostami z komunalnych osadów ściekowych i odpadami przemysłowymi. Wydawn. AR w Szczecinie. Rozprawy 217: 120 ss. Słowa kluczowe: komunalny osad ściekowy, kompost, zawartość w roślinach

wapnia, magnezu i siarki Streszczenie

Doświadczenie wegetacyjno-wazonowe przeprowadzono w hali wegetacyjnej Akademii Rolniczej w Szczecinie w latach 2001-2003 na glebie kompleksu przy-datności rolniczej IVa (Ŝytni bardzo dobry). Glebę tę pod względem granulo-metrycznym zaliczano do kategorii piasku gliniastego.

W doświadczeniu uŜyto kompostów z komunalnego osadu ściekowego po 8 miesięcznym okresie rozkładu. Komposty zawierały wyraźnie więcej azotu i fosforu w stosunku do potasu. Zawartość metali cięŜkich (Cd, Cu, Mn, Ni, Pb i Zn) w kompostach nie przekraczało norm wg Rozporządzenia Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi (Dz.U. 04.236.2369) dotyczących nawozów organicznych.

W schemacie badań uŜyto trzy dawki kompostów odpowiadające 100, 200 i 300 kg N⋅ha-1, to jest 0,63, 0,99 i 1,26 g N⋅wazon. Komposty do gleby wprowadzono w 2001 roku pod rzepak jary odmiany Licosmos. Ze względu na małą dawkę potasu wprowadzoną z kompostami do gleby, zastosowano dodatkowo roztwór wodny soli potasowej 60% w takiej ilości, aŜeby stosunek N : K wyniósł w kaŜdym wariancie doświadczenia 1,0 : 0,86. W drugim roku nadań (2002) do kaŜdego wariantu wprowadzono roztwory wodne mocznika, superfosfatu potrójnego i soli potasowej w


203

dawkach 0,475 g N na wazon, 0,137 g P na wazon i 0,315 g K na wazon. Dawki te odpowiadały 150 kg N⋅ha-1, 43,6 g P⋅ha-1 i 100 kg K⋅ha-1. Roślina testową było pszenŜyto jare odmiany Wanad. W trzecim roku badań (2003) do kaŜdego wazonu wprowadzono roztwory wodne mocznika, superfosfatu potrójnego i soli potasowej 60% w dawkach 0,316 g N na wazon, 0,109 g P na wazon i 0,262 g K na wazon. Dawki te odpowiadały 100 kg N⋅ha-1, 35 kg P⋅ha-1 i 83 kg K⋅ha-1. Rośliną testową był owies odmiany Polar.

Uzyskane rezultaty wskazują, Ŝe wprowadzone do gleby komposty z komu-nalnego osadu ściekowego w pierwszym roku prowadzenia doświadczenia wpłynęły na zwiększenie zawartości wapnia, magnezu i siarki w nasionach rzepaku jarego w porównaniu z wariantem kontrolnym. W latach następnych komposty z komunalnego osadu ściekowego miały niewielki wpływ na zwiększenie zawartości wapnia, magnezu i siarki w testowych roślinach. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie miało wpływu na kształtowanie zawartości wapnia i siarki w badanych roślinach. Zawartość magnezu nieznacznie zwiększyła się. Wprowadzone do komunalnego osadu ściekowego komponenty (słoma, odpady zieleni miejskiej, popiół z węgla kamiennego) nie miały większego wpływu na kształtowanie zawartości wapnia, magnezu i siarki w ziarnie pszenŜyta jarego i owsa, ziarnie pszenŜyta jarego i owsa. EFFECT OF MUNICIPAL SEWAGE SLUDGE COMPOST ON THE CONTENT OF CALCIUM, MAGNESIUM AND SULPHUR IN THE SPRING RAPE SEEDS, SPRING TRITICALE AND OAT GRAIN Edward Krzywy, Józefa Krzywy, Ewa Krzywy-Gawrońska Department of Environmental Chemistry, Agricultural University, Szczecin Key words: municipal sewage sludge, compost, content of calcium, magnesium and

sulphur in the plants Summary

The vegetative-potted experiment was performed in the vegetation hall of Agricultural University in Szczecin in the years 2001-2003 on the loamy sand soil of IVa complex (very good rye complex).

Municipal sewage sludge composts decomposed for 8 months in relation to potassium. The content of heavy metals (Cd, Cu, Mn, Ni, Pb and Zn) in composts did not exceed the Regulation of the Secretary of State in the Ministry of Agriculture and Rural Development (Dz.U. 04.236.2369) concerning organic fertilizers.

The experimental scheme included 3 doses of composts corresponding to 100, 200 and 300 kg N⋅ha-1, that is 0.63, 0.99 and 1.26 g N per pot. Composts were introduced into the soil in 2001 under the spring rape of cv. Licosmos. Due to a small dose of potassium introduced into soil together with composts, an aqueous solution of 60% potassium salt was additionally added in such amount that the N : K ratio in each experimental variant amounted to 1.0 : 0.86. In the second year of the experiment (2002) each variant was supplemented with the aqueous solutions of urea, ternary superphosphate and potassium salt in the doses 0. 475 g N per pot, 0.137 g P per pot and 0.315 g K per pot. Those doses corresponded to 150 kg N⋅ha-1, 43.6 kg P⋅ha-1, 100 kg K⋅ha-1. The test plant was spring triticale of cv. Wanad. In the third year of the experiment (2003) the aqueous solutions of urea, ternary superphosphate and potassium


204

salt 60% were added to each pot in the doses of 0.316 g N per pot, 0.109 g P per pot and 0.262 g K per pot. These doses corresponded to 100 kg N⋅ha-1, 35 kg P⋅ha-1 and 83 kg K⋅ha-1. The test plant was oat of Polar cultivar.

The obtained results show that the municipal sewage sludge composts introduced into the soil in the first year of the experiment caused the increase of the calcium, magnesium and sulphur content in the spring rape seeds as compared with the control variant. In the successive years the municipal sewage sludge composts showed a slight effect on the increase of the calcium, magnesium and sulphur content in the test plants. Increasing the doses of the municipal sewage sludge compost did not affect the shaping of the content of calcium and sulphur in the investigated plants. The content of magnesium slightly increased. Other components (straw, city green waste and hard coal ash) added to the municipal sewage sludge composts did not show any significant influence on the shaping of calcium, magnesium and sulphur content in the grain of spring triticale and oat. Prof. dr hab. Edward Krzywy Katedra Chemii Środowiska Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-434 SZCZECIN

Tabela 2; Table 2 Wpływ kompostu z komunalnego osadu ściekowego na zawartość wapnia w nasionach rzepaku jarego, pszenŜyta jarego i owsa (dane w g Ca⋅kg-1 s.m. rośliny testowej) Influence of municipal sewage sludge composts on the content of calcium in the seeds of spring rape, spring triticale and oat (date in Ca⋅kg-1 DM of tested plant)

Warianty nawozowe Fertilization variants

2001 rzepak jary; spring rape

2002 pszenŜyto jare; spring triticale

2003 owies, oat

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

Kompost 1* Compost 1

5,10

5,20

5,20

5,20

1,07

1,00

1,06

1,04

1,07

1,12

1,06

1,08

Kompost 2 Compost 2

5,0

5,20

5,40

5,20

1,08

1,05

1,00

1,04

1,08

1,08

1,04

1,07

Kompost 3 Compost 3

5,10

5,30

5,50

5,30

1,00

1,03

1,07

1,03

1,06

1,09

1,04

1,06

Kompost 4 Compost 4

5,0

5,20

5,40

5,20

1,02

1,00

1,07

1,03

1,08

1,08

1,04

1,07

Kompost 5 Compost 5

5,0

5,30

5,60

5,30

1,04

1,00

1,08

1,04

1,06

1,06

1,05

1,06

Kompost 6 Compost 6

5,10

5,20

5,20

5,20

1,00

1,03

1,01

1,01

1,03

1,08

1,05

1,05

Kompost 7 Compost 7

5,20

5,30

5,30

5,30

1,03

1,01

0,99

1,01

1,05

1,09

1,07

1,07

Kontrola; Control

4,90

0,90

1,02

Średnia; Mean

5,10

5,20

5,40

5,20

13,0

1,02

1,04

1,03

1,06

1,09

1,05

1,07

* objaśnienia składu rzeczowego kompostów podano pod tabelą 1; composition of composts as in Table 1

Tabela 3; Table 3 Wpływ kompostu z komunalnego osadu ściekowego na zawartość magnezu w nasionach rzepaku jarego, pszenŜyta jarego i owsa (dane w g Mg⋅kg-1 s.m. rośliny testowej) Influence of municipal sewage sludge composts on the content of magnesium in the seeds of spring rape, spring triticale and oat (date in Mg⋅kg-1 DM of tested plant)

Warianty nawozowe

Fertilization variants

2001

rzepak jary; spring rape

2002

pszenŜyto jare; spring triticale

2003

owies; oat

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

Kompost 1* Compost 1*

2,90

3,05

3,15

3,03

1,12

1,15

1,14

1,14

1,02

1,00

1,06

1,03

Kompost 2 Compost 2

2,80

2,90

3,20

2,96

1,15

1,10

1,15

1,13

1,00

1,06

1,06

1,04

Kompost 3 Compost 3

2,70

2,85

3,25

2,93

1,15

1,16

1,14

1,15

0,88

0,99

1,07

0,98

Kompost 4 Compost 4

2,80

2,90

3,15

2,95

1,15

1,15

1,14

1,15

0,88

0,86

0,90

0,88

Kompost 5 Compost 5

2,90

2,95

3,05

2,97

1,16

1,17

1,11

1,15

0,92

0,87

0,95

0,91

Kompost 6 Compost 6

2,85

2,90

3,15

2,97

1,15

1,16

1,16

1,16

0,90

0,90

0,90

0,90

Kompost 7 Compost 7

2,85

2,90

3,10

2,95

1,14

1,15

1,16

1,15

0,90

1,00

0,90

0,93

Kontrola; Control

2,50

1,12

0,90

Średnia; Mean

2,83

2,92

3,15

2,96

1,14

1,15

1,14

1,14

0,93

0,95

0,98

0,95


Tabela 4; Table 4 Wpływ kompostu z komunalnego osadu ściekowego na zawartość siarki w nasionach rzepaku jarego, pszenŜyta jarego i owsa (dane w g S⋅kg-1 s.m. rośliny testowej) Influence of municipal sewage sludge composts on the content of sulphur in the seeds of spring rape, spring triticale and oat (date in S⋅kg-1 DM of tested plant)


2001


2002


2003

owies; oat

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean


13,0

13,0

13,2

13,1

1,20

1,19

1,20

1,20

1,15

1,18

1,19

1,17

Kompost 2 Compost 2

13,1

13,0

13,2

13,1

1,20

1,18

1,20

1,19

1,10

1,13

1,14

1,12

Kompost 3 Compost 3

13,2

13,2

13,5

13,3

1,21

1,20

1,21

1,21

1,15

1,16

1,13

1,15

Kompost 4 Compost 4

13,1

13,3

13,4

13,3

1,20

1,21

1,21

1,21

1,15

1,15

1,14

1,15

Kompost 5 Compost 5

13,5

13,7

13,9

13,7

1,22

1,22

1,23

1,22

1,16

1,14

1,12

1,14

Kompost 6 Compost 6

13,4

13,5

13,9

13,6

1,23

1,22

1,21

1,22

1,17

1,13

1,13

1,14

Kompost 7 Compost 7

13,5

13,6

13,8

13,6

1,24

1,25

1,24

1,24

1,15

1,13

1,14

1,14

Kontrola; Control

11,0

1,15

1,09

Średnia; Mean

13,3

13,3

13,6

13,4

1,21

1,21

1,21

1,21

1,15

1,14

1,14

1,14


ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 209-218 ZAWARTO ŚĆ AZOTU, FOSFORU I POTASU W ROŚLINACH UPRAWIANYCH NA GLEBIE Z DODATKIEM KOMPOSTÓW Z KOMUNALNEGO OSADU ŚCIEKOWEGO Edward Krzywy, Ewa Krzywy-Gawrońska, Józefa Krzywy Katedra Chemii Środowiska Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Komunalne osady ściekowe posiadają duŜo substancji organicznej oraz nie-których składników pokarmowych dla roślin. Mogą być uŜyte do celów nawozowych. Wartość nawozowa komunalnych osadów ściekowych została pozytywnie oceniona w wielu opracowaniach naukowych [BARAN 1999; BARAN i in. 2006; CZEKAŁA 1999; MAĆKO-

WIAK 2000; SIUTA, WASIAK 2001; KRZYWY i in. 2000, 2002, 2006; CZYśYK i in. 2002; WO-

ŁOSZYK 2003; JAKUBUS 2006; KACZOR i in. 2006; WIECZOREK, GAMBUŚ 2006]. Badania KRZYWEGO in. [2000, 2002] oraz MAĆKOWIAKA [2000] wskazują, Ŝe istnieje duŜa zmienność składu chemicznego komunalnych osadów ściekowych, w tym takŜe metali cięŜkich. Mogą one takŜe zawierać drobnoustroje chorobotwórcze i pasoŜyty.

Komunalne osady ściekowe przed wprowadzeniem do gleb według obowią-zującego ustawodawstwa powinny być poddane procesowi stabilizacji i higienizacji w celu zmniejszenia zawartości metali cięŜkich oraz eliminacji drobnoustrojów chorobotwórczych i pasoŜytów. Jedną z najczęściej stosowanych metod stabilizacji i higienizacji komunalnych osadów ściekowych jest ich kompostowanie.

Przeprowadzone badania miały na celu określenie oddziaływania kompostów z komunalnego osadu ściekowego do którego dodawano róŜne komponenty, na zawartość azotu, fosforu i potasu w roślinach testowych (rzepak jary, pszenŜyto jare i owies) w pierwszym roku po zastosowaniu i w latach następnych. Zakres i metody badań

Realizując cel badań w latach 2001-2003 przeprowadzono doświadczenie wegetacyjno-wazonowe na glebie kompleksu przydatności rolniczej IVa (Ŝytni bardzo dobry). Glebę pod względem granulometrycznym zaliczano do piasku gliniastego.

UŜyta gleba do badań miała odczyn lekko kwaśny (pHKCl 6,0). Zawartość form przyswajalnych dla roślin fosforu (64,5 mg⋅kg-1), potasu (123,0 mg⋅kg-1) i magnezu (48,4 mg⋅kg-1) była średnia, a siarki (4,12 mg⋅kg-1) niska.

W tabeli 1 przedstawiono skład chemiczny kompostów po 8 miesięcznym okresie rozkładu oraz ich skład rzeczowy w % suchej masy.

Dane zawarte w tabeli 1 wskazują, Ŝe uŜyte do doświadczenia komposty zawierały wyraźnie więcej azotu i fosforu w stosunku do potasu. Zawartość niektórych metali cięŜkich (Cd, Cu, Mn, Ni, Pb i Zn) w kompostach nie przekraczała dopuszczalnych norm.

E. Krzywy, E. Krzywy-Gawrońska, J. Krzywy

210

Tabela 1; Table 1 Skład rzeczowy i chemiczny kompostów po 8 miesiącach rozkład uŜytych w doświadczeniu Chemical characterization of composts after 8 months of decomposition

Rodzaj oznaczenia Type of analysis

Rodzaj kompostów*; Type of composts*

1*

2*

3*

4*

5*

6*

7*

Sucha masa; Dry matter (%)

15,1

18,7

18,6

18,7

18,9

18,4

18,8

pH

7,60

7,70

7,40

7,40

7,50

7,20

7,50

C org.; Organic C (g⋅kg-1 s.m.; DM)

32,6

35,5

37,1

34,5

31,0

31,5

30,8

N ogólny; Total N (g⋅kg-1 s.m.; DM)

36,8

36,4

33,8

37,7

36,7

36,0

35,5

C : N

8,85

9,75

10,97

9,15

8,45

8,72

8,68

P ogólny: Total P (g⋅kg-1 s.m.; DM)

25,4

23,4

21,4

22,4

22,2

22,9

21,7

K ogólny; Total K (g⋅kg-1 s.m.; DM)

6,10

6,40

6,50

6,80

6,70

6,80

7,20

Ca og.; Total Ca (g⋅kg-1 s.m.; DM)

4,40

3,90

3,80

4,00

4,20

4,10

4,90

Mg og.; Total Mg (g⋅kg-1 s.m.; DM)

26,8

26,5

25,5

25,2

25,2

24,9

25,6

S og.; Total S (g⋅kg-1 s.m.; DM)

5,60

5,50

5,30

5,30

5,30

5,00

5,00

Cd og.; Total Cd (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

1,82

1,55

1,72

1,68

1,68

1,68

1,82

Cu ogólna; Total Cu (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

124

119

126

128

120

121

120

Mn og.; Total Mn (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

266

249

239

240

259

249

251

Ni og.; Total Ni (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

34,5

34,7

33,8

33,4

34,8

33,7

35,4

Pb og.; Total Pb (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

45,6

40,9

42,6

43,3

42,3

45,4

44,4

Zn og.; Total Zn (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

780

784

754

748

792

770

753

* Objaśnienie składu rzeczowego kompostów w przeliczeniu na sucha masę (cyfry 1-7): kompost 1 -

100% komunalnego osadu ściekowego, kompost 2 - komunalny osad ściekowy (70%) i odpady zieleni miejskiej (30%), kompost 3 - komunalny osad ściekowy (70%) i słoma Ŝytnia (30%), kompost 4 - komunalny osad ściekowy (70%), odpady zieleni miejskiej (15%) i słoma Ŝytnia (15%), kompost 5 - komunalny osad ściekowy (70%) odpady zieleni miejskiej (20%) i popiół z węgla kamiennego (10%), kompost 6 - komunalny osad ściekowy (70%), słoma Ŝytnia (20%) i popiół z węgla kamiennego (10%), kompost 7 - komunalny osad ściekowy (70%) odpady zieleni miejskiej (10%), słoma Ŝytnia (10%), popiół z węgla kamiennego (10%)

* Types of composts (numbers 1-7): compost 1 - 100% of municipal sewage sludge, compost 2 -

municipal sewage sludge (70%) and city green waste (30%), compost- municipal sewage sludge (70%) and rye straw (30%), compost 4 - municipal sewage sludge (70%), city green waste (15%) and rye straw (15%), compost 5 - municipal sewage sludge (70%), city green waste (20%) and hard coal ash (10%), compost 6 - municipal sewage sludge (70%), rye straw (20%), and hard coal ash (10%), compost 7 - municipal sewage sludge (70%), city green waste (10%), rye straw (10%) and hard coal ash (10%)

Pobraną do badań glebę przesiano przez sito o średnicy oczek 5 mm, w celu

usunięcia większych zanieczyszczeń. Przesianą glebę w ilości po 9,0 kg przeniesiono do wazonów. KaŜdy wariant doświadczenia prowadzono w czterech powtórzeniach (cztery wazony).

W schemacie badań uŜyto trzy dawki kompostów odpowiadające 100, 200 i 300 kg N⋅ha-1, to jest 0,63; 0,99 i 1,26 g N na wazon. Doświadczenie prowadzono w czterech powtórzeniach. Do wypełnionych glebą wazonów wiosną 2001 r. wpro-wadzono odpowiednie dawki kompostów i wymieszano je z glebą do głębokości 10-12 cm. Ze względu na małą zawartość potasu w kompostach (tab. 1) w 2001 r. do gleby dodatkowo wprowadzono wodny roztwór soli potasowej 60% w takich ilościach, aŜeby w kaŜdym wariancie nawozowym doświadczenia stosunek N : K, wyniósł 1,0 : 086.

ZAWARTOŚĆ AZOTU, FOSFORU I POTASU W ROŚLINACH ...

211

Roztwór wodny soli potasowej wprowadzono na powierzchnię gleby w wazonach i wymieszano do głębokości 5-6 cm. Na tak przygotowaną glebę wysiano po 10 nasion rzepaku jarego odmiany Licosmos na wazon. Nasiona przykryto 1-2 cm warstwą piasku kwarcowego. Wazony ustawiono pod daszkiem foliowym i utrzymano w glebie przez cały okres prowadzenia wegetacji wilgotność na poziomie 60% pełnej pojemności wodnej. Glebę zraszano wodą redestylowaną. Po wykiełkowaniu roślin dokonano selekcji pozostawiając po 5 roślin najlepiej rozwiniętych. W momencie dojrzałości produkcyjnej rośliny zebrano, oznaczono wielkość plonów oraz pobrano próbki do badań chemicznych. Próbki roślin z czterech powtórzeń dla danego wariantu nawozowego mieszano, następnie pobrano próbkę średnią. Analizę chemiczną pobranej próbki średniej danej rośliny wykonano w dwóch powtórzeniach według metod podanych przez OSTROWSKĄ i in. [1991].

W drugim roku badań (2002) wiosną glebę z kaŜdego wazonu wysypano na folię, wymieszano i z powrotem umieszczono w wazonie. Wazony umieszczono pod daszkiem foliowym. Do gleby we wszystkich wariantach doświadczenia wprowadzono jednakową dawkę roztworów wodnych mocznika, superfosfatu potrójnego i soli potasowej 60%. Dawki w przeliczeniu na czysty składnik wyniosły 0,475 g N⋅wazon, 0,137 g P⋅wazon, 0,315 g K⋅wazon. Dawki te odpowiadały 150 kg N⋅ha-1, 43,6 P⋅ha-1 i 100 kg K⋅ha-1. Dawkę azotu podzielono na dwie części 50% stosowano przed siewem pszenŜyta jarego i 50% w okresie strzelania w źdźbło. Glebę z zastosowanymi nawozami przed siewem rośliny testowej wymieszano do głębokości 5-6 cm. Następnie wysiano po 20 ziaren pszenŜyta jarego odmiany Wanad na wazon. Po wykiełkowaniu roślin dokonano selekcji pozostawiając 10 najlepiej rozwiniętych roślin. Po zbiorach rośliny testowej pobrano próbki ziarna pszenŜyta jarego do badań chemicznych stosując ten sam system jak w 2001 r.

W trzecim roku badań (2003) przyjęto taki sam tok postępowania jak w 2002 r. zmieniając roślinę testową na owies odmiany Cwał i obniŜając dawki czystego skła-dnika azotu do 100 kg N⋅ha-1, (0,316 g N⋅wazon-1), fosforu do 35 kg⋅ha-1 (0,109 g P⋅wazon-1) i potasu do 83 kg⋅ha-1 (0,262 g K⋅wazon-1). Wyniki badań

Uzyskane rezultaty badań przedstawiono w tabelach 2, 3 i 4. W tabeli 2 przedstawiono zawartość azotu, w tabeli 3 przedstawiono zawartość fosforu, a w tabeli 4 wartość potasu w roślinach testowych.

Badane komposty w pierwszym roku badań (2001 r.) zwiększyły zawartość azotu w nasionach rzepaku jarego w porównani z wariantem kontrolnym. RóŜnice w działaniu poszczególnych rodzajów kompostów były niewielkie i mieściły się w granicach błędu doświadczalnego. Zwiększenie dawek kompostów z pierwszego poziomu do drugiego a następnie do trzeciego w niewielkim stopniu wpłynęło na koncentrację azotu w nasionach rzepaku jarego. Zawartość azotu w ziarnie pszenŜyta jarego (drugi rok po zastosowaniu kompostów) w poszczególnych wariantach doświadczenia, wliczając takŜe wariant kontrolny w niewielkim stopniu się róŜniła. Średnio najwięcej azotu zawierało ziarno pszenŜyta jarego zebrane z wariantu, w którym zastosowano kompost z komunalnego osadu ściekowego bez dodatkowych komponentów.

W drugim roku po zastosowaniu kompostów średnia zawartość azotu w ziarnie pszenŜyta jarego na tle dawki pojedynczej była mniejsza aniŜeli w wariancie kontrolnym. Dopiero na tle podwojonych i potrojonych dawek kompostów uzyskano większą zawartość azotu w ziarnie testowej rośliny, aniŜeli w wariancie kontrolnym (odpowiednio o 0,7 i 1,5 g N⋅kg-1 s.m. ziarna).


212

W trzecim roku po zastosowaniu kompostów (2003 r.) uzyskano większą zawartość azotu w ziarnie owsa, aniŜeli w wariancie kontrolnym. Komposty z ko-munalnego osadu ściekowego bez dodatku popiołu z węgla kamiennego miały większy wpływ na zawartość azotu w ziarnie testowej rośliny aniŜeli komposty w których jednym z komponentów był popiół z węgla kamiennego. Komposty z komunalnego osadu ściekowego z dodatkiem popiołu z węgla kamiennego w niewielkim stopniu zwiększyły zawartość azotu w ziarnie owsa w porównaniu z wariantem kontrolnym. Średnia zawartość azotu w ziarnie owsa uzyskana pod wpływem pierwszej i drugiej dawki kompostów z komunalnego osadu ściekowego w niewielkim stopniu róŜniła się od wariantu kontrolnego. Dopiero trzecia dawka kompostów z komunalnego osadu ściekowego zwiększyła zawartość azotu w ziarnie rośliny testowej, w porównaniu z pozostałymi wariantami doświadczenia (tab. 2).

W pierwszym roku badań (2001) komposty z komunalnego osadu ściekowego nieznacznie zwiększyły zawartość fosforu w nasionach rzepaku jarego w porównaniu z wariantem kontrolnym. RóŜnice w działaniu poszczególnych kompostów z komunalnego osadu ściekowego na zawartość fosforu w nasionach rzepaku jarego mieściły się w granicach błędu doświadczalnego. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie miało wpływu na kształtowanie zawartości fosforu w nasionach rośliny testowej.

W drugim roku badań (2002) komposty z komunalnego osadu ściekowego spowodowały niewielki wzrost zawartości fosforu w ziarnie pszenŜyta jarego w porównaniu z wariantem kontrolnym. Średnio najwięcej fosforu zawierało ziarno pszenŜyta jarego z wariantu, w którym zastosowano kompost z komunalnego osadu ściekowego z 30% dodatkiem słomy. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie miało wpływu na średnią zawartość fosforu w ziarnie testowej rośliny.

Komposty z komunalnego osadu ściekowego w trzecim roku badań (działanie następcze) spowodowały zwiększenie zawartości fosforu w ziarnie owsa w porównaniu z wariantem kontrolnym. RóŜnice w działaniu poszczególnych kompostów na zawartość fosforu w ziarnie owsa mieściły się w granicach błędu doświadczalnego. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie wpłynęło na wzrost zawartości fosforu w ziarnie owsa (tab. 3).

Na tle wariantów z kompostami z komunalnego osadu ściekowego z dodatkiem róŜnych komponentów, w pierwszym roku badań (2001 r.) nasiona rzepaku jarego zawierały wyraźnie więcej potasu, aniŜeli z wariantu kontrolnego. Rezultat ten prawdopodobnie był wynikiem wprowadzenia do gleby dodatkowo wodnego roztworu soli potasowej 60%. Tabela 2, 3, 4 na końcu art.


213

Dodatkową dawkę potasu wprowadzono do gleby ze względu na niewielką zawartość tego pierwiastka, w porównaniu z azotem i fosforem w kompostach. Podwojenie i potrojenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego w niewielkim stopniu zwiększyło zawartość potasu w nasionach rzepaku jarego.

W drugim roku badań (2002) podobnie jak w roku pierwszym (2001) w wariantach z kompostami z komunalnego osadu ściekowego uzyskano większą zawartość potasu w ziarnie pszenŜyta jarego aniŜeli w wariancie kontrolnym. Najwięcej potasu zawierało ziarno pszenŜyta jarego, z wariantu w którym zastosowano kompost z komunalnego osadu ściekowego z 30% dodatkiem słomy. RóŜnice w działaniu poszczególnych rodzajów kompostów na zawartość potasu w ziarnie rośliny testowej mieściły się w granicach błędu doświadczalnego. Potrojenie dawki kompostu z komunalnego osadu ściekowego nieznacznie zwiększyło zawartość potasu w ziarnie pszenŜyta jarego, w porównaniu z dawkami pojedynczą i podwojoną.

Kompost z komunalnego osadu ściekowego w trzecim roku po zastosowaniu (2003) w niewielkim stopniu zwiększył zawartość potasu w ziarnie owsa w porównaniu z wariantem kontrolnym. Najwięcej potasu zawierało ziarno testowanej rośliny z wariantów w których stosowano komposty z komunalnego osadu ściekowego bez udziału popiołu z węgla kamiennego jako jednego z komponentów. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie miało wpływu na kształtowanie zawartości w ziarnie testowanej rośliny (tab. 4).

Uzyskane rezultaty potwierdzają badania BARANA i TURSKIEGO [1999], KACZORA i in. [2006], KRZYWEGO i in. [2000, 2002], MAĆKOWIAKA [2000] oraz WOŁOSZYKA [2003] o moŜliwości wykorzystania do celów nawozowych kompostów z komunalnego osadu ściekowego. Wnioski 1. Komposty z komunalnego osadu ściekowego z udziałem róŜnych komponentów

(słoma, odpady z zieleni miejskiej, popiół z węgla kamiennego) wpłynęły na zwiększenie zawartości azotu i potasu w roślinach testowych w pierwszym roku po zastosowaniu w porównaniu z wariantem kontrolnym. Efekt ich działania w latach następnych zmniejszył się.

2. Komposty z komunalnego osadu ściekowego w niewielkim stopniu wpłynęły na zmianę zawartości fosforu w testowanych roślinach.

3. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego w niewielkim stopniu wpłynęło na wzrost zawartości azotu w badanych roślinach. Zawartość potasu zwiększyła się tylko w nasionach rzepaku jarego (pierwszy rok badań). Zawartość fosforu w testowanych roślinach pod wpływem wzrastających dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie uległa większym zmianom.

Literatura BARAN S., TURSKI R. 1999. Wybrane zagadnienie z utylizacji i unieszkodliwiania osadów. Wyd. AR Lublin: 247-280.

BARAN S., śUKOWSKA G., WÓJCIKOWSKA -KAPUSTA A. 2006. Zmiany zawartości metali cięŜkich w osadzie ściekowym kompostowanym z popiołem z węgla kamiennego. Zesz.


214

Probl. Post. Nauk Roln. 512: 39-46.

CZEKAŁA J. 1999. Osady ściekowe źródłem materii organicznej i składników pokarmo-wych. Fol. Univ. Stetinensis 200, Agricultura 77: 33-38.

CZYśYK F., KOZDRAŚ M., SIERADZKI T. 2002. Wartość nawozowa kompostów z osadów ściekowych i słomy. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 484: 117-124.

JAKUBUS M. 2006. Wpływ wieloletniego stosowania osadu pościekowego na zmiany wybranych właściwości chemicznych gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 209-220.

KACZOR A., KOWALSKI G., BRODOWSKA M.S. 2006. Zawartość i pobranie mikroskładni-ków przez rzepak jary w warunkach stosowania komunalnego osadu ściekowego i wapna poflotacyjnego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 239-246.

KRZYWY E., WOŁOSZYK CZ., IśEWSKA A. 2000. Wartość nawozowa komunalnych osadów ściekowych. Oddział Szczeciński PTIE: 5-58.

KRZYWY E., WOŁOSZYK CZ., IśEWSKA A. 2002. Produkcja i rolnicze wykorzystanie kom-postów z osadu ściekowego z dodatkiem róŜnych komponentów. Oddział Szczeciński PTIE: 39 ss.

KRZYWY E., KRZYWY J., KRZYWY -GAWROŃSKA E., BUJNICKA M. 2006. Wpływ kompostów z komunalnego osadu ściekowego i wycierki ziemniaczanej, słomy i trocin na pobranie makroskładników i mikroskładników przez nasiona rzepaki jarego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 391-402.

M AĆKOWIAK CZ. 2000. Wpływ nawoŜenia osadem na jakość i plonowanie roślin upra-wnych, w: Charakterystyka i zagospodarowanie osadów Ściekowych. Ogólnop. Konf. Nauk-Tech Tom II, 10-13 września 2000, Gdańsk: 43-51.

SIUTA J., WASIAK G. 2001. Zasady wykorzystania osadów ściekowych na cele nieprze-mysłowe (przyrodnicze). PTIE Warszawa 3: 13-42.


WIECZOREK J., GAMBU Ś F. 2006. Porównanie następczego działania obornika i osadów ściekowych na plonowanie i skład chemiczny gorczycy w doświadczeniu lizymetrycz-nym. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 627-636.

WOŁOSZYK CZ. 2003. Agrochemiczna ocena nawoŜenia kompostami z komunalnych osadów ściekowych i odpadami przemysłowymi. Wydawn. AR w Szczecinie. Rozprawy 217: 120 ss. Słowa kluczowe: komunalny osad ściekowy, komposty, zawartość głównych ma-

kroskładników Streszczenie

Uzyskane rezultaty wskazują, Ŝe komposty z komunalnego osadu ściekowego z udziałem róŜnych komponentów (słoma, odpady z zieleni miejskiej, popiół z węgla kamiennego) wpłynęły na zwiększenie zawartości azotu i potasu w roślinach testowych w pierwszym roku po zastosowaniu w porównaniu z wariantem kontrolnym. Efekt ich działania w latach następnych zmniejszył się. Komposty z komunalnego osadu ściekowego w mniejszym stopniu wpłynęły na zwiększenie zawartości fosforu w testowanych roślinach. Największy efekt osiągnięto w trzecim roku badań. Jest to


215

wynikiem rozkładu związków organicznych z kompostów, które zawierały fosfor. Zwiększenie dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego w niewielkim

stopniu wpłynęło na wzrost zawartości azotu w badanych roślinach. Zawartość potasu zwiększała się tylko w nasionach rzepaku jarego (pierwszy rok badań). Zawartość fosforu w testowanych roślinach pod wpływem wzrastających dawek kompostów z komunalnego osadu ściekowego nie uległa większym zmianom. NITROGEN, PHOSPHORUS AND POTASSIUM CONTENT IN PLANTS CULTIVATED IN THE SOIL WITH THE ADDITION OF MUNICIPAL SEWAGE SLUDGE COMPOSTS Edward Krzywy, Ewa Krzywy-Gawrońska, Józefa Krzywy Department of Environmental Chemistry, Agricultural University, Szczecin Key words: municipal sewage sludge, composts, content of main macroelements Summary

The obtained results show that composts from municipal sewage sludge with the addition of various components (straw, city green waste and hard coal ash) caused the increase of nitrogen and potassium content in the test plants in the first year of the experiment as compared with the control variant. However, in the successive years that effect decreased. Municipal sewage sludge composts increased the content of phosphorus in the tested plants to a lesser degree. The greatest effect was obtained in the third year of the investigation. It results from the decomposition of organic compounds containing phosphorus.

The increase of the doses of municipal sewage sludge composts to a slight degree affected the growth of nitrogen content in the investigated plants. The content of potassium increased only in the spring rape seeds (the first year of the experiment). The increased doses of the municipal sewage sludge did not cause any significant changes in the content of phosphorus in the tested plants. Prof. dr hab. Edward Krzywy Katedra Chemii Środowiska Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-424 SZCZECIN e-mail: [email protected]

Tabela 2; Table 2 Wpływ kompostu z komunalnego osadu ściekowego na zawartość azotu w nasionach rzepaku jarego, pszenŜyta jarego i owsa (dane w g N⋅kg-1 s.m. rośliny testowej) Influence of municipal sewage sludge composts on the content of nitrogen in the seeds of spring rape, spring triticale and oat (date in N⋅kg-1 DM of tested plant)


2001


2002


2003

owies; oat

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean


33,2

33,8

34,1

33,7

18,9

19,2

20,0

19,4

15,6

17,8

17,8

17,1

Kompost 2 Compost 2

33,6

34,0

34,4

34,0

16,3

19,5

20,7

18,0

16,3

15,7

16,7

16,2

Kompost 3 Compost 3

33,4

33,9

34,2

33,8

17,6

19,4

20,0

19,0

17,2

16,0

17,8

17,0

Kompost 4 Compost 4

33,4

34,1

34,3

33,9

16,5

19,0

20,0

18,5

15,9

15,6

17,5

16,3

Kompost 5 Compost 5

32,8

33,2

33,6

33,2

17,8

18,5

19,2

18,5

15,0

15,7

16,8

15,8

Kompost 6 Compost 6

33,0

33,3

33,6

33,3

17,6

19,5

19,5

18,9

15,1

15,3

17,0

15,8

Kompost 7 Compost 7

32,6

33,0

33,6

33,0

17,0

19,0

19,7

18,6

16,3

16,1

16,0

16,1

Kontrola Control

31,5

18,4

15,6

Średnia; Mean

31,1

33,6

33,9

33,6

17,4

19,1

19,9

18,8

15,9

16,0

17,1

16,3


Tabela 3; Table 3 Wpływ kompostu z komunalnego osadu ściekowego na zawartość fosforu w nasionach rzepaku jarego, pszenŜyta jarego i owsa (dane w g P⋅kg-1 s.m. rośliny testowej) Influence of municipal sewage sludge composts on the content of phosphorus in the seeds of spring rape, spring triticale and oat (date in P⋅kg-1 DM of tested plant)

Warianty nawozowe


2001


2002


2003

owies; oat

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean


9,90

10,2

10,4

10,2

4,51

4,41

4,52

4,48

3,40

3,12

3,23

3,25

Kompost 2 Compost 2

10,1

10,2

10,5

10,3

4,43

4,50

4,52

4,48

3,30

3,45

3,50

3,42

Kompost 3 Compost 3

10,2

10,3

10,6

10,4

4,96

4,72

4,68

4,75

3,60

3,68

3,60

3,63

Kompost 4 Compost 4

10,1

10,4

10,7

10,4

4,71

4,65

4,66

4,67

3,65

3,60

3,65

3,63

Kompost 5 Compost 5

9,90

10,2

10,2

10,1

4,72

4,57

4,56

4,61

3,80

3,68

3,70

3,66

Kompost 6 Compost 6

9,90

10,1

10,3

10,1

4,53

4,68

4,68

4,63

3,60

3,65

3,68

3,64

Kompost 7 Compost 7

10,0

10,1

10,3

10,1

4,63

4,72

4,66

4,67

3,62

3,60

3,70

3,64

Kontrola Control

9,80

4,31

3,00

Średnia; Mean

10,0

10,2

10,4

10,2

4,63

4,61

4,61

4,61

3,54

3,54

3,58

3,55

* objaśnienia składu rzeczowego kompostów podano pod tabelą 1; composition of composts as in Table 1 Tabela 4; Table 4 Wpływ kompostu z komunalnego osadu ściekowego na zawartość potasu w nasionach rzepaku jarego, pszenŜyta jarego i owsa

(Dane w g K⋅kg-1 s.m. rośliny testowej) Influence of municipal sewage sludge composts on the content of potassium in the seeds of spring rape, spring triticale and oat (Date in K⋅kg-1 DM of tested plant)

Warianty nawozowe


2001


2002


2003

owies; oat

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean

dawka I dose I

dawka II dose II

dawka III dose III

średnia mean


9,05

9,42

9,63

9,36

4,00

4,23

5,25

4,49

4,82

4,71

4,90

4,81

Kompost 2 Compost 2

8,90

9834

9,65

9,30

5,15

5,03

5,52

5,23

4,81

4,83

4,90

4,85

Kompost 3 Compost 3

8,84

9,45

9,46

9,25

5,22

5,73

5,71

5,55

4,86

4,90

4,80

4,85

Kompost 4 Compost 4

9,02

9,21

9,70

9,31

5,28

5,03

5,62

5,31

4,90

4,90

4,90

4,90

Kompost 5 Compost 5

9,11

9,12

9,63

9,29

5,27

5,28

5,09

5,21

4,63

4,80

4,82

4,75

Kompost 6 Compost 6

8,92

9,25

9,42

9,20

5,53

5,32

5,35

5,40

4,67

4,70

4,70

4,69

Kompost 7 Compost 7

8,94

9,25

9,53

9,24

5,29

5,19

5,25

5,24

4,66

4,78

4,70

4,71

Kontrola Control

7,80

4,40

4,50

Średnia; Mean

8,97

9,29

9,57

9,27

5,10

4,40

5,40

5,20

4,76

4,80

4,81

4,79


ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 219-229 WPŁYW KOMPOSTÓW Z WYCIERKI ZIEMNIACZANEJ I KOMUNALNEGO OSADU ŚCIEKOWEGO NA AKTYWNO ŚĆ ENZYMATYCZN Ą GLEBY Ewa Krzywy-Gawrońska, Edward Krzywy, Czesław Wołoszyk Katedra Chemii Środowiska, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Najnowsze akty prawne dotyczące ochrony środowiska, nałoŜyły na producentów bądź importerów obowiązek zagospodarowania lub utylizowania wytwarzanych odpadów.

Do niedawna odpady przemysłu ziemniaczanego (wycierka ziemniaczana, wywar gorzelniany) były wykorzystywane jako komponenty paszowe w Ŝywieniu zwierząt. W związku ze zmniejszeniem pogłowia zwierząt w gospodarstwach rolnych powstał problem zagospodarowania tych odpadów. Z dotychczasowych badań wynika, Ŝe wycierka ziemniaczana charakteryzuje się kwaśnym odczynem, niewielką ilością suchej masy, oraz wyraźnie większą zawartością potasu w stosunku do azotu i fosforu [KRZYWY, KRZYWY 2003, 2005; MAZUR i in. 2004].

Komunalne osady ściekowe według BARANA i in [1999], BARANA [2005] CZEKAŁY [1999], KRZYWY i in. [2000, 2002], MAZURA [1996], OLESZKIEWICZA [1998], URBANIAKA [1997] i WOŁOSZYKA [2003] zawierają substancje organiczną i niektóre składniki pokarmowe dla roślin. Wskazuje to na moŜliwość wykorzystania ich do uŜyźniania gleb.

Z badań przeprowadzonych przez BIELIŃSKĄ i in. [2000] wynika, Ŝe poziom aktywności enzymatycznej stanowi dość czuły wskaźnik oceny Ŝyzności i urodzajności gleb. Jednocześnie informuje o zmianach ekologicznych środowiska glebowego. Aktywność enzymatyczna gleb uzaleŜniona jest od optymalnego uwilgotnienia oraz dostępu powietrza do gleb [CIEŚLA , KOPER 1990], zawartości węgla organicznego i azotu [DICK 1992], odczynu [KUBUS 1995], nagromadzenia metali cięŜkich [KASIAK i in. 1986] oraz w duŜym stopniu od zabiegów agrotechnicznych [BIELIŃSKA i in. 2000].

Uzyskane rezultaty badań przez BARANA i in. [2000, 2001, 2002] oraz BIELIŃSKĄ i śUKOWSKĄ [2002] wskazują, Ŝe komunalne osady ściekowe wprowadzone do gleb lekkich w optymalnych dawkach przyczyniają się do zwiększenia w nich aktywności enzymatycznej.

Przeprowadzone badania własne miały na celu określenie: wpływu kompostów z wycierki ziemniaczanej i komunalnego osadu ściekowego z udziałem komponentów strukturotwórczych (słoma Ŝytnia lub trociny z drzew iglastych) na aktywność enzymatyczną dehydrogenazy, fosfatazy i ureazy w glebie.

Materiał i metody

E. Krzywy-Gawrońska, E. Krzywy, Cz. Wołoszyk

220

Do badań uŜyto gleby z poziomu Ap pola produkcyjnego Rolniczej Stacji Doświadczalnej w Lipniku k/Stargardu Szczecińskiego. Gleba ta zaliczana jest do brunatnych niecałkowitych o składzie granulometrycznym piasku gliniastego lekkiego i o zawartości 12% części spławialnych. Pod względem przydatności rolniczej glebę tę zalicza się do kompleksu Ŝytniego dobrego klasy bonitacyjnej IVa. W tabeli 1 podano waŜniejsze cechy chemiczne gleby uŜytej do badań. Tabela 1; Table 1 Zawartość makroskładników w glebie uŜytej do badań The content of macroelements in the soil used in the experiment

pHKCl

C org. Org. C (g⋅kg-1)

Zawartość ogólna; Total forms

(g⋅kg-1 s.m.; DM)

Formy przyswajalne

Available forms (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

S-SO4

(mg⋅kg-1 s.m.; DM)

N

P

K

Ca

Mg

S

P

K

Mg

5,70

6,30

0,70

1,62

5,30

1,04

0,28

0,20

94,0

109,1

29,0

11,50

Z danych zawartych w tabeli 1 wynika, Ŝe pobrana do badań gleba charak-

teryzowała się odczynem lekko kwaśnym, zawartość C organicznego wynosiła 6,30 g⋅kg-1, azotu ogólnego 0,70 g⋅kg-1, wartość stosunku C : N była równa 9,07. Zawar-tość ogólna fosforu wynosiła 1,62 potasu 5,30, wapnia 1,04, magnezu 0,28 g⋅kg-1. Zasobność w przyswajalny fosfor wysoka, w potas średnia a magnez była niska. Ogólna zawartość metali cięŜkich w glebie wynosiła: Cd - 0,12, Cu - 5,50, Mn - 140, Ni - 4,60, Pb - 19,8, a Zn - 35,8 mg⋅kg-1 s.m. Zawartości te mieściły się w granicach naturalnych dla gleb lekkich według badań Instytutu Uprawy NawoŜenia i Gleboznawstwa [FILIPEK 2006].

W marcu 2002 roku sporządzono komposty z komunalnego osadu ściekowego i wycierki ziemniaczanej z dodatkiem słomy Ŝytniej i trocin z drzew iglastych.

Skład rzeczowy, w przeliczeniu na suchą masę, poszczególnych kompostów był następujący (liczby w nawiasach oznaczają procentowy udział komponentów w kompostach): Kompost A - wycierka ziemniaczana (35%), komunalny osad ściekowy (35%), słoma Ŝytnia (30%), Kompost B - wycierka ziemniaczana (35%), komunalny osad ściekowy (35%), trociny z drzew iglastych (30%), Kompost C - wycierka ziemniaczana (70%), słoma Ŝytnia (30%), Kompost D - wycierka ziemniaczana (70%), trociny z drzew iglastych (30%), Kompost E - komunalny osad ściekowy (70%), słoma Ŝytnia (30%), Kompost F - komunalny osad ściekowy (70%), trociny z drzew iglastych (30%).

Przygotowane komposty poddano procesowi rozkładu w okresie 9 miesięcy. W tabeli 2 podano skład chemiczny kompostów po 9 miesięcznym okresie rozkładu.

Dane zawarte w tabeli 2 wskazują, Ŝe komposty z udziałem komunalnego osadu ściekowego zawierały wyraźnie więcej azotu i fosforu w stosunku do potasu. Natomiast komposty z udziałem tylko wycierki ziemniaczanej (70%) zawierały więcej potasu aniŜeli azotu i fosforu. Najszerszy stosunek C : N i najwięcej metali cięŜkich było w kompostach z 70% udziałem komunalnego osadu ściekowego. NajwęŜszy stosunek C : N i najmniej metali cięŜkich zawierały komposty z 70% udziałem wycierki ziemniaczanej. Zawartość metali cięŜkich we wszystkich kompostach odpowiadała normom dla nawozów organicznych (Rozporządzenie Ministra Rolnictwa i Rozwoju Wsi Dz.U. 04.236.2369).

W schemacie badań wielkość dawek kompostów ustalono na podstawie ich składu chemicznego. Zastosowano trzy dawki kaŜdego kompostu odpowiadające 100, 200 i 300 kg N⋅ha-1 (0,1; 0,2; 0,3 g N na kolumnę).

WPŁYW KOMPOSTÓW Z WYCIERKI ZIEMNIACZANEJ ...

221

Tabela 2; Table 2 Charakterystyka chemiczna kompostów przed wprowadzeniem do kolumn z glebą Chemical characteristics of the soil before putting it into the columns containing soil

Składnik; Element

Rodzaj kompostu; Type of compost

A

B

C

D

E

F

pH

5,8

5,7

4,5

4,3

8,4

8,3

Zawartość ogólna; Total content (g⋅kg-1 s.m.; DM)

Sucha masa; DM C org.; Organic C

N P K Ca Mg S

C : N

90,0 24,6 14,2 9,43 7,40 7,86 1,42 4,32 17,3

100 22,0 13,6 9,28 4,38 7,38 1,41 3,83 16,2

79,0 20,2 3,72 0,72 9,06 1,08 0,90 1,23 54,3

90,7 18,6 3,02 0,57 6,82 0,52 0,87 1,10 61,6

127 30,2 24,2 16,7 5,46 13,8 2,06 6,80 12,5

126 25,3 24,0 16,6 2,27 13,8 2,08 5,40 10,5

Zawartość ogólna; Total content (mg⋅kg-1 s.m.; DM)

Cd Cu Mn Ni Pb Zn

1,15 45,6 110,7 10,3 32,0 172,3

1,10 46,2 105,7 11,9 31,2 169

0,03 7,12 21,0 1,42 4,2 18,2

0,04 6,54 11,2 1,82 6,83 10,2

2,28 91,5 258,7 16,5 64,3 290,3

2,40 76,0 218,3 17,3 65,6 317,1

* objaśnienie składu rzeczowego kompostów w przeliczeniu na suchą masę; explanation of the

composition of the composts on dry matter: Kompost A - komunalny osad ściekowy (35%), wycierka ziemniaczana (35%), słoma Ŝytnia (30%); Compost

A - potato pulp (35%), municipal sewage sludge (35%) and rye straw (30%) Kompost B - komunalny osad ściekowy (35%), wycierka ziemniaczana (35%), trociny z drzew iglastych

(30%); Compost B - potato pulp (35%), municipal sewage sludge (35%) and conifer sawdust (30%),

Kompost C - wycierka ziemniaczana (70%), słoma Ŝytnia (30%); Compost C - potato pulp (70%), and rye straw (30%)

Kompost D - wycierka ziemniaczana (70%), trociny z drzew iglastych (30%); Compost D - potato pulp (70%), and conifer sawdust (30%)

Kompost E - komunalny osad ściekowy (70%), słoma Ŝytnia (30%); Compost E - municipal sewage sludge (70%) and rye straw (30%)

Kompost F - komunalny osad ściekowy (70%), trociny z drzew iglastych (30%); Compost F - municipal sewage sludge (70%) and conifer sawdust (30%)

Pobraną do badań glebę przesiano przez sito o średnicy oczek 5 mm w celu

usunięcia większych zanieczyszczeń. OdwaŜono po 3 kg gleby dla poszczególnych powtórzeń wariantów doświadczenia. Glebę wymieszano z odpowiednimi rodzajami kompostów i ich dawkami. Wymieszaną glebę z kompostami umieszczono w kolumnach plastikowych o średnicy 10 cm i wysokości 25 cm.

W schemacie badań uwzględniono - 6 rodzaje kompostów i wariant kontrolny, 3 dawki kompostów i 4 terminy oznaczeń wskaźników Ŝyzności gleby - po 30, 60, 90 i 120 dniach inkubacji gleby z kompostami.

W glebie inkubowanej przez 120 dni z kompostami co 30 dni oznaczano aktywność enzymatyczną dehydrogenazy, fosfatazy i ureazy.

Doświadczenie załoŜono w czterech powtórzeniach. Kolumny z glebą i kompostami umieszczono w pomieszczeniu o stałej temperaturze około 15°C. W czasie prowadzenia badań wilgotność gleby w kolumnach utrzymywano na poziomie 60% pełnej pojemności wodnej, zraszając ją wodą redestylowaną.

W celu prześledzenia oddziaływania poszczególnych kompostów w glebie na jej


222

aktywność próbki gleby pobierano co 30, 60, 90 i 120 dni od załoŜenia doświadczenia z poszczególnych powtórzeń kaŜdego obiektu nawozowego. W średnich próbkach gleby oznaczono aktywność enzymatyczną dehydrogenazy, ureazy i fosfataz według metod TABATABAI i in. [1969], THALMANA [1968] oraz ZANTUA i BREMNER [1975]. Wyniki i dyskusja

W glebie bez dodatku kompostów aktywność dehydrogenazy w poszczególnych terminach oznaczeń wała się od 5,80 do 5,85 cm3⋅H2⋅kg-1⋅d-1 (tab. 3), a średnia z całego okresu prowadzenia doświadczenia wyniosła 5,82 cm3⋅H2⋅kg-1⋅d-1.

W glebie w trakcie rozkładu z kaŜdym rodzajem kompostów średnia aktywność dehydrogenazy, w porównaniu z kontrolą, zwiększyła się średnio o 12,9% (tab. 3). Średni wzrost aktywności dehydrogenazy w glebie z kompostami z komunalnego osadu ściekowego (35%), wycierki ziemniaczanej (35%) i słomy (30%) bądź trocin (30%) wyniósł 13,4% i 14,2%. Na obiektach z kompostami z 70% udziałem osadu ściekowego i 30% słomy lub trocin (komposty E i F) wyniósł 14,2% i 16,8%. Najmniej zwiększyła się aktywność omawianego enzymu w glebie po zastosowaniu kompostu z 70% udziałem wycierki ziemniaczanej i 30% słomy lub trocin. Wyniosła ona 9,27% i 7,38% (komposty C i D).

Wielkość dawki kompostów róŜnicowała aktywność dehydrogenazy w glebie. W glebie do której wprowadzono pojedynczą dawkę kompostów aktywność dehydrogenazy wyniosła 6,42 cm3⋅H2⋅kg-1⋅d-1. Podwojona dawka kompostów spo-wodowała zwiększenie dehydrogenazy o 2,18%. W największym stopniu zwiększyła się aktywność dehydrogenazy po zastosowaniu potrojonej dawki kompostów (4,82%) - tab. 3 w porównaniu do wariantu kontrolnego.

W miarę upływu czasu prowadzenia doświadczenia od 30 do 120 dni aktywność dehydrogenazy w glebach do których wprowadzono komposty w niewielkim stopniu zwiększyła się (od 6,49 w 30 dniu do 6,66 cm3⋅H2⋅kg-1⋅d-1 po 120 dniach).

W glebie bez dodatku kompostów (kontrola), w poszczególnych terminach oznaczeń nie stwierdzono większych zamian w aktywności fosfataz. Aktywność fosfataz wahała się w granicach od 6,70 do 6,78 mmol PNP⋅kg-1⋅h-1 (tab. 3). Spośród analizowanych czynników największy wpływ na zmiany aktywności fosfataz miał rodzaj kompostu. W glebie do której wprowadzono komposty z 35% udziałem osadu ściekowego i 35% wycierki ziemniaczanej oraz 30% dodatkiem słomy lub trocin (komposty A i B) średni wzrost aktywności fosfataz wyniósł 10,2 i 12,7%. Tabela 3 i 4 na końcu art.


223

Na obiektach z kompostami z 70% udziałem osadu ściekowego i 30% słomy lub trocin (komposty E i F) aktywność fosfataz zwiększyła się o 9,19% i 10,4%. Natomiast najmniejszą aktywność fosfataz średnio o 8,60%. stwierdzono na obiekcie nawozowym gdzie zastosowano kompost z 70% udziałem wycierki ziemniaczanej i 30% słomy (kompost E).

Wielkość dawki kompostów zróŜnicowała aktywność fosfataz w glebie. W glebie z dawką pojedynczą kompostów średnia aktywność fosfataz wyniosła 7,23 mmol PNP⋅kg-1⋅h-1. Największą aktywność omawianego enzymu uzyskano pod wpływem potrojonej dawki kompostów. Aktywność zwiększyła się o 5,53% (tab. 3).

W trakcie prowadzenia doświadczenia aktywność fosfataz w glebie w niewielkim stopniu uległa zwiększeniu. Średnia aktywność fosfataz w glebie, w poszczególnych terminach oznaczeń, wahała się od 7,34 do 7,51 mmol PNP⋅kg-1⋅h-1 (tab. 3).

W glebie z obiektu kontrolnego aktywność ureazy w poszczególnych terminach oznaczeń była mało zróŜnicowana i wahała się od 8,90 do 8,98 mg N-NH4⋅kg-1⋅ha-1. Natomiast rodzaj i dawki kompostów istotnie zróŜnicowały aktywność ureazy w glebie (tab. 4). W glebie w trakcie rozkładu z kompostami z komunalnego osadu ściekowego (35%) i wycierki ziemniaczanej (35%) z dodatkiem (30%) słomy bądź trocin (komposty A i B) średnia aktywność ureazy, w stosunku do obiektu kontrolnego, wzrosła o 8,61% i 9,84%, zaś w glebie z kompostami bez udziału wycierki ziemniaczanej (komposty E i F) o 7,94% i 8,05%. Najmniejszą aktywność ureazy uzyskano na obiekcie, w którym zastosowano kompost z 70% udziałem wycierki ziemniaczanej i 30% słomy lub trocin średnio o 4,02% i 4,47% (komposty C i D).

Wzrastające dawki kompostów powodowały systematyczne zwiększenie ak-tywności ureazy w glebie. Dawka podwojona kompostów w porównaniu z dawką pojedynczą, spowodowała zwiększenie średniej aktywności ureazy w glebie o 4,59%, a dawka potrojona o 5,42%.

Wprowadzone do kompostów komponenty strukturotwórcze w postaci słomy Ŝytniej lub trocin z drzew iglastych oraz wielkość dawek kompostów z reguły zwiększyły aktywność enzymatyczną dehydrogenazy, fosfataz i ureazy w glebie (tab. 3, 4).

Największy wzrost aktywności enzymatycznej dehydrogenazy uzyskano po zastosowaniu kompostu z 70% udziałem osadu ściekowego z 30% dodatkiem trocin z drzew iglastych (kompost F) średnio o 16,85% natomiast fosfataz i ureazy po zastosowaniu kompostu z 35% udziałem osadu ściekowego, 35% wycierki ziemniaczanej oraz 30% dodatkiem trocin z drzew iglastych (kompost B) odpowiednio o 12,7% i 9,84%.

Najmniejszy wzrost aktywności enzymatycznej gleby uzyskano po zastosowaniu kompostów z 70% udziałem wycierki ziemniaczanej i 30% dodatkiem słomy lub trocin (komposty C i D). Jest to związane z obniŜeniem odczynu gleby (wycierka ziemniaczana ma odczyn kwaśny). Wzrost aktywności enzymatycznej gleby pod wpływem wzrastających dawek komunalnych osadów ściekowych osiągnęli takŜe BARAN i in. [2002] oraz BIELIŃSKA i in. [2000]. Wnioski 1. Gleba z dodatkiem kompostów charakteryzowała się większą aktywnością

dehydrogenazy, fosfataz oraz ureazy w porównaniu z wariantem kontrolnym.


224

2. Większą aktywność dehydrogenazy, fosfataz oraz ureazy w inkubowanej glebie stwierdzono w obiektach z kompostami z udziałem 35% osadu ściekowego, 35% udziałem wycierki ziemniaczanej i 30% dodatkiem słomy lub trocin (kompost A i B) oraz z kompostami z 70% udziałem osadu ściekowego i 30% słomy lub trocin (kompost E i F).

3. Komposty z udziałem osadu ściekowego (35%), wycierki ziemniaczanej (35%) i dodatkiem słomy lub trocin (30%) oraz komposty z udziałem osadu ściekowego (70%) i słomy bądź trocin (30%) stosowane w dawkach pojedynczych oraz podwojonych i potrojonych spowodowały zwiększenie aktywności dehydrogenazy, fosfataz i ureazy w inkubowanej glebie w porównaniu z kompostem z udziałem 70% wycierki ziemniaczanej.

4. Zarówno rodzaj kompostów, wzrastające dawki kompostów oraz termin inkubacji gleby miał istotny wpływ na wzrost aktywności enzymatycznej dehydrogenazy, fosfataz i ureazy.

5. Wprowadzone do kompostów komponenty strukturotwórcze (słoma Ŝytnia lub trociny z drzew iglastych) w niewielkim stopniu zróŜnicowały aktywność badanych enzymów w inkubowanej glebie.

Literatura BARAN S., TURSKI R. 1999. Wybrane zagadnienia z utylizacji i unieszkodliwiania odpa-dów. Wydawn. AR Lublin: 336 ss.

BARAN S., BIELI ŃSKA E.J., WOJCIKOWSKA -KAPUSTA A. 2000. Wpływ uprawy wikliny na kształtowanie aktywności dehydrogenaz i fosfataz oraz zawartość ołowiu w glebie bielicowej uŜyźnionej osadem ściekowym. Fol. Univ. Stetinensis Agricultura 84: 19-24.

BARAN S., BIELI ŃSKA E.J., WIŚNIEWSKI J., WOJCIKOWSKA -KAPUSTA A. 2001. Wpływ uprawy wikliny na zawartość cynku, miedzi oraz aktywność dehydrogenaz i fosfataz w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym. Fol. Univ. Stetinensis 223 Agricultura 89: 7-14.

BARAN S., BIELI ŃSKA E.J., śUKOWSKA G., GOSTKOWSKA K. 2002. Oddziaływanie róŜnych systemów nawoŜenia na aktywność enzymatyczną gleby lekkiej. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 484: 29-36.

BARAN S. 2005. Zasoby i gospodarka odpadami organicznymi w Polsce. Wybrane as-pekty zagospodarowania odpadów organicznych a produkcja biomasy wierzby energe-tycznej. Wydaw. Rzeszów: 17-40.

BIELI ŃSKA E.J., BARAN S., DOMśAŁ H. 2000. Zastosowanie wskaźników enzymatycznych do oceny wpływu rocznych zabiegów agrotechnicznych na poprawę właściwości gleby lekkiej. Fol. Univ. Stetinensis 211, Agricultura 84: 35-40.

BIELI ŃSKA E.J., śUKOWSKA G. 2002. Aktywność proteazy i ureazy w glebie lekkiej uzyź-nionej osadem ściekowym. Acta Agrophysica 70: 41-47.

CIEŚLA W., KOPER J. 1990. Wpływ wieloletniego nawoŜenia mineralno-organicznego na kształtowanie poziomu fosforu organicznego i przyswajalnego oraz aktywność en-zymatyczną gleby. Rocz. Gleboz. 41: 71-83.

CZEKAŁA J. 1999. Osady ściekowe źródłem materii organicznej i składników pokar-mowych. Fol. Univ. Stetnensis 200, Agricultura 77: 33-38.

DICK R.P. 1992. Influence of long-term tillage and crop rotation combinations on soil enxyme activities. Soil Sci. Soc. Am. J. 48: 569-574.


225

FILIPEK T. 2006. Podstawy chemii rolnej. Wydawn. AR Lublin: 256 ss.

KASIAK A., KUKIER M., STĘPNIEWSKA Z. 1986. Wpływ cynku i miedzi na aktywność dehydrogenazy i katalazy w glebie lessowej. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 315: 95-104.

KOBUS J. 1995. Biologiczne procesy a kształtowanie Ŝyzności gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 421a: 209-219.

KRZYWY E., WOŁOSZYK CZ., IśEWSKA A. 2000. Wartość nawozowa komunalnych osadów ściekowych. PTIE Oddział Szczeciński: 62 ss.

KRZYWY E., WOŁOSZYK CZ., IśEWSKA A. 2002. Produkcja i rolnicze wykorzystanie kom-postów z osadu ściekowego z dodatkiem róŜnych komponentów. PTIE Oddział Szczeciński: 39.

KRZYWY E., KRZYWY J. 2003. Skład chemiczny odpadów ziemniaczanych i osadów ściekowych w aspekcie moŜliwości wykorzystania ich do celów nawozowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 494: 233-239.

KRZYWY E., KRZYWY J. 2005. Optymalizacja właściwości nawozowych odpadów po-chodzenia organicznego w wyniku ich kompostowania. Wybrane aspekty zagospoda-rowania odpadów organicznych a produkcja biomasy wierzby energetycznej. Wydawn. Rzeszów: 41-62.

M AZUR T. 1996. RozwaŜania o wartości nawozowej osadów ściekowych. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 437: 13-22.

M AZUR T., KRZYWY E., MAZUR Z., WOJTAS A. 2004. Wpływ kompostów otrzymanych na bazie wycierki ziemniaczanej na plon i cechy morfologiczne pszenŜyta i rzepaku. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 499: 230-239.

OLESZKIEWICZ J. 1998. Gospodarka osadami ściekowymi. Poradnik decydenta. LEM s.c. Kraków: 284 ss.

TABATABAI M.A. 1969. Soil enzymes. Methods of soil analisis. Part 2. Microbiologicea and biochemical properties. 55 SA Ser. 5: 775-833.

THALMAN A. 1968. Zur metodik der Bestimmung der dehydrogenaseaktivitat in Bode-nmittels Triphenylterazoliumchlorid, Landwirtsch. Forsch 21: 249-258.

URBANIAK M. 1997. Przeróbka i wykorzystanie osadów ze ścieków komunalnych. PAN: 80 ss.

WOŁOSZYK Cz. 2003. Agrochemiczna ocena nawoŜenia kompostami z komunalnych osadów ściekowych i odpadami przemysłowymi. Wydawn. AR Szczecin, Rozp. 217: 120 ss.

ZANTUA M., BREMNER J.M. 1975. Comparison of methods of assaying urease activity in soil. Soli Biol. Biochem 7: 291-295. Słowa kluczowe: wycierka ziemniaczana, komunalny osad ściekowy, komposty,

gleba, dehydrogenaza, ureaza, fosfataza Streszczenie

W latach 2002-2003 przeprowadzono badania mające na celu określenie wpływu kompostów z wycierki ziemniaczanej i komunalnego osadu ściekowego z dodatkiem komponentów strukturotwórczych na aktywność dehydrogenazy, fosfatazy oraz ureazy w glebie. Doświadczenie załoŜono na glebie zaliczanej do kategorii brunatnych niecałkowitych o składzie granulometrycznym piasku gliniastego lekkiego i o zawartości 12% części spławialnych. Pod względem przydatności rolniczej glebę tę zaliczana do kompleksu Ŝytniego dobrego klasy bonitacyjnej IVa. W schemacie badań uwzględniono - 6 rodzajów kompostów i wariant kontrolny, 3 dawki kompostów i 4


226

terminy oznaczeń wskaźników aktywności enzymatycznej gleby - po 30, 60, 90 i 120 od momentu załoŜenia doświadczenia gleby z kompostami.

Rezultaty badań wskazują, Ŝe wprowadzone do gleby komposty z udziałem komunalnego osadu ściekowego powodowały zwiększenie aktywności w niej dehy-drogenazy, fosfataz i ureazy. W miarę upływu czasu od załoŜenia doświadczenia od 30 do 120 dni zwiększyła się aktywność badanych enzymów w glebie. Podwojenie oraz potrojenie dawek kompostów spowodowało zwiększenie aktywności dehydrogenazy, fosfataz i ureazy. THE EFFECT OF POTATO PULP AND MUNICIPAL SEWAGE SLUDGE COMPOST ON THE SOIL ENZYMATIC ACTIVITY Ewa Krzywy-Gawrońska, Edward Krzywy, Czesław Wołoszyk Department of Environmental Chemistry, Agricultural University, Szczecin Key words: potato pulp, municipal sewage sludge, composts, soil, dehydrogenase,

urease, phosphatase Summary

In the years 2002-2003, research were conducted aiming at the determination of the effect of potato pulp and municipal sewage sludge compost with the addition of structural components on the activity of dehydrogenase, urease and phosphatase in the soil. The experiment was performed on the brown incomplete soil of the light loamy sand composition containing 12% of fine particles. In respect of agricultural usefulness this soil was classified as good rye complex of the quality class IVa. The investigation plan included 6 compost types and the control variant, 3 compost doses and 4 terms of determination of the indicators of enzymatic activity - after 30, 60, 90 and 120 days since the beginning of the experiment.

The obtained results show that introducing composts containing municipal sewage sludge into the soil caused an increased activity of its dehydrogenase, urease, phosphatases. With the passing of time of the experiment from 30 to 120 days the activity of the investigated enzymes in the soil increased. Two- and three-fold increase of the compost doses resulted in the increased activity of dehydrogenase, urease, phosphatases. Dr inŜ. Ewa Krzywy-Gawro ńska Katedra Chemii Środowiska Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-434 SZCZECIN e-mail: [email protected]

Tabela 3; Table 3 Wpływ dawek i czasu rozkładu kompostów z wycierki ziemniaczanej i komunalnego osadu ściekowego na aktywność dehydrogenazy i fosfatazy w glebie Influence of the doses and time of the decomposition of composts from potato pulp and municipal sewage sludge on the dehydrogenase and phosphatase activity in the soil

Rodzaj kompostu* Type of compost*

Dawka kompostu**; Compost dose**

I

II

III

średnia; mean

Terminy oznaczeń w dniach od załoŜenia doświadczenia; Dates of the analyses in days from the leginning of the experiment

30

60

90

120

_

30

60

90

120

_

30

60

90

120

_

30

60

90

120

_

Dehydrogenaza w cm3⋅H2⋅kg-1⋅d-1; Dehydrogenase in cm3⋅H2⋅kg-1⋅d-1

Kompost A; Compost A

6,30

6,38

6,42

6,46

6,39

6,50

6,56

6,61

6,70

6,59

6,75

6,79

6,86

6,92

6,83

6,51

6,57

6,63

6,69

6,60

Kompost B; Compost B 6,45

6,51

6,55

6,68

6,54

6,57

6,63

6,69

6,75

6,66

6,69

6,71

6,76

6,81

6,74

6,57

6,61

6,66

6,74

6,65

Kompost C; Compost C 6,00

6,05

6,10

6,15

6,07

6,31

6,35

6,41

6,48

6,38

6,53

6,60

6,69

6,75

6,64

6,28

6,33

6,40

6,46

6,36

Kompost D; Compost D 6,05

6,10

6,20

6,29

6,16

6,15

6,21

6,26

6,30

6,23

6,32

6,35

6,41

6,47

6,38

6,17

6,22

6,29

6,35

6,25

Kompost E; Compost E 6,55

6,59

6,68

6,76

6,64

6,67

6,71

6,73

6,79

6,72

6,85

6,95

6,56

7,01

6,84

6,69

6,75

6,65

6,85

6,73

Kompost F; Compost F 6,60

6,64

6,72

6,86

6,70

6,72

6,81

6,84

6,91

6,82

6,82

6,85

6,89

6,96

6,88

6,71

6,76

6,81

6,91

6,80

Średnia; Mean

6,32

6,37

6,44

6,53

6,42

6,48

6,54

6,59

6,65

6,56

6,66

6,71

6,69

6,82

6,73

6,49

6,54

6,57

6,66

6,57

Kontrola; Control

5,80

5,82

5,85

5,83

5,82

Fosfataza w mmol PNP⋅kg-1⋅h-1; Phosphatase in mmol PNP⋅kg-1⋅h-1 Kompost A; Compost A

7,10

7,18

7,22

7,30

7,20

7,36

7,40

7,45

7,52

7,43

7,57

7,60

7,70

7,75

7,65

7,34

7,39

7,45

7,52

7,43

Kompost B; Compost B 7,15

7,26

7,32

7,41

7,28

7,28

7,34

7,41

7,48

7,37

7,35

7,41

7,47

7,52

7,43

7,26

7,33

7,40

7,47

7,36

Kompost C; Compost C 6,95

6,97

6,99

7,02

6,98

7,10

7,18

7,22

7,28

7,19

7,70

7,78

7,85

7,92

7,81

7,25

7,31

7,35

7,40

7,33

Kompost D; Compost D 7,00

7,05

7,08

7,10

7,05

7,12

7,16

7,21

7,24

7,18

7,77

7,32

7,91

7,96

7,74

7,29

7,17

7,40

7,43

7,32

Kompost E; Compost E 7,41

7,46

7,52

7,59

7,49

7,52

7,58

7,62

7,70

7,60

7,60

7,66

7,72

7,78

7,69

7,51

7,56

7,62

7,69

7,60

Kompost F; Compost F 7,32

7,39

7,42

7,48

7,40

7,38

7,42

7,47

7,52

7,44

7,41

7,46

7,52

7,58

7,49

7,37

7,42

7,47

7,52

7,44

Średnia; Mean

7,15

7,21

7,25

7,31

7,23

7,29

7,34

7,39

7,45

7,37

7,56

7,53

7,69

7,75

7,63

7,34

7,36

7,45

7,51

7,41

Kontrola; Control

6,74

6,70

6,78

6,75

6,74

* objaśnienia składu rzeczowego kompostów podano w tabeli 2; explanations as in Table 2 ** wielko ść dawek kompostów podano w rozdziel „Materiał i metody”; quantity of composts doses in chapter „Material and method”

Tabela 4; Table 4 Wpływ dawek i czasu rozkładu kompostów z wycierki ziemniaczanej i komunalnego osadu ściekowego na aktywność ureazy w glebie Influence of the doses and time of the decomposition of composts from potato pulp and municipal sewage sludge on the activity of dehydrogenase and phosphatase in the soil

Rodzaj kompostu* Type compost*

Dawka kompostu **; Compost dose **

I

II

III

średnia; mean

Terminy oznaczeń w dniach od załoŜenia doświadczenia; Dates of the analyses in days from the beginning of the experiment

30

60

90

120

_

30

60

90

120

_

30

60

90

120

_

30

60

90

120

_

Ureaza w mg⋅ N-NH4⋅kg-1⋅ha-1; Urease in mg⋅ N-NH4⋅kg-1⋅ha-1

Kompost A; Compost A

9,62

9,68

9,75

9,82

9,71

9,92

9,96

10,05

10,1

10,0

10,05

10,11

10,2

10,2

10,1

9,86

9,91

10,0

10,04

9,95

Kompost B; Compost B

9,75

9,79

9,85

9,89

9,82

10,0

10,1

10,1

10,2

10,1

10,2

10,2

10,3

10,3

10,2

9,98

10,03

10,08

10,13

10,0

Kompost C; Compost C

9,22

9,29

9,32

9,37

9,30

9,56

9,66

9,69

9,72

9,65

9,62

9,68

9,75

9,78

9,70

9,46

9,54

9,58

9,62

9,55

Kompost D; Compost D

9,28

9,32

9,36

9,41

9,34

9,50

9,62

9,71

9,76

9,64

9,67

9,72

9,81

9,87

9,76

9,48

9,55

9,62

9,68

9,58

Kompost E; Compost E

9,56

9,62

9,70

9,73

9,65

10,2

10,3

10,3

10,4

10,3

10,3

10,4

10,5

10,5

10,4

10,0

10,1

10,1

10,2

10,1

Kompost F; Compost F

9,61

9,65

9,69

9,72

9,66

10,3

10,4

10,5

10,5

10,4

10,5

10,6

10,6

10,7

10,6

10,1

10,2

10,3

10,3

10,2

Średnia; Mean

9,50

9,56

9,61

9,65

9,58

9,91

10,0

10,06

10,1

10,02

10,05

10,1

10,2

10,2

10,1

9,82

9,89

9,95

9,99

9,91

Kontrola; Control

8,98

8,96

8,90

8,94

8,94

* objaśnienia składu rzeczowego kompostów podano w tabeli 2; explanations as in Table 2 ** wielko ść dawek kompostów podano w rozdziale „Materiał i metody”; quantity of compost doses in chapter „Material and method”.

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 231-238 ZAWARTO ŚĆ FORM OGÓLNYCH I ROZPUSZCZALNYCH W 1 M HCl KADMU, MIEDZI, NIKLU, OŁOWIU I CYNKU W NADKŁADACH MODELI REKULTYWACYJNYCH Edward Krzywy, Sławomir Stankowski, Ewa Krzywy-Gawrońska Katedra Chemii Środowiska, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Rozwój cywilizacji wiąŜe się z wytwarzaniem coraz to większych dóbr za-spakajających wzrastające wymagania człowieka. Wraz z produkcją dóbr dla człowieka, wytwarzane są takŜe produkty odpadowe. Niektóre odpady moŜna bezpośrednio zagospodarować, inne naleŜy poddać procesom technologicznym w celu uzyskania nowego produktu. Są teŜ grupy odpadów, które naleŜy utylizować bądź składować w specjalnie do tego przeznaczonych miejscach.

Zwrócono uwagę na odpady które moŜna wykorzystać do celów nawozowych bądź do rekultywacji terenów zdewastowanych. Wśród tych odpadów są popioły z węgla kamiennego i komunalne osady ściekowe.

Popioły z węgla kamiennego uzyskuje się między innymi w trakcie wytwarzania energii cieplnej i elektrycznej w elektrociepłowniach opalanych węglem kamiennym. Są one składowane na hałdach. Popioły z węgla kamiennego są materiałem bezszkieletowym, drobnoziarnistym o pHKCl od 9 do 13. Zawierają wapń, magnez, fosfor, potas, siarkę, sód i Ŝelazo. Są to pierwiastki niezbędnie potrzebne do prawidłowego wzrostu i rozwoju roślin. Nie wszystkie rośliny mogą pobierać bezpośrednio z popiołów te pierwiastki z węgla kamiennego [CIEĆKO i in. 1988; MACIAK , HRYNKIEWICZ 1990; NOWAK, CIEĆKO 1991; MELLER i in. 1999; MURKOWSKI, STANKOWSKI 2002]. Popioły z węgla kamiennego nie zwierają substancji organicznej i azotu. W popiołach z węgla kamiennego według MAŁUSECKIEJ [1998] mogą występować metale cięŜkie (As, Cd, Cu, Mn, Ni, Pb i Zn). Zawartość tych pierwiastków w popiołach z węgla kamiennego pochodzących z Elektrowni „Dolna Odra” według MELLERA i in. [1999] mieściła się w normach dopuszczających je do wykorzystania do celów nawozowych.

W trakcie procesów oczyszczania ścieków komunalnych powstają osady. Komunalne osady ściekowe zawierają substancję organiczną i składniki pokarmowe dla roślin. Mogą takŜe zawierać nadmierne ilości metali cięŜkich oraz być skaŜone drobnoustrojami chorobotwórczymi i pasoŜytami przewodu pokarmowego. W celu zmniejszenia zawartości metali cięŜkich oraz drobnoustrojów chorobotwórczych i pasoŜytów, stosownie do obowiązującego ustawodawstwa, komunalne osady ściekowe naleŜy poddać procesom stabilizacji i higienizacji. Najczęściej stosowaną metodą stabilizacji i higienizacji komunalnych osadów ściekowych jest ich kompostowanie. W wielu przeprowadzonych badaniach [CIEĆKO i in. 1988; MACIAK , HRYNKIEWICZ 1990; NOWAK, CIEĆKO 1991; MELLER i in. 1999; MURKOWSKI, STANKOWSKI 2002], wskazano, Ŝe wytworzone komposty z komunalnych osadów ściekowych charakteryzują się pH w

E. Krzywy, S. Stankowski, E. Krzywy-Gawrońska

232

granicach 6,8-7,5, są bogatym źródłem substancji organicznej, zawierają składniki pokarmowe dla roślin.

Biorąc pod uwagę skład chemiczny, korzystne właściwości fizyczne i chemiczne popiołów z węgla kamiennego, przefermentowanych osadów ściekowych oraz wyprodukowanych z nich kompostów metodą GWDA [KRZYWY, IśEWSKA 2004] wykorzystano je do celów rekultywacyjnych. W tym celu opracowano składy pięciu mieszanek z udziałem wymienionych odpadów oraz innych komponentów. Sporządzone mieszaniny odpadów uŜyto do budowy modelu rekultywacyjnego dla terenów zdegradowanych.

Celem przeprowadzonych badań było określenie zawartości form ogólnych i rozpuszczalnych w 1 M HCl kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i cynku w mieszaninach uŜytych do budowy modelu rekultywacyjnego. Materiał i metody badań

Realizując cel badań wiosną 2003 roku na terenie Zespołu Elektrowni „Dolna Odra” w Nowym Czarnowie na powierzchni około 2000 m2 wykonano model rekultywacyjny. Zasada utworzenia modelu polega na usunięciu warstwy wierzchniej gleby i podglebia o miąŜszości 80 cm. W to miejsce wprowadzono dwie warstwy odpadów. Warstwa dolna zwana podkładem o miąŜszości 40 cm składała się z popiołu z węgla kamiennego. Na poszczególne działki podkładu nałoŜono pięć róŜnych mieszanin odpadów, które nazwano nadkładem. MiąŜszość warstwy nadkładów wynosiła takŜe 40 cm. PoniŜej podano skład rzeczowy poszczególnych mieszanin odpadów stanowiących warstwy wierzchnie (nadkłady): - mieszanina torfu niskiego i popiołu z węgla kamiennego w proporcji 1 : 3

(nadkład I), - mieszanina kory z drzew iglastych, piasku luźnego, kompostu z komunalnego

osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA (osad ściekowy + słoma), popiołu z węgla kamiennego w proporcji 1 : 1 : 2 : 1 (nadkład II),

- mieszanina piasku luźnego, kompostu z komunalnego osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA (osad ściekowy + słoma), przefermen-towanego komunalnego osadu ściekowego (70%) z dodatkiem po 15% słomy i odpadów z zieleni miejskiej w proporcji 1 : 1 : 2 (nadkład III),

- mieszanina piasku luźnego, popiołu z węgla kamiennego, kompostu z ko-munalnego osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA (osad ściekowy + słoma), przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego (70%) z dodatkiem 30% odpadów z zieleni miejskiej w proporcji 0,5 : 0,5 : 1 : 2 (nadkład IV),

- mieszanina kory z drzew iglastych, piasku luźnego, kompostu z komunalnego osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA (osad ściekowy + słoma), przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego (70%) z dodatkiem 30% słomy w proporcji 1 : 1 : 2 : 4 (nadkład V).

Na te powierzchniowe nadkłady wysiano mieszankę traw, w proporcji kostrzewa

czerwona 45%, Ŝycica trwała 35% i wiechlina łąkowa 25%. W roku 2003 zebrano jeden, a w roku 2004 zebrano dwa pokosy traw.

Jesienią 2003 oraz wiosną 2004 i 2005 roku z kaŜdego wariantu doświadczenia (nadkłady) pobrano po cztery próbki z warstwy od 0 do 40 cm. Sporządzono średnie próbki i poddano analizie chemicznej. Analizę chemiczną wykonano w dwóch powtórzeniach. W próbkach oznaczono formy ogólne i rozpuszczalne w 1 M HCl kadmu, miedzi, manganu, niklu, ołowiu i cynku. Badania chemiczne wykonano

ZAWARTOŚĆ FORM OGÓLNYCH I ROZPUSZCZALNYCH ...

233

metodami podawanymi przez OSTROWSKĄ i in. [1991]. Wyniki badań

Uzyskane rezultaty badań zestawiono w tabelach 1, 2 i 3. Biorąc pod uwagę skład rzeczowy nadkładów oraz zawartość w nich materii organicznej, TOMASZEWICZ i CHUDECKA [2006] zaliczyli je do utworów od mineralno-próchnicznych do mineralno-organicznych. Według klasyfikacji gleb pod względem zawartości metali cięŜkich opracowanej przez Instytut Uprawy NawoŜenia i Gleboznawstwa [FILIPEK 2006] nadkłady moŜna zaliczyć do kategorii o normalnej zawartości form ogólnych kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i cynku.

W pierwszym terminie badań (jesień 2003 r.) najmniej form ogólnych kadmu, niklu, ołowiu i cynku zawierał nadkład I składający się z mieszaniny torfu niskiego z popiołem z węgla kamiennego w proporcji 1 : 3. Najwięcej formy ogólnej niklu, ołowiu i cynku zawierał podkład V składający się z mieszaniny kory z drzew iglastych, piasku luźnego, kompostu z komunalnego osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA oraz przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego z 30% dodatkiem słomy w proporcji 1 : 1 : 2 : 4. Zawartość formy ogólnej kadmu była największa w nadkładzie IV składającym się z mieszaniny piasku luźnego, popiołu z węgla kamiennego, kompostu z komunalnego osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA, przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego z 30% dodatkiem odpadów zieleni miejskiej w proporcji 0,5 : 0,5 : 1 : 2 (tab. 1, 2, 3).

Najmniej formy rozpuszczalnej w 1 M HCl kadmu, niklu, ołowiu i cynku było w nadkładzie składającym się z mieszaniny torfu niskiego i popiołu z węgla kamiennego w proporcji 1 : 3.

Najwięcej formy rozpuszczalnej w 1 M HCl niklu i cynku było w nadkładzie V, a kadmu i ołowiu w nadkładzie IV (tab. 1, 2, 3).

Najmniej formy ogólnej miedzi było w nadkładzie III składającym się z mieszaniny piasku luźnego, kompostu z komunalnego osadu ściekowego wypro-dukowanego metodą GWDA, przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego z dodatkiem po 15% słomy i odpadów z zieleni miejskiej w proporcji 1 : 1 : 2. Najwięcej tej formy miedzi było w nadkładzie II składającym się z mieszaniny kory z drzew iglastych, piasku luźnego, kompostu z komunalnego osadu ściekowego i popiołu z węgla kamiennego w proporcji 1 : 1 : 2 : 4. Najwięcej formy rozpuszczalnej w 1 M HCl miedzi zawierał nadkład V a następnie IV. Najmniej formy rozpuszczalnej w 1 M HCl miedzi było w nadkładzie I (tab. 1).

Analizując uzyskane rezultaty moŜna stwierdzić, Ŝe w nadkładach, w których w przewadze znajdowały się: kompost z komunalnego osadu ściekowego oraz przefermentowany komunalny osad ściekowy było najwięcej form ogólnych i rozpuszczalnych w 1 M HCl kadmu, niklu, ołowiu i cynku. Ponadto w tych nadkładach było teŜ najwięcej miedzi rozpuszczalnej w 1 M HCl (tab. 1, 2, 3).

W miarę upływu lat badań od jesieni 2003 r. do wiosny 2005 r. zawartość form ogólnych i rozpuszczalnych w 1 M HCl kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i cynku zmniejszała się. Spowodowane to było prawdopodobnie pobraniem tych pierwiastków przez rośliny, a takŜe wypłukiwaniem do warstwy głębszej modelu rekultywacyjnego (poniŜej 40 cm).

Reasumując moŜna stwierdzić, Ŝe na uŜycie kompostu z komunalnego osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA, przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego, a takŜe popiołu z węgla kamiennego w ustalonych proporcjach nie spowodowało nadmiernego nagromadzenia form ogólnych kadmu, miedzi, cynku,


234

ołowiu i cynku w nadkładach, które uniemoŜliwiłoby uprawę roślin. Rezultaty potwierdziły przytoczone we wstępnie dane dotyczące moŜliwości

wykorzystania komunalnych osadów ściekowych i popiołów z węgla kamiennego do celów rekultywacyjnych i nawozowych, pod warunkiem, Ŝe będą stosowane w odpowiednich proporcjach. Tabela 1; Table 1 Zawartość form ogólnych i rozpuszczalnych w 1 M HCl kadmu i miedzi w nadkładach z modelu rekultywacyjnego Cadmium and copper content of total and dissoluble forms in 1 M HCl in the tiers from the reclamation model

Terminy pobierania próbek Terms of sampling

Nadkłady; Editions

I

II

III

IV

V

Zawartość ogólnego kadmu; Cadmium content of total forms

(mg⋅kg-1 s.m.; DM) Jesień 2003; Autumn 2003 Wiosna 2004; Spring 2004 Wiosna 2005; Spring 2005

1,35 1,33 1,30

1,40 1,36 1,34

1,42 1,38 1,35

1,45 1,40 1,37

1,42 1,40 1,40

Zawrtość kadmu rozpuszczalnego w 1 M HCl; Cadmium content of dissoluble form in 1 M HCl


0,80 0,78 0,76

0,84 0,81 0,79

0,90 0,83 0,81

0,92 0,85 0,73

0,88 0,84 0,83

Zawartość miedzi ogólnej; Copper content of total form


7,35 7,25 7,21

7,94 7,72 7,70

7,06 7,00 6,98

7,18 7,08 7,00

7,21 7,12 7,06

Zawartość miedzi rozpuszczalnej w 1 M HCl; Copper content of dissoluble form in 1 M HCl


4,35 4,28 3,26

4,42 4,35 3,46

5,28 4,87 3,37

5,50 5,23 4,10

5,60 5,43 4,23

• skład rzeczowy nadkładów podano w rozdziale „Materiały i metody badań”; composition of the tiers

see in chapter „Materials and methods” Tabela 2; Table 2 Zawartość form ogólnych i rozpuszczalnych w 1 M HCl niklu i ołowiu w nadkładach z modelu rekultywacyjnego Nickel and lead content of total and dissoluble forms in 1 M HCl in the tiers from the reclamation model


Nadkłady; Editions

I

II

III

IV

V

Zawartość niklu ogólnego; Nickel content of total form


235


18,1 17,9 16,3

18,4 18,1 18,0

18,6 18,2 18,0

18,5 18,1 17,8

18,8 18,3 18,0

Zawartość formy rozpuszczalnej w 1 M HCl niklu; Nickel content of dissoluble form in 1 M HCl


7,16 6,97 6,03

7,55 7,03 7,07

7,60 7,05 6,93

7,98 7,23 7,10

8,92 7,43 7,40

Zawartość ołowiu ogólnego; Lead content of total form


26,7 25,8 24,7

37,7 35,8 33,6

38,2 36,7 35,6

39,0 37,8 36,4

41,2 39,1 38,0

Zawartość ołowiu rozpuszczalnego w 1 M HCl; Lead content of dissoluble form in 1 M HCl


18,5 17,5 17,2

18,7 17,7 17,3

19,0 17,8 17,4

19,6 18,0 17,8

19,1 18,0 17,8

* skład rzeczowy nadkładów podano w rozdziale „Materiały i metody badań”; composition of the tiers

see in chapter „Materials and methods” Tabela 3; Table 3 Zawartość cynku ogólnego i rozpuszczalnego w 1 M HCl w nadkładach z modelu rekultywacyjnego Zinc content of total and dissoluble forms in 1 M HCl in the tiers from the reclamation model


Nadkłady; Editions

I

II

III

IV

V

Zawartość formy ogólnej cynku; Zinc content of total form


56,5 54,4 52,1

58,2 56,3 54,8

60,5 58,2 56,1

60,9 58,0 56,3

61,2 59,1 57,2

Zawartość formy rozpuszczalnej w 1 M HCl cynku; Zinc content of dissoluble form in 1 M HCl


18,2 18,0 18,3

19,0 18,5 18,6

22,0 20,5 20,8

24,5 21,4 20,5

26,2 23,9 23,9

* skład rzeczowy nadkładów podano w rozdziale „Materiały i metody badań”; composition of the tiers

see in chapter „Materials and methods” Wnioski 1. Zawartość form ogólnych kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i cynku we wszystkich

nadkładach modelu rekultywacyjnego nie przekraczała dopuszczalnych norm przy ich uŜyciu do rekultywacji gruntów.

2. Najwięcej form ogólnych i rozpuszczalnych w 1 M HCl kadmu, niklu, ołowiu i cynku było w nadkładach, które głównie składały się z kompostu z komunalnego osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA i przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego.


236

3. Najwięcej formy ogólnej miedzi było w nadkładach składających się z mie-szaniny kory z drzew iglastych, piasku luźnego, kompostu z komunalnego osadu ściekowego wyprodukowanego metodą GWDA i popiołu z węgla kamiennego w proporcji 1 : 1 : 2 : 4.

4. W miarę upływu lat badań zawartość form ogólnych i rozpuszczalnych w 1 M HCl kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i cynku w nadkładach zmniejszała się.

Literatura CIEĆKO Z., NOWAK G., PONIKIEWSKI J. 1988. Wpływ wzrastającego nawoŜenia popiołem z węgla kamiennego i kory drzewnej na zawartość przyswajalnych makro- i mikroele-mentów w glebie oraz jej kwasowość, w: Działanie popiołów z węgla kamiennego na glebę i roślinę. Mat. konf. nauk. Olsztyn-Ostrołęka 18.05.1988: 19-25.

FILIPEK T. 2006. Podstawy chemii rolnej. Wydawn. AR Lublin: 256 ss.

KRZYWY E., IśEWSKA A. 2004. Gospodarka ściekami i osadami ściekowymi. Wydawn. AR Szczecin: 186 ss.

M ACIAK F., HRYNKIEWICZ S. 1990. Rekultywacja rolnicza terenów zdewastowanych z zastosowaniem popiołów elektrownianych. Zalecenia EC śerań, Warszawa.

M AŁUSECKA M. 1988. Toksyczność i występowanie pierwiastków śladowych w popiołach lotnych. Materiały Seminarium 22-23 marzec 1988 Energopomiar: 96.

M ELLER E., NIEDŹWIECKI E., M ELLER J. 1999. Właściwości popiołów ze spalania węgla kamiennego w Elektrowni „Dolna Odra” zgromadzonych na składowisku przyzakła-dowym. Fol. Univ. Stetinensis 201, Agricultura 78: 167-178.

M URKOWSKI A., STANKOWSKI S. 2002. Wykorzystanie składników popiołu węglowego do nawoŜenia roślin pszenŜyta. IV symp. nauk. „Hodowla, uprawa i wykorzystanie pszenŜyta” Kołobrzeg 1-4.09.2002: 29.

NOWAK G., CIEĆKO Z. 1991. Pobranie i wykorzystanie fosforu z węgla kamiennego przez uprawy roślinne. Zesz. Nauk. AR Wrocław 207: 130-139.


TOMASZEWICZ T., CHUDECKA J. 2006. Sprawozdanie końcowe „Zaprojektowanie i wy-konanie modelu rekultywacji odpadami paleniskowymi z Zespołu Elektrowni „Dolna Odra” SA w Nowym Czarnowie oraz ocena właściwości fizycznych, chemicznych i biologicznych środowiska glebowego oraz wzrostu, rozwoju i jakości roślin”. Maszy-nopis: 205 ss. Słowa kluczowe: rekultywacja gruntów, metale cięŜkie, komunalne osady ściekowe,

popioły z węgla kamiennego Streszczenie

Wiosną 2003 roku na terenie Elektrowni „Dolna Odra” w Nowym Czarnowie skonstruowano model rekultywacyjny dla gruntów zdegradowanych. Na warstwie popiołu z węgla kamiennego o powierzchni 2000 m2 na miąŜszości 40 cm ułoŜono pięć


237

nadkładów. Grubość warstwy nadkładów wyniosła 40 cm. Nadkłady głównie składały się z kompostu z komunalnego osadu ściekowego, przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego oraz popiołu z węgla kamiennego. Jesienią 2003 r. oraz wiosną 2004 i 2005 r. z nadkładów pobrano próbki i poddano je analizie chemicznej oznaczając zawartość form ogólnych i rozpuszczalnych w M HCl kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i cynku.

Uzyskane rezultaty badań wskazują, Ŝe zawartość form ogólnych kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i cynku w nadkładach modelu rekultywacyjnego nie przekraczała norm przy uŜyciu ich do rekultywacji gruntów. Najwięcej form ogólnych i rozpuszczalnych w M HCl zawierały nadkłady, które głównie składały się z kompostu z komunalnego osadu ściekowego i przefermentowanego komunalnego osadu ściekowego. W badanym okresie zawartość form ogólnych i rozpuszczalnych w 1 M HCl metali cięŜkich w nadkładach zmniejszyła się. THE CONTENT OF TOTAL FORMS AND FORMS SOLUBLE IN 1 M HCl OF CADMIUM, COPPER, NICKEL, LEAD AND ZINC IN THE TIERS OF THE RECLAMATION MODELS Edward Krzywy, Sławomir Stankowski, Ewa Krzywy-Gawrońska Department of Environmental Chemistry, Agricultural University, Szczecin Key words: ground reclamation, heavy metals, municipal sewage sludge, hard coal

ash Summary

In spring 2003, a reclamation model for the degraded grounds was built on the premises of the „Dolna Odra” power station in Nowy Czarnów. Five tiers were put on the 40 cm thick layer of hard coal ash of the area of 2000 m2. The thickness of the tiers was 40 cm. The tiers were mainly composed of municipal sewage sludge compost, fermented municipal sewage sludge compost and hard coal ash. In the autumn 2003 and spring 2005 and 2005 samples were collected from the tiers and were subjected to chemical analysis in order to determine their content of total and soluble in 1 M HCl forms of cadmium, copper, nickel, lead and zinc.

The obtained results show that the content of the total forms of cadmium, copper, nickel, lead and zinc in the tiers of the reclamation model did not exceed the norms set for their use for land reclamation. The most of the total forms and forms soluble in 1 M HCl were found in the tiers which were mainly composed of municipal sewage sludge and fermented municipal sewage sludge. During the investigated period the content of total forms of heavy metals and forms soluble in 1 M HCl in the tiers decreased. Prof. dr hab. Edward Krzywy Katedra Chemii Środowiska Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-424 SZCZECIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 239-247 OCENA SKŁADU CHEMICZNEGO

I WARTO ŚCI NAWOZOWEJ KOMUNALNYCH OSADÓW ŚCIEKOWYCH I KOMPOSTÓW Z ICH UDZIAŁEM Edward Krzywy, Czesław Wołoszyk, Anna I Ŝewska, Ewa Krzywy-Gawrońska Katedra Chemii Środowiska, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Zgodnie ze strategią Krajowego Programu Gospodarki Odpadami, opracowanej na lata 2010-2018, przewiduje się zmiany w zagospodarowaniu osadów ściekowych. Nastąpi znaczne zmniejszenie wykorzystania przyrodniczego, w tym rolniczego, osadów ściekowych z 33% w 2010 roku do 10% w 2018 roku. Przewiduje się równieŜ budowę nowoczesnych suszarni i spalarni, gdyŜ 60% osadów ściekowych w 2018 roku ma być poddanych unieszkodliwianiu termicznemu [KALISZ 2007]. Pomimo przewidywanych zmian w zagospodarowaniu komunalnych osadów ściekowych, to przy systematycznym wzroście produkcji, nadal do zagospodarowania przyrodniczego pozostanie dość duŜa ich masa. Przyjmując średnioroczny przyrost masy osadów z lat 2000 (około 360 tys. t s.m.) - 2006 (około 500 tys. t s.m.) wynoszący około 23 tys. t s.m., moŜna załoŜyć, Ŝe w roku 2018 produkcja komunalnych osadów ściekowych wyniesie 776 tys. t s.m., z tego do wykorzystania przyrodniczego (10%) pozostanie 77,6 tys. t s.m.

Komunalne osady ściekowe stanowią bogate źródło glebowej substancji or-ganicznej, jak i składników pokarmowych dla roślin. Jednak badania przeprowadzone w róŜnych regionach kraju [GAMBUŚ 1999; MAĆKOWIAK 2000; BARAN 2004; CZEKAŁA i in. 2008] wskazują, na dość duŜe zróŜnicowanie właściwości fizyczno-chemicznych komunalnych osadów ściekowych, a tym samym ich wartości nawozowej. Biorąc pod uwagę powyŜsze spostrzeŜenia, w niniejszym opracowaniu przedstawiono właściwości fizyczno-chemiczne osadów z Komunalnej Oczyszczalni Ścieków w Stargardzie Szczecińskim, w okresie siedmiu lat i kompostów z udziałem osadów i róŜnych odpadów organicznych. Materiał i metody badań

Osady ściekowe pochodziły z mechaniczno-biologicznej oczyszczalni ścieków w Stargardzie Szczecińskim. Proces biologicznego oczyszczania ścieków odbywa się tam w reaktorach typu BIOOXYBLOK , a mieszanina osadu wstępnego oraz osadu nadmiernego odwadniana jest w prasie taśmowej, spod której pobierano do analiz średnie próbki osadu.

Kompost badany w 1999 roku sporządzono z osadu ściekowego z komunalnej

E. Krzywy i inni

240

oczyszczalni ścieków w Stargardzie Szczecińskim, słomy Ŝytniej i kory sosnowej. Wymienione komponenty zmieszano w stosunku wagowym jak 1 : 1 : 1, w przeliczeniu na suchą masę i kompostowano w boksie betonowym przez siedem miesięcy. W początkowym okresie rozkładu kompost trzykrotnie mieszano w odstępach miesięcznych. Natomiast komposty z 2001, 2002 i 2006 roku sporządzono metodą GWDA z osadu ściekowego, odpadów zieleni miejskiej i słomy Ŝytniej.

Przystępując do kompostowania komunalnych osadów ściekowych metodą GWDA, wytyczono obrys pryzmy (3 × 10 m). Na dnie pryzmy usypano około 10-15 centymetrową warstwę słomy pociętej na sieczkę. Następnie rozłoŜono ruszt, który miał za zadanie odciągać gazy z pryzmy. Kolejnym etapem było usypywanie pryzmy z mieszaniny kompostowej do wysokości około 2 m. Pryzmę kompostową następnie okryto 10 cm warstwą słomy.

Przygotowanie mieszaniny kompostowej polegało na wymieszaniu, za pomocą rozrzutnika obornika, osadu ściekowego z komponentami (słomą i odpadami zieleni miejskiej) w ilości 30% dodatków, w przeliczeniu na suchą masę. Kompost drugi i czwarty dojrzewał na pryzmie przez pół roku, a kompost trzeci (3) przez okres półtora roku.

W osadach ściekowych i kompostach wykonano analizy chemiczne zgodnie z obowiązującymi normami: sucha masa - wg PN-75C-04616/01, odczyn (pH) - wg PN-91C-04540/01, węgiel organiczny metodą Lichterfelda w modyfikacji Altena, azot ogólny metodą destylacyjną po mineralizacji w stęŜonym kwasie siarkowym (VI) - wg PN 75/C-045576/17, fosfor ogólny - wg PN 75/C-04537/14, potas, wapń i magnez ogólny - PN 92/C-04570/01, metale cięŜkie - (Cd, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn) - wg PN 92/C-04570/01. Wyniki i dyskusja

Osady ściekowe z komunalnej oczyszczalni ścieków w Stargardzie Szczecińskim charakteryzowały się odczynem słabo kwaśnym do obojętnego (pH w H2O od 6,70 do 7,70).

Mechaniczny proces odwadniania osadów ściekowych, przy pomocy prasy taśmowej, ma na celu uzyskanie osadów ściekowych o zawartości suchej masy powyŜej 200 g⋅kg-1. Jednak z danych zestawionych w tabeli 1 wynika, Ŝe zawartość suchej masy była mniejsza i wahała się od 102 do 180 g⋅kg-1. Zawartość węgla organicznego w analizowanych osadach była mniej zróŜnicowana, gdyŜ róŜnica między najmniejszą zawartością (304 g⋅kg-1 s.m. w 1999 r.), a największą (352 g⋅kg-1 s.m. w 2005 r.) wynosiła 15,8% (tab. 1).

O wartości nawozowej osadów ściekowych w duŜym stopniu decyduje zawartość w nich podstawowych makroskładników (N, P, K), jak i drugorzędnych (Ca, Mg). W analizowanych osadach średnia zawartość azotu wyniosła 58,1 g⋅kg-1 s.m., przy wahaniach od 42,4 do 66,0 g⋅kg-1 s.m. W porównaniu z obornikiem, nawet najmniejsza zawartość azotu w osadzie (42,4 g⋅kg-1 s.m.) w 2006 r. była dwukrotnie większa.

Osady ściekowe są równieŜ bogatym źródłem fosforu. Średnia jego zawartość z siedmiu lat wynosiła 23,1 g⋅kg-1 s.m., a w poszczególnych latach wahała się od 12,3 do 32,1 g⋅kg-1 s.m. To duŜe zróŜnicowanie zawartości fosforu w osadach wiąŜe się ze stosowaniem róŜnych, i z róŜną intensywnością, koagulantów mineralnych do usuwania fosforu ze ścieków. Najmniejsza zawartość fosforu w osadzie (12,3 g⋅kg-1 s.m.), podobnie jak w przypadku azotu, była równieŜ większa od średniej zawartości w oborniku. Osady ściekowe są zazwyczaj ubogie w potas i analiza zawartości tego składnika w oczyszczalniach ścieków nie jest obligatoryjna. W analizowanych osadach

OCENA SKŁADU CHEMICZNEGO I WARTOŚCI NAWOZOWEJ ...

241

średnia zawartość potasu z pięciu lat wynosiła 5,92 g⋅kg-1 s.m., a wahała się od 1,41 g⋅kg-1 s.m. w 2002 do 8,75 g⋅kg-1 s.m. w roku 2005. Jednak w dobie gwałtownego wzrostu cen na importowane nawozy potasowe, nawet te niewielkie ilości potasu w osadach, mogą stanowić tanie źródło tego składnika dla roślin. Poza azotem i fosforem w znaczącej ilości w osadach ściekowych występuje wapń. Z przedstawionych w tabeli 1 danych wynika, Ŝe jego zawartość wahała się od 14,2 do 39,7 g⋅kg-1 s.m. (średnia zawartość 21,3 g⋅kg-1 s.m.). Średnia zawartość magnezu w przeanalizowanych próbkach osadów wynosiła 4,43 g⋅kg-1 s.m., co moŜna uznać, z punktu widzenia wartości nawo-zowej, za znaczące źródło tego składnika. Najmniej magnezu oznaczono w osadzie z 2005 r. (2,22 g⋅kg-1 s.m.), a najwięcej z 2001 r. (6,10 g⋅kg-1 s.m.). Tabela 1; Table 1 Skład chemiczny komunalnych osadów ściekowych Chemical composition of municipal sewage sludge

Składnik; Component 1999

2000

2001

2002

2004

2005

2006

Odczyn; Reaction (pH)

7,30

6,84

6,71

7,70

7,25

6,70

7,10

Sucha masa; Dry matter (g⋅kg-1)

147

136

129

146

175

102

180


C organiczny; Organic carbon

304

n.o.*

n.o.

315

344

352

322

N

58,8

66,0

57,7

57,2

65,6

58,8

42,4

P

32,1

28,7

28,0

12,3

21,6

23,9

15,1

K

8,10

n.o.*

n.o.*

1,41

5,01

8,75

6,33

Ca

17,3

18,8

39,7

19,2

18,5

14,2

21,6

Mg

4,20

5,06

6,10

4,50

4,60

2,22

4,32

C : N

5,17

n.o.*

n.o.*

5,51

5,24

5,99

7,59


Cd

2,01

1,64

1,52

1,65

2,68

3,95

1,17

Cu

119

117

121

211

148

144

128

Mn

234

n.o.*

n.o.*

207

349

392

213

Ni

18,2

10,4

11,8

27,7

28,5

34,4

15,8

Pb

50,1

49,3

46,6

10,5

31,1

58,1

39,8

Zn

839

780

763

492

825

400

773

*n.o. nie oznaczono; not determined

Z przedstawionej powyŜej analizy zawartości makroskładników w komunalnych osadach ściekowych wynika, Ŝe stanowią one pokaźne źródło N, P, Ca i Mg dla roślin, a w mniejszym stopniu potasu. Jednocześnie naleŜy zwrócić uwagę na dość duŜe zróŜnicowanie zawartości poszczególnych składników w osadach, co sugeruje konieczność analizowania kaŜdej partii osadu przeznaczonego do nawoŜenia. O duŜym zróŜnicowaniu zawartości N, P, K, Ca i Mg w osadach ze 158 komunalnych oczyszczalni ścieków w Polsce świadczą równieŜ badania MAĆKOWIAKA [2000] przeprowadzone w latach 1993-2000.

Jednym z waŜnych elementów składu chemicznego komunalnych osadów ściekowych, limitującym moŜliwości przyrodniczego wykorzystania, jest zawartość w nich metali cięŜkich (Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn). Normy dopuszczające osady do przyrodniczego wykorzystania zostały określone w ROZPORZĄDZENIU MŚ [2002] w sprawie komunalnych osadów ściekowych i są one najbardziej rygorystyczne w odnie-

E. Krzywy i inni

242

sieniu do osadów przeznaczonych do stosowania w rolnictwie i rekultywacji gruntów na cele rolne. Ze względów technicznych, w niniejszych badaniach nie oznaczono w osadach zawartości chromu i rtęci, a dodatkowo określono zawartość manganu. Spośród analizowanych metali cięŜkich, Ŝaden nie przekraczał norm przedstawionych w ROZPORZĄDZENIU MŚ [2002], dotyczących osadów do wykorzystania w rolnictwie (tab. 1). Zawartość kadmu wahała się od 1,17 do 3,95 mg⋅kg-1 s.m. (norma 10 mg⋅kg-1 s.m.), co oznacza, Ŝe była ona od 2,5 do 8,5 krotnie mniejsza od normy. RóŜnica między naj-mniejszą zawartością miedzi w osadach (117 mg⋅kg-1 s.m. w 2000 r.) a największą (211 mg⋅kg-1 s.m. w 2002 r.) wynosiła 80,3%, ale podobnie jak w przypadku kadmu, bezwzględna zawartość tego składnika była kilkakrotnie mniejsza od normy (od 3,8 do 6,8 krotnie). Mangan, który nie jest objęty normą zawierał się w przedziale od 207 do 392 mg⋅kg-1 s.m., co świadczy o duŜym zróŜnicowaniu jego zawartości w dopływają-cych ściekach. Zawartość niklu w osadach, podobnie jak metali wcześniej omawianych, wahała się w szerokich granicach (od 10,4 do 34,4 mg⋅kg-1 s.m.), ale w stosunku do normy (100 mg⋅kg-1 s.m.) była kilkakrotnie mniejsza. Spośród analizowanych metali cięŜkich zawartość ołowiu w osadach w największym stopniu odbiegała od przyjętej normy (500 mg⋅kg-1 s.m.). W przypadku największej zawartości (58,1 mg⋅kg-1 s.m.) było go ponad 8 krotnie mniej, a przy najmniejszej zawartości (10,5 mg⋅kg-1 s.m.) - prawie 50 krotnie. Dopuszczalna zawartość cynku w osadach przeznaczonych do zastosowania w rolnictwie nie moŜe przekraczać 2500 mg⋅kg-1 s.m. W poszczególnych latach badań zawartość tego metalu w osadach wahała się od 400 do 839 mg⋅kg-1 s.m., czyli było go 3-6 krotnie mniej od przyjętej normy.

W tabeli 2 przedstawiono skład chemiczny kompostów z osadów ściekowych. Kompost sporządzony z osadu, słomy Ŝytniej i kory sosnowej w równych proporcjach charakteryzował się odczynem lekko kwaśnym (pHH2O = 6,5), natomiast komposty wytworzone metodą GWDA odczynem zasadowym (pHH2O od 7,25 do 7,36). Z badań KALEMBASY i in. [2002], wynika, Ŝe 30% dodatek materiałów strukturotwórczych pozwala na uzyskanie kompostów o strukturze gruzełkowatej i zapachu ziemistym.

W badaniach własnych takie komposty uzyskano w przypadku ich produkcji metodą GWDA, gdzie zawartość suchej masy wahała się od 294 g⋅kg-1 (2002 r.) do 320 g⋅kg-1 (2006 r.). Natomiast kompost (1), który zawierał 246 g⋅kg-1 s.m., swoją konsystencją przypominał obornik. W kompoście (1) z 1999 r. zawartość węgla organicznego wynosiła 346 g⋅kg-1 i była od 6,9% do 36,1% większa od zawartości oznaczonej w kompostach typu GWDA. Najmniejsza zawartość węgla organicznego w kompoście 3 była wynikiem najdłuŜszego okresu kompostowania (1,5 roku), gdyŜ jak podaje wielu autorów, podczas tego procesu dochodzi do ubytku węgla organicznego [CZEKAŁA i in. 1999; CIEĆKO i in. 2001; CZEKAŁA 2003]. Kompost trzeci charakteryzował się równieŜ najmniejszą zawartością azotu (10,1 g N⋅kg-1), potasu (6,00 g K⋅kg-1) i wapnia (4,40 g Ca⋅kg-1). Komposty z osadów ściekowych są więc wartościowymi nawozami organicznymi wzbogacającymi glebę w substancję organiczną i składniki pokarmowe. O wysokiej wartości nawozowej osadów ściekowych i kompostów z osadów ściekowych świadczą wyniki badań CZEKAŁY i in. [1999, 2008]. Tabela 2; Table 2 Skład chemiczny kompostów z osadów ściekowych Chemical composition of composts prepared from sewage sludge

Składnik; Component Kompost 1* Compost 1




Odczyn; Reaction (pH)

6,50

7,25

7,36

7,15

Sucha masa; Dry matter (g⋅kg-1)

246

308

294

320


243


C organiczny; Organic carbon

346

322

221

312

N

25,4

15,9

10,1

26,5

P

16,5

6,10

7,80

12,8

K

8,70

6,70

6,00

6,45

Ca

9,30

5,60

4,40

14,2

Mg

3,00

4,15

3,98

3,24

C : N

13,6

20,2

21,9

11,77


Cd

1,36

0,70

1,76

0,92

Cu

46,0

193

77,7

59,6

Mn

178

47,1

102

192

Ni

11,6

21,2

41,1

19,5

Pb

37,2

18,5

30,4

62,0

Zn

370

185

384

299 * Kompost 1 - osad ściekowy (33%) + słoma Ŝytnia (33%) + kora sosnowa (33%); Compost 1 - sewage

sludge (33%) + rye straw (33%) + pine bark (33%), * Kompost 2 - osad ściekowy (70%) + odpady zieleni miejskiej i słoma (30%) 0,5 roku dojrzałości;

Compost 2 - sewage sludge (70%) + urban green waste and straw (30%) 0.5 year maturity, * Kompost 3 - osad ściekowy (70%) + odpady zieleni miejskiej i słoma (30%) 1,5 roku dojrzałości;

Compost 3 - sewage sludge (70%) + urban green waste and straw (30%) 1.5 year maturity * Kompost 4 - osad ściekowy (70%) + słoma (30%); Compost 4 - sewage sludge (70%) + straw (30%)

Analizując stosunek C : N, stwierdzono, Ŝe najwęŜszy był on w kompoście czwartym (11,77), a najszerszy w kompoście o półtorarocznym okresie dojrzewania (21,9). Według JĘDRACZAK [2007] iloraz C : N w kompostach dojrzałych powinien wahać się od 5 do 20, a według BLUMBERGA i in. [2004] od 20 do 30. CZEKAŁA [2008] podaje, Ŝe uzyskanie optymalnego stosunku C : N (od 25 : 1 do 30 : 1) jest bardzo trudne, gdyŜ osady ściekowe zawierają duŜe ilości azotu, przez co zawęŜa się stosunek C : N.

Badane komposty wyprodukowane z komunalnego osadu ściekowego z róŜnymi materiałami organicznymi nie zawierały w większości przypadków nadmiernych ilości metali cięŜkich, których dopuszczalna zawartość określona jest w ROZPORZĄDZENIU

MRiRW [2004]. Jedynie zawartość niklu w kompoście trzecim była o 11,1 mg⋅kg-1 s.m. większa od przyjętej normy. Kompost drugi (półroczny okres dojrzewania) zawierał najmniej kadmu, manganu, ołowiu i cynku, a miedzi i niklu kompost pierwszy, czyli ze słomą i korą sosnową.

W niniejszej pracy obliczono korelację prostoliniową między N, P, K, Ca i Mg w osadach ściekowych i kompostach a metalami cięŜkimi (tab. 3). Istotną zaleŜność stwierdzono tylko między zawartością wapnia w osadach ściekowych a kadmem, manganem i ołowiem. Natomiast zawartość cynku w osadach w 43% zaleŜna była od zawartości wapnia, a miedzi i niklu w niecałych 10%. Oceniając współzaleŜność między zawartością wapnia a metalami cięŜkimi w kompostach z osadów ściekowych stwierdzono, Ŝe tylko w przypadku ołowiu istniała istotna zaleŜność między tymi pierwiastkami (wartość współczynnika korelacji wyniosła 0,920), choć równieŜ była duŜa wartość współczynnika determinacji dla manganu (r2 = 69,3) i niklu (r2 = 34,7). Tabela 3; Table 3 Współczynniki determinacji i korelacji w osadach ściekowych i kompostach z osadów ściekowych między zawartością wapnia a metalami cięŜkimi

E. Krzywy i inni

244

Coefficients of determination and correlation between the content of calcium and heavy metals in sewage sludge and composts prepared from sewage sludge

Pierwiastek Element

Współczynnik determinacji Determination coefficient

Współczynnik korelacji Correlation coefficient

osady ściekowe sewage sludge

komposty composts

osady ściekowe sewage sludge

komposty composts

Kadm; Cadmium

61,3

13,8

0,783*

0,371

Miedź; Copper

7,80

26,1

0,279

0,511

Mangan; Manganese

68,3

69,3

0,826*

0,832

Nikiel; Nickel

4,70

34,7

0,217

0,589

Ołów; Lead

71,2

84,6

0,844*

0,920*

Cynk; Zink

43,0

0,10

0,656

0,032

* prawdopodobieństwo testowe (p): 0,05; test probability (p): 0.05 Wnioski 1. Komunalne osady ściekowe stanowią pokaźne źródło N, P, Ca i Mg dla roślin, a

w mniejszym stopniu potasu. DuŜe zróŜnicowanie zawartości poszczególnych składników w osadach, wskazuje na konieczność analizowania kaŜdej partii osadu przeznaczonego do nawoŜenia.

2. Komposty wytworzone z udziałem osadów ściekowych i dodatkiem róŜnych odpadów organicznych stanowią cenny nawóz organiczny. Proces kompo-stowania pryzmowego typu GWDA poprawiał strukturę kompostu, zwiększał zawartość suchej masy oraz rozszerzał stosunek węgla do azotu, w porównaniu z komunalnymi osadami ściekowymi.

3. Analizowane osady ściekowe i komposty z osadów ściekowych nie zawierały nadmiernych ilości metali cięŜkich, z wyjątkiem niklu w kompoście z osadu ściekowego o półtorarocznym okresie dojrzewania.

4. Spośród analizowanych zaleŜności między zawartością ogólną N, P, K, Ca i Mg, a metalami cięŜkimi w osadach i kompostach istotne dodatnie współczynniki korelacji stwierdzono tylko między wapniem a kadmem, manganem i ołowiem w osadach ściekowych, a w kompostach między wapniem i ołowiem.

Literatura BARAN S. 2004. Osady ściekowe w gospodarce rolno-środowiskowej. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 499: 15-20.

BLUMBERG M., BACH G., BALDIN K. 2004. Berichte zu der Veranstaltung Energiesemiar an der TU-Berlin Rottetrommel. Agenda 21 und Abfalentsorgung., Berlin: 233-243.

CIEĆKO Z., HARNISZ M., NAJMOWICZ T. 2001. Dynamika zawartości węgla i azotu w osadach ściekowych podczas ich kompostowania. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 475: 253-262.

CZEKAŁA J. 2003. Zmiany ilościowe węgla i azotu związków próchnicznych powsta-jących podczas inkubacji osadu ściekowego i obornika. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln.


245

494: 61-68.

CZEKAŁA J. 2008. Właściwości chemiczne kompostu wytworzonego z komunalnego osadu ściekowego i róŜnych bioodpadów. J. of Research and Applications in Agri-cultural Engineering 53(3): 35-41.

CZEKAŁA J., JAKUBUS M., M OCEK A., OWCZARZAK W. 1999. MoŜliwości wykorzystania osadów ściekowych i odpadu tytoniowego do produkcji kompostów. Folia Univ. Agric. Stetin., Ser. Agricultura 200(77): 45-50.

CZEKAŁA J., FERDYKOWSKI W., ZBYTEK Z. 2008. Ekologiczne zagospodarowanie odpadu z konopi w kompostowaniu osadu ściekowego. J. of Research and Applications in Agricultural Engineering 53(3): 42-47.

GAMBU Ś F. 1999. Skład chemiczny i wartość nawozowa osadów ściekowych z wybranych oczyszczalni regionu krakowskiego, w: Przyrodnicze uŜytkowanie osadów ściekowych. Mat. III Konf. Nauk.-Techn., Świnoujście 9-11 VI 1999, Wydaw. EkoinŜynieria, Lublin: 66-77.

JĘDRACZAK A. 2007. Biologiczne przetwarzanie odpadów. Wyd. Nauk. PWN Warszawa: 289-296.

KALISZ M. 2007. Prognozy zmian w gospodarce osadami ściekowymi. Wodociągi - Kanalizacja 3: 30-32.

KALEMBASA S., SYMANOWICZ B., KUZIEMSKA B. 2002. Zawartość węgla i jego frakcji oraz makroskładników w kompoście wyprodukowanym wg technologii GWDA. Acta Agrophysica 73(2): 123-129.

M AĆKOWIAK Cz. 2000. Wykorzystanie w rolnictwie produktów odpadowych o znaczeniu nawozowym. Nawozy i NawoŜenie 3a: 131-149.

ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002. Z dnia 1 sierpnia 2002 roku w sprawie komunalnych osadów ściekowych. Dz. U. Nr 134, poz. 1140.

ROZPORZĄDZENIE MRiRW 2004. Z dnia 19 października 2004 r. w sprawie wykonania niektórych przepisów ustawy o nawozach i nawoŜeniu. Dz. U. Nr 236, poz. 2369. Słowa kluczowe: komunalne osady ściekowe, komposty z osadów ściekowych,

skład chemiczny, wartość nawozowa Streszczenie

W pracy przedstawiono wyniki badań składu fizyczno-chemicznego komu-nalnych osadów ściekowych w okresie siedmiu lat z Oczyszczalni Ścieków w Star-gardzie Szczecińskim i kompostów z udziałem osadów i róŜnych odpadów organi-cznych.

Komunalne osady ściekowe charakteryzowały się duŜą zawartością, w po-równaniu z obornikiem, azotu, fosforu, wapnia i magnezu, a małą potasu ogólnego. Zawartość analizowanych makroskładników, jak i suchej masy oraz węgla organicznego w osadach w poszczególnych latach była dość znacznie zróŜnicowana. Ta duŜa zmienność składu fizyczno-chemicznego osadów ściekowych wskazuje na konieczność analizy kaŜdej ich partii przeznaczonej do wykorzystania przyrodniczego, w tym rolniczego. Zawartość metali cięŜkich, które oznaczono (Cd, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn) corocznie w osadach, była zawsze kilkakrotnie mniejsza od norm przedstawionych w ROZPORZĄDZENIU MŚ [2002]. Kompost z 33% udziałem osadu i po 33% słomy Ŝytniej i kory sosnowej zawierał przede wszystkim więcej węgla organicznego, azotu i fosforu ogólnego, niŜ komposty typu GWDA, gdzie udział osadu wynosił 70%, a odpadów

E. Krzywy i inni

246

zieleni miejskiej i słomy 30%. Najmniej węgla organicznego i azotu ogólnego było w kompoście o najdłuŜszym okresie rozkładu (1,5 roku). Spośród sześciu oznaczonych metali cięŜkich tylko zawartość niklu w kompoście typu GWDA o 1,5 rocznym okresie rozkładu przekraczała dopuszczalną zawartość przedstawioną w ROZPORZĄDZENIU MRiRW [2004]. Spośród analizowanych zaleŜności między zawartością ogólną N, P, K, Ca i Mg a metalami cięŜkimi w osadach i kompostach istotne dodatnie współczynniki korelacji stwierdzono tylko między wapniem a kadmem, manganem i ołowiem w osadach, a w kompostach między wapniem i ołowiem. ASSESSMENT OF CHEMICAL COMPOSITION AND FERTILIZING VALUE OF MUNICIPAL SEWAGE SLUDGE AND COMPOSTS IN WHICH THEY ARE INCLUDED Edward Krzywy, Czesław Wołoszyk, Anna IŜewska, Ewa Krzywy-Gawrońska Department of Environmental Chemistry, Agricultural University, Szczecin Key words: municipal sewage sludge, composts prepared from sewage sludge,

chemical composition, fertilizing value Summary

This paper shows the results of a seven year research of physical and chemical composition of municipal sewage sludge from Sewage Plant in Stargard Szczeciński and composts with in which then are included as well as and other organic wastes.

Municipal sewage sludge was characterized by a high content of nitrogen, phosphorus, calcium and magnesium and low content of potassium, as compared to manure. The content of analyzed macronutrients as well as dry matter and organic carbon in sewage sludge in particular years varied considerably. That large changeability of physical and chemical composition of sewage sludge shows the necessity of analyzing each batch destined for environmental utilization, including agriculture. The content of heavy metals, which were annually marked in sewage sludge (Cd, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn), was always several times lower than in the norms showed in the ROZPORZĄDZENIE MŚ [2002]. Compost, with 33% share of sewage sludge and 33% share of rye straw and 33% pine bark contained, first and foremost, more organic carbon, total nitrogen and phosphorus, than GWDA composts, with 70% share of sewage sludge and 30% of urban green waste and straw. The lowest content of organic carbon and total nitrogen was in compost with the longest time of decomposition (1.5 year). Out of six marked heavy metals only the content of nickel in GWDA compost of 1.5 year of decomposition time exceeded the permitted value presented in ROZPORZĄDZENIE MRiRW [2004]. Out of the analyzed relationships between the content of total N, P, K, Ca, Mg and heavy metals in sewage sludge and composts significant po-sitive correlation coefficients were stated only between calcium and cadmium as well as manganese and lead in sewage sludge and between calcium and lead in composts. Prof. dr hab. Edward Krzywy Katedra Chemii Środowiska Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-434 SZCZECIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 249-258 WYKORZYSTANIE PREPARATÓW MINERALNYCH I MINERALNO-ORGANICZNYCH DO POPRAWY WŁA ŚCIWO ŚCI GLEB Z TERENÓW POPOWODZIOWYCH Grzegorz Kulczycki, Zofia Spiak Katedra śywienia Roślin, Uniwersytet Przyrodniczy we Wrocławiu Wstęp

W roku 1997 w miesiącu lipcu województwa południowo-zachodniej Polski dotknęła katastrofalna powódź. Woda, która zalała grunty orne spowodowała zmiany w zasobności gleb w składniki pokarmowe, zachwianie równowagi w roztworze glebowym oraz skaŜenie tych terenów metalami cięŜkimi i toksycznymi związkami pochodzenia mineralnego i organicznego [ADAMKIEWICZ i in. 1998; CHODAK i in. 1999; SZERSZEŃ i in. 2000]. Nadmiar metali cięŜkich, zwłaszcza przy występowaniu kilku z nich równocześnie w środowisku glebowym moŜe prowadzić do niekorzystnych zmian w chemizmie i biologii gleb, które mogą być szkodliwe dla roślin. W likwidacji negatywnych skutków chemicznej degradacji gleb moŜe być wykorzystywane wapnowanie oraz intensywne nawoŜenie organiczne, z wykorzystaniem substancji odpadowych o określonych parametrach [CURYŁO, JASIEWICZ 1998; MOTOWICKA-TERELAK i in. 1998].

Celem badań było ustalenie w warunkach doświadczenia wazonowego w jaki sposób stosowanie preparatów mineralnych i mineralno-organicznych wpłynie na plon ziarna i słomy oraz jakość owsa uprawianego na glebach poddanych długotrwałemu oddziaływaniu stagnującej wody powodziowej. Materiał i metodyka

Badania prowadzono na dwóch glebach pochodzących z pradoliny Odry z pól uprawnych Rolniczego Zakładu Doświadczalnego Swojec we Wrocławiu. Gleby te były zalane wodami powodziowymi, które stagnowały na tym terenie przez okres jednego tygodnia. RóŜniły się składem granulometrycznym i właściwościami fizyko-chemicznymi (tab. 1). Jedna z nich to glina lekka silnie spiaszczona o zawartości części spławialnych 24% (gleba A), druga to piasek słabogliniasty zawierający 9% części spławianych (gleba B). Przed załoŜeniem doświadczenia gleby poddano następującym zabiegom; wapnowania CaCO3, stosowania preparatów takich jak Rekulter, Immobil WK2, Biodekol-1 oraz słomy jęczmiennej. Badane preparaty charakteryzowały się następującym składem chemicznym; Rekulter zawierał 76% trwałej materii organicznej, 22% wapnia (CaO), 0,2% N, 0,3% fosforu (P2O5), 0,2% potasu (K2O) i 1,3% magnezu (MgO); Immobil WK2 zawierał 43% trwałej materii organicznej, 23% wapnia (CaO) i

G. Kulczycki, Z. Spiak

250

5% magnezu (MgO); Biodekol-1 zawierał 90% mielonego dolomitu (28% CaO + 16% MgO) i 10% absorbentów metali cięŜkich. Nawóz wapniowy węglan wapnia zastosowano w ilości odpowiadającej 1 Hh kaŜdej z gleb, preparaty do rekultywacji gleb (Rekulter, Immobil WK2 i Biodekol-1) w ilościach odpowiadających dawce 3 t⋅ha-1, a słomę jęczmienną w ilościach stosowanych powszechnie do poprawienia właściwości gleb wynoszących 2 t⋅ha-1. Tabela 1; Table 1 Właściwości fizykochemiczne badanych gleb Physical and chemical properties of examined soils Gleba Soil

pHKCl

P

E-R

K

E-R

Mg

CaCl2

N og.

Total N

C org.

Organic C

Cu

Zn

Pb

Cd

Cr

Ni

Mn

1 mol KCl⋅dm-3

mg⋅kg-1 gleby; soil

g⋅kg-1 gleby; soil


A*

4,9

143

286

95

1,2

16,0

6,4

15,2

13,4

0,2

1,6

3,0

5,4

B*

4,2

157

163

28

0,4

6,8

3,8

5,8

15,3

0,2

1,8

0,90

3,2

A* glina lekka silnie spiaszczona; light sandy loam B* piasek słabogliniasty; slightly loamy sand

Doświadczenie wazonowe prowadzono w wazonach typu Wagnera o pojemności 5 kg gleby. Rośliną uprawianą był owies odmiany Dragon. Wyniki plonów owsa opracowano statystycznie metodą analizy wariancji, stosując półprzedział Tukey’a dla α = 0,05. Po oszacowaniu plonu owsa, rośliny z wazonów poszczególnych obiektów połączono w średnie obiektowe i po zmieleniu zmineralizowano na sucho uzyskując popiół do sporządzenia roztworu podstawowego. W roztworze po mineralizacji oznaczono zawartość P metodą kolorymetryczną, K, Ca, Na metodą fotometrii płomieniowej a Mg oraz metale cięŜkie (Cu, Zn, Pb, Mn, Cr, Ni i Cd) metodą spektrofotometrii atomowo-absorpcyjnej. Azot ogólny w materiale roślinnym po uprzedniej jego mineralizacji na mokro z kwasem salicylosiarkowym oznaczono metodą Kjeldahla. Analizy materiału glebowego wykonano na średnich próbach obiektowych uzyskanych po połączeniu prób pojedynczych z wazonów kaŜdego obiektu. W materiale glebowym oznaczono: skład granulometryczny metodą Casagrande´a w modyfikacji Prószyńskiego, odczyn pH w 1 mol KCl⋅dm-3, N ogólny metodą destylacyjną, C organiczny metodą Westerhoffa, zawartość rozpuszczalnych form K i P metodą Egnera-Riehma (DL) oraz Mg metodą Schachtschabela. Zawartość form rozpuszczalnych metali cięŜkich w glebie ekstrahowano roztworem 1 M HCl⋅dm-3. Wyniki i dyskusja

Rekulter i węglan wapnia dodany do obu gleb istotnie wpłynął na wzrost plonu ziarna owsa w stosunku do obiektu kontrolnego (tab. 2). Na glebie B dodatek Biodekolu-1 takŜe istotnie zwiększył plon ziarna. Plon ziarna owsa był istotnie niŜszy po dodaniu do gleby średniej (A) słomy jęczmiennej. NajwyŜszy plon słomy owsa uzyskano na glebie A przy dodaniu do niej Rekultera i Immobilu WK2.

Tabela 2; Table 2 Średni plon ziarna i słomy owsa (g z wazonu) Mean yield of oat grain and straw (g DM from a pot)

Gleba; Soil

Obiekty; Object

Plon owsa; Yield of oat

WYKORZYSTANIE PREPARATÓW MINERALNYCH ...

251

ziarno; grain

słoma; straw

Gleba A; Soil A

kontrola; control

47,9

51,2

CaCO3

51,2

48,8

Rekulter

55,6

62,9

Immobil WK2

46,2

52,9

Biodekol-1

49,4

51,0

słoma jęczmienna; barley straw

29,4

35,2

Gleba B; Soil B

kontrola; control

32,0

33,0

CaCO3

38,8

38,4

Rekulter

47,5

49,9

Immobil WK2

32,4

36,8

Biodekol-1

37,0

42,5

słoma jęczmienna; barley straw

32,9

36,3

NIR0,05; LSD0.05 I - dla nawoŜenia; for fertilization II - dla gleby; for soil I × II - interakcja; interaction

1,67 0,97 2,39

2,28 1,33 3,27

Tabela 3; Table 3 Zawartość i pobranie makroskładników przez ziarno owsa Contents and uptake of macronutrient by oat grain

Obiekty; Object

Zawartość; Contents (g⋅kg-1)

Pobranie mg z wazonu; Uptake

N

P

K

Mg

Ca

N

P

K

Mg

Ca

Gleba A; Soil A

0

21

4,4

7,1

1,1

1,5

1 006

211

340

53

72

CaCO3

20

4,3

7,4

1,1

1,5

1 024

220

379

56

77

Rekulter

23

4,9

7,8

1,3

1,6

1 279

272

434

72

89

Immobil WK 2

20

4,1

7,8

1,2

1,5

924

189

360

55

69

Biodekol-1

20

4,3

7,2

1,1

1,5

988

212

356

54

74

Słoma; Straw

16

3,8

7,2

1,0

1,5

470

112

212

29

44

Gleba B; Soil B

0

21

4,4

7,2

1,2

1,5

672

141

230

38

48

CaCO3

20

4,4

7,1

1,1

1,5

776

171

275

43

58

Rekulter

25

4,9

7,1

1,3

1,6

1 188

233

337

62

76

Immobil WK2

21

4,5

7,3

1,5

1,4

680

146

237

49

45

Biodekol-1

20

4,3

7,1

1,3

1,5

740

159

263

48

56

Słoma; Straw

18

3,9

7,0

1,0

1,5

592

128

230

33

49

Dodatek wszystkich badanych preparatów do gleby B spowodował znaczący

wzrost plonu słomy owsa. CURYŁO i JASIEWICZ [1998] stwierdzają, Ŝe na glebie sztucznie zanieczyszczonej metalami najwyŜsze plony uzyskano stosując Rekulter w porównaniu do plonów uzyskanych z nawoŜenia mineralnego i nawozów z niską zawartością węgla brunatnego.

Największą zawartość i pobranie makroskładników przez ziarno (tab. 3) i słomę (tab. 4) stwierdzono zarówno na glebie A jak i B na obiektach gdzie zastosowano


252

Rekulter. Immobil WK2 dodany do obu gleb zwiększył zawartość magnezu w ziarnie i

słomie owsa oraz jego pobranie. Słoma jęczmienna zastosowana do tych gleb obniŜyła zawartość i pobranie makroskładników przez ziarno owsa, a w słomie owsa obniŜyła zawartość i pobranie N, Mg i Ca. Tabela 4; Table 4 Zawartość i pobranie makroskładników przez słomę owsa Contents and uptake of macronutrient by oat straw

Obiekty; Object

Zawartość; Contents (g⋅kg-1)

Pobranie z wazonu (mg) Uptake from a pot (mg)

N

P

K

Mg

Ca

N

P

K

Mg

Ca

Gleba A; Soil A

0

5,0

1,9

34,3

1,5

8,3

256

97

1 756

77

425

CaCO3

5,2

1,4

37,0

1,7

9,5

254

68

1 806

83

464

Rekulter

14,1

2,0

39,5

2,7

11,9

887

126

2 485

170

749

Immobil WK 2

6,3

1,1

35,5

3,4

10,7

333

58

1 878

180

566

Biodekol-1

8,2

1,0

38,5

2,7

7,1

418

51

1 964

138

362

Słoma; Straw

7,4

3,1

45,9

1,1

7,1

260

109

1 616

39

250

Gleba B; Soil B

0

14,2

2,0

14,5

2,0

7,1

469

66

479

66

234

CaCO3

12,7

1,7

13,0

2,1

11,9

488

65

499

81

457

Rekulter

15,1

2,1

28,4

3,8

11,4

753

105

1 417

190

569

Immobil WK2

17,3

1,6

11,5

10,1

10,0

637

59

423

372

368

Biodekol-1

13,7

1,7

12,3

5,2

12,4

582

72

523

221

527

Słoma; Straw

6,9

4,0

44,5

1,4

5,4

250

145

1 615

51

196

Tabele 5 i 6 obrazują zawartość i pobranie metali cięŜkich przez ziarno i słomę

owsa. Przedstawione wyniki wskazują, Ŝe niezaleŜnie od rodzaju gleby, Ŝaden z preparatów nie spowodował wzrostu zawartości metali cięŜkich w ziarnie i słomie owsa w stosunku do obiektu zerowego.

Mniej więcej na jednakowym poziomie na wszystkich obiektach obu gleb utrzymywała się zawartość kadmu, ołowiu i chromu, natomiast zawartość pozostałych pierwiastków śladowych uległa znacznemu obniŜeniu w wyniku dodania do gleby omówionych wcześniej substancji. Potwierdza to wyraźnie zmniejszenie się procesu przemieszczania się tych pierwiastków z gleby do części nadziemnych owsa.

CURYŁO i JASIEWICZ [1998] wykazali, Ŝe spośród porównywanych materiałów organiczno-mineralnych tylko Rekulter ograniczał zdecydowanie pobranie badanych metali cięŜkich przez rośliny. Tabela 5; Table 5 Zawartość i pobranie metali cięŜkich przez ziarno owsa Contents and uptake of heavy metals by grain of oat

Obiekty Object

Zawartość; Contents

Pobranie; Uptake

Cu

Pb

Cd

Cr

Ni

Zn

Mn

Cu

Pb

Cd

Cr

Ni

Zn

Mn

mg⋅kg-1

z wazonu from a pot

z wazonu from a pot

(mg)


253

(µg)

Gleba A; Soil A 0

3,5

0,1

0,3

0,4

5,1

34

58

168

5

14

19

244

1,63

2,78

CaCO3

2,9

0,1

0,2

0,3

3,3

30

35

148

5

10

15

169

1,54

1,79

Rekulter

2,8

0,1

0,2

0,3

3,5

27

46

156

6

11

17

195

1,50

2,56

Immobil WK2

2,9

0,1

0,2

0,4

3,4

25

26

134

5

9

18

157

1,16

1,20

Biodekol-1

2,8

0,1

0,2

0,3

2,3

25

28

138

5

10

15

114

1,24

1,38

Słoma; Straw

2,5

0,1

0,2

0,4

5,1

34

52

74

3

6

12

150

1,00

1,53

Gleba B; Soil B

0

3,7

0,1

0,3

0,6

5,6

38

57

118

3

10

19

179

1,22

1,82

CaCO3

2,8

0,1

0,2

0,4

2,9

19

36

109

4

8

16

113

0,74

1,40

Rekulter

2,4

0,1

0,2

0,4

2,8

25

25

114

5

10

19

133

1,19

1,19

Immobil WK2

2,5

0,1

0,2

0,4

3,2

16

20

81

3

6

13

104

0,52

0,65

Biodekol-1

2,1

0,1

0,2

0,4

2,7

18

31

78

4

7

15

100

0,67

1,15

Słoma; Straw

3,3

0,1

0,2

0,4

2,6

27

54

109

3

7

13

86

0,89

1,78

Tabela 6; Table 6 Zawartość i pobranie metali cięŜkich przez słomę owsa Contents and uptake of heavy metals by oat straw

Obiekty Object

Zawartość; Contents

Pobranie; Uptake

Cu

Pb

Cd

Cr

Ni

Zn

Mn

Cu

Pb

Cd

Cr

Ni

Zn

Mn

mg⋅kg-1

z wazonu; from a pot (µg)

z wazonu from a pot

(mg)

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10

11

12

13

14

15

Gleba A; Soil A

0

2,9

1,9

0,5

0,6

2,5

22

155

148

97

26

31

128

1,13

7,94

CaCO3

2,4

1,3

0,4

0,6

2,1

16

63

117

63

20

29

102

0,78

3,07

Rekulter

2,3

1,5

0,4

0,5

2,0

14

124

145

94

25

31

126

0,88

7,80

Immobil WK2

2,3

1,8

0,3

0,5

2,1

12

16

122

95

16

26

111

0,63

0,85

Biodekol-1

2,7

1,5

0,3

0,6

2,3

13

17

138

77

15

31

117

0,66

0,87

Słoma; Straw

2,9

1,5

0,5

0,6

2,4

16

155

102

53

18

21

84

0,56

5,46

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

Gleba B; Soil B

0

3,6

2,4

0,3

0,7

3,8

18

165

119

79

10

23

125

0,59

5,45

CaCO3

3,1

2,0

0,3

0,6

3,0

15

48

119

77

12

23

115

0,58

1,84

Rekulter

2,2

1,5

0,2

0,5

2,3

11

109

110

75

10

25

115

0,55

5,44

Immobil WK2

3,2

1,7

0,3

0,7

3,1

10

20

118

63

11

26

114

0,37

0,74

Biodekola-1

2,7

1,8

0,2

0,6

2,5

12

36

115

77

9

26

106

0,51

1,53

Słoma; Straw

2,2

1,7

0,3

0,7

2,7

16

116

80

62

11

25

98

0,58

4,21


254

Tabela 7; Table 7 Wybrane właściwości fizykochemiczne i chemiczne gleb przed i po zakończeniu doświadczenia Some physical and chemical properties of the examined soils before and after the experiment

Obiekty Object

pHKCl

P

E-R

K

E-R

Mg CaCl2

N og. Total

N

C org.

Organic C

Cu

Zn

Pb

Cd

Cr

Ni

Mn

1 mol HCl⋅dm3


g⋅kg-1 gleby; soil

mg⋅kg-1 gleby, soil

Gleba A; Soil A

przed doświadczeniem; before experiment

4,9

143

286

95

1,20

16,0

6,4

15,2

13,4

0,2

1,6

3,0

5,4

po zakończeniu doświadczenia; after experiment

0

4,8

84

83

57

1,26

14,2

6,4

17,6

12,8

0,2

1,6

2,8

4,6

CaCO3

6,3

93

68

47

1,25

12,4

6,4

15,7

12,8

0,2

1,6

2,8

4,8

Rekulter

6,0

134

89

55

1,47

31,5

10

15,7

14,0

0,2

2,2

2,9

6,0

Immobil

7,2

89

62

38

1,32

23,0

6,2

15,5

12,9

0,2

1,6

4,9

5,3

Biodekol-1

7,0

87

60

15

1,20

15,5

6,1

21,3

16,2

0,2

1,8

2,9

8,8

Słoma; Straw

5,4

87

250

9

1,65

20,8

6,2

15,3

12,9

0,2

1,6

3,0

5,4

Gleba B; Soil B

Obiekty Object

przed doświadczeniem; before experiment

4,2

157

163

28

0,40

6,8

3,8

5,8

15,3

0,2

1,8

0,9

3,2

po zakończeniu doświadczenia; after experiment

0

4,3

145

23

15

0,42

6,9

3,7

6,2

15,0

0,2

1,8

0,9

2,8

CaCO3

6,3

177

15

9

0,41

6,9

3,8

5,2

14,7

0,2

1,9

0,9

2,8

Rekulter

6,1

191

38

18

0,60

15,9

7,2

3,1

15,0

0,2

2,5

1,0

3,6

Immobil-1

7,4

207

22

32

0,50

23,7

4,0

6,4

14,3

0,2

1,8

1,9

3,2

Biodekol

7,2

171

15

8

0,36

10,7

3,8

9,7

19,0

0,2

1,7

0,9

6,1

Słoma; Straw

5,3

114

98

4

0,60

13,6

3,7

6,8

13,7

0,2

1,6

0,9

2,8

JASIEWICZ i CURYŁO [1998] otrzymali niŜsze zawartości metali w roślinach pod

które stosowali Rekulter co tłumaczą wysoką zawartością w nim substancji organicznej zmniejszającej przyswajalność metali. GWOREK [1993] i JURKOWSKA [1964] wskazują takŜe na pozytywne oddziaływanie preparatów organiczno-mineralnych na gromadzenie się metali cięŜkich w roślinach. GĘBSKI i MERCIK [1998] podają, Ŝe dodatek do gleby słomy moŜe zwiększać dostępność dla roślin Cu i Pb, a ograniczać dostępność Cd i Zn.

Na obiektach zerowych zarówno na glebie lekkiej jak i średniej wegetacja roślin spowodowała nieduŜe zakwaszenie gleby, natomiast kaŜda z zastosowanych substancji wpłynęła na wzrost pH odczynu gleby (tab. 7).

Immobil WK2 i Biodekol-1 w największym stopniu działał alkalizująco na obie gleby. RównieŜ wapnowanie CaCO3 w wysokości odpowiadającej 1 Hh doprowadziło obie gleby do odczynu obojętnego. Najmniejszy wpływ na zmianę odczynu podłoŜa


255

miała słoma jęczmienna. Wzrost odczynu badanych gleb zdegradowanych był bardzo poŜądany gdyŜ między innymi tą drogą nastąpiło ograniczenie pobrania metali cięŜkich przez rośliny doświadczalne.

MOTOWICKA-TERELAK i in. [1998], JASIEWICZ i CURYŁO [1998a, 1998b] oraz GONET i in. [1998] podkreślają pozytywny wpływ Rekultera na właściwości gleby silnie zdegra-dowanej (uzyskanie odczynu obojętnego, wzrost zawartości materii organicznej i składników przyswajalnych). GERITSE, DRIEL [1984]; GORLACH, GAMBUŚ [1991]; MA-CIEJEWSKA, KOTOWSKA [1998] dowodzą istotnego wpływu zmniejszenia kwasowości gleb w uwstecznianiu metali cięŜkich. Na moŜliwości wykorzystania preparatów dolomitowych w przywracaniu równowagi środowiska na glebach z terenów popo-wodziowych wskazują CZUBA [1997] i WIERNY [1997]. Wnioski 1. Rekulter dodany do obu gleb popowodziowych w największym stopniu

zwiększył plon ziarna i słomy owsa, w porównaniu do pozostałych zabiegów.

2. Stosowanie słomy jęczmiennej obniŜyło istotnie plon ziarna i słomy owsa tylko na glebie średniej (A).

3. Badane preparaty w niewielkim stopniu wpłynęły na zawartość podstawowych składników pokarmowych w ziarnie owsa.

4. Większość stosowanych substancji obniŜyła zawartość metali cięŜkich w ziarnie i słomie owsa.

5. W badaniach stwierdzono istotny wpływ stosowanych zabiegów na poprawę właściwości fizyko-chemicznych gleb i zwiększenie przemieszczania się metali cięŜkich do części nadziemnych owsa.

6. W warunkach prowadzonych badań stwierdzono, Ŝe badane preparaty mogą być stosowane do rekultywacji gleb skaŜonych, takŜe w wyniku powodzi.

Literatura ADAMKIEWICZ A., CHODAK T., DĘBOWSKI M., KABAŁA C., KASZUBKIEWICZ J., KARCZEWSKA A., KWIATKOWSKA B., LACHOWICZ M., LEWCIO M., M EINHARDT B., SIWKA A., SZERSZEŃ L., TOMASZEWSKA K., WRONA J. 1998. Ocena stanu środowiska na obszarach objętych powodzią w 1997 roku - województwo wrocławskie. PIOŚ Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska we Wrocławiu, Biblioteka Monitoringu Środowiska, Wrocław: 93 ss.

CHODAK T., SZERSZEŃ L., KABAŁA C. 1999. Oddziaływanie powodzi z 1997 roku na śro-dowisko glebowe miasta Wrocławia. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 467: 51-58.

CURYLO T., JASIEWICZ CZ. 1998. Wpływ nawozów organiczno-mineralnych na aku-mulację metali cięŜkich przez rośliny. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 455: 57-72.

CZUBA R. 1997. Nawozy dolomitowe w systemie rekultywacji gleb zatopionych w czasie powodzi. Mat. Sem. „Wykorzystanie właściwości dolomitu w przywracaniu równowagi środowiska terenów objętych klęską powodzi”, 12 IX 1997, Wrocław: 1-10.

GERITSE R.G., VAN DRIEL W. 1984. The relationship between adsorption of trace metals, organic matter and pH in temperate soils. J. Environ. Qual 13/2: 157-204.

GĘBSKI M., MERCIK S. 1998. Wpływ węgla brunatnego, torfu oraz słomy na dostępność


256

pierwiastków śladowych dla roślin. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 455: 73-84.

GONET S.S., DĘBSKA B., MACIEJEWSKA A., PAKUŁA J. 1998. Wpływ nawoŜenia węglem brunatnym na właściwości materii organicznej gleb. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 455: 85-982.

GORLACH E., GAMBU Ś F. 1991. The effect of liming, adding peat and phosphorus fertil-ization on uptake of heavy metals by plants. Pol. J. Soil. Sci. XXIV/2: 199-204.

GWOREK B. 1993. Wpływ zeolitów na zmniejszenie akumulacji metali cięŜkich w rośli-nach uprawianych na glebach zanieczyszczonych. Rozprawy Naukowe i Monografie 167: 72.

JASIEWICZ CZ., CURYŁO T. 1998a. Nawozy organiczno-mineralne jako materiały do de-toksykacji gleb. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 455: 99-111.

JASIEWICZ CZ., CURYŁO T. 1998b. Wpływ nawozów organiczno-mineralnych na skład chemiczny roślin uprawianych na glebie zanieczyszczonej metalami cięŜkimi. Fol. Univ. Agric. Stetin. 190: 123-131.

JURKOWSKA H. 1964. Antytoksyczne działanie węgla brunatnego w nawoŜeniu. Zesz. Nauk. WSR Kraków 448b: 87-93.

M ACIEJEWSKA A., KOTOWSKA J. 1998. Współdziałanie nawoŜenia NPK oraz wapnowania gleby na bioprzyswajalność niektórych metali przez rośliny łąkowe. Fol. Univ. Agric. Stetin. 190, Agricultura 72: 205-209.

M OTOWICKA -TERELAK T., TERELAK H., MACIEJEWSKA A. 1998. Przydatność „Rekultera” w detoksykacji chemicznego skaŜenia gleb. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 455: 123-131.

SZERSZEŃ L., CHODAK T., GAWĘCKI J., JASIŃSKA Z., KABAŁA C., KARCZEWSKA A., KASZUB-KIEWICZ J., KOTECKI A. 2000. Stan środowiska glebowego oraz warunki produkcji rol-niczej na Dolnym Śląsku po powodzi 1997 roku. Zesz. Nauk. AR Wrocław 370, Monografie 20: 109.

WIERNY A. 1997. Zastosowanie dolomitu i naturalnych sorbentów do rekultywacji gleb popowodziowych. Mat. Sem. „Wykorzystanie właściwości dolomitu w przywracaniu równowagi środowiska terenów objętych klęską powodzi”, 12 IX 1997, Wrocław: 1-10. Słowa kluczowe: preparaty mineralne i organiczno-mineralne, gleby popowodziowe,

rośliny, metale cięŜkie Streszczenie

W doświadczeniu wazonowym badano wpływ stosowania preparatów mine-ralnych i mineralno-organicznych na plon i skład chemiczny owsa uprawianego na glebach z terenów popowodziowych. Doświadczenie załoŜono na dwóch róŜnych glebach zalanych wodami powodziowymi, które stagnowały na tym terenie przez okres jednego tygodnia. Przed załoŜeniem doświadczenia gleby poddano następującym zabiegom: wapnowania CaCO3, stosowania preparatów takich jak Rekulter, Immobil WK2, Biodekol-1 oraz dodano słomę jęczmienną. Rośliną uprawianą w doświadczeniu był owies odmiany Dragon. Rekulter dodany do obu gleb popowodziowych w największym stopniu zwiększył plon ziarna i słomy owsa, w porównaniu do pozostałych preparatów. Większość stosowanych substancji działało obniŜając zawartość metali cięŜkich w roślinach. W badaniach stwierdzono istotny wpływ stosowanych preparatów na poprawę właściwości fizyko-chemicznych gleb i przemieszczanie się metali cięŜkich do części nadziemnych roślin. W warunkach prowadzonych badań stwierdzono, Ŝe badane preparaty mogą być stosowane do rekultywacji gleb skaŜonych, takŜe w wyniku powodzi.


257

THE USE OF MINERAL AND ORGANIC-MINERAL SUBSTANCES TO IMPROVE PROPERTIES OF FLODED SOILS Grzegorz Kulczycki, Zofia Spiak Department of Plant Nutrition, University of Environmental and Life Sciences, Wrocław Key words: mineral and organo-mineral substances, soils after flood, plants, heavy

metals Summary

In the pot experiment the influence of improving soil properties on the yield and chemical composition of oat cultivated on soils after flood was investigated. The experiment was carried out on two different soils from the areas, where flood water stayed for one week. Before establishing the experiment soils underwent the following treatments: liming with CaCO3 and the addition of Rekulter, Immobil WK2, Biodekol-1 and barley straw. The examined plant was oat of the cv. Dragon. Rekulter applied to both soils after flood caused the highest increase of the grain and straw yield in comparison with other agrochemical treatments. Most of the applied substances caused the reduction of heavy metal contents in plants. In the research a significant influence of the preparation on the improvements of physico-chemical soil properties and heavy metal uptake by plants was noticed. Under the condition of the research, it was stated that the investigated preparation could be used for the reclamation of soils polluted in various ways, including flood. Dr inŜ. Grzegorz Kulczycki Katedra śywienia Roślin Uniwersytet Przyrodniczy ul. Grunwaldzka 53 50-375 WROCŁAW e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 259-267 WPŁYW WAPNOWANIA, NAWO śENIA ORGANICZNEGO ORAZ ZANIECZYSZCZENIA GLEBY NIKLEM NA AKTYWNO ŚĆ UREAZY, ZAWARTO ŚĆ WĘGLA I AZOTU W GLEBIE PO KOLEJNYCH ZBIORACH KUPKÓWKI POSPOLITEJ Beata Kuziemska, Stanisław Kalembasa Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Akademia Podlaska w Siedlcach Wstęp

Poziom aktywności enzymatycznej gleby stanowi czuły wskaźnik oceny jej Ŝyzności i urodzajności oraz informuje o zmianach ekologicznych środowiska gle-bowego [DICK 1992, 1994; BIELIŃSKA i in. 2000]. Aktywność enzymatyczna gleb jest uzaleŜniona od następujących czynników: odczynu [KOBUS 1995], zawartości węgla organicznego i azotu [DICK 1992, 1994; KALEMBASA, KUZIEMSKA 2008], koncentracji metali cięŜkich [KASIAK i in. 1986] oraz zabiegów agrotechnicznych [BIELIŃSKA i in. 2000]. Badania przeprowadzone przez BARANA i in. [2000, 2001, 2002] wykazały, Ŝe nawoŜenie gleb lekkich optymalnymi dawkami komunalnych osadów ściekowych zwiększało ich aktywność enzymatyczną. Wpływ metali cięŜkich, w tym niklu, na aktywność enzymów glebowych jest tematem wielu prac [WYSZKOWSKA, WYSZKOWSKI 2004a, 2004b]. Autorzy Ci zwracają uwagę, Ŝe zanieczyszczenie gleby niklem powoduje zmniejszenie aktywności dehydrogenazy, ureazy, fosfatazy kwaśnej i alkalicznej, przy czym największe zmiany stwierdzili w aktywności ureazy, a najmniejsze w aktywności fosfatazy kwaśnej. Jednym ze sposobów ograniczenia fitotoksyczności niklu i innych metali cięŜkich jest wapnowanie gleb oraz stosowanie nawoŜenia organicznego [KALEMBASA, KUZIEMSKA 2008].

Celem niniejszej pracy było określenie wpływu zanieczyszczenia gleby niklem na tle zróŜnicowanego wapnowania i nawoŜenia organicznego na aktywność ureazy oraz zawartość węgla organicznego i azotu całkowitego w glebie po uprawie kupkówki pospolitej. Materiał i metody badań

Badaniami objęto glebę po jednorocznym doświadczeniu wazonowym, które przeprowadzono w obiektach Akademii Podlaskiej w Siedlcach, w układzie całkowicie losowym, w trzech powtórzeniach. W doświadczeniu uwzględniono następujące czynniki: I - wapnowanie (0 Ca i Ca wg 1 Hh gleby, stosując CaCO3); II - nawoŜenie organiczne (bez nawoŜenia organicznego i osad ściekowy pochodzący

z oczyszczalni ścieków w Siedlcach, w dawce wprowadzającej do gleby 2 g

B. Kuziemska, S. Kalembasa

260

C⋅kg-1 gleby); III - zróŜnicowane zanieczyszczenie gleby niklem (0 Ni, 50 mg Ni⋅kg-1 gleby i 100 mg

Ni⋅kg-1 gleby, stosując NiCl2⋅6 H2O). Rośliną testową była trawa kupkówka pospolita (Dactylis glomerata L.), której w sezonie wegetacyjnym zebrano cztery pokosy. Utwór glebowy uŜyty w doświad-czeniu był pobierany z warstwy 0-20 cm gleby płowej o składzie granulometrycznym piasku gliniastego mocnego. Przed załoŜeniem doświadczenia oznaczono pH w 1 M KCl, które wynosiło 5,6 oraz zawartość wybranych makroelementów: N cał. - 0,98 i C org. - 7,9 g⋅kg-1 gleby. Zawartość fosforu i potasu przyswajalnego wynosiła odpowiednio 65 mg P oraz 75 mg K⋅kg-1 gleby. W utworze glebowym oznaczono równieŜ zawartość całkowitą niklu, która wynosiła 5,67 mg Ni⋅kg-1 gleby. Zastosowany w doświadczeniu osad ściekowy pochodzący z oczyszczalni ścieków w Siedlcach charakteryzował się następującym składem chemicznym: sucha masa - 18%, zawartość makroelementów (g⋅kg-1 suchej masy): C - 371; N - 60,5; P - 31,2; K - 4,28; Ca - 39,6; Mg - 8,42 oraz zawartość niklu - 20,56 mg Ni⋅kg-1 suchej masy.

W celu zapobieŜenia wyciekowi roztworu glebowego z wazonów i nadmiernemu nagrzewaniu, wazony o pojemności 15 dm3 (z 10 kg gleby) umieszczono w dodatkowych pojemnikach.

Wazony umieszczono na powietrzu bez zadaszenia i utrzymywano w nich wilgotność na poziomie 60% pełnej pojemności wodnej. Analizie poddano glebę po kaŜdym pokosie rośliny testowej.

Aktywność ureazy oznaczono metodą HOFFMANA i TEICHERA [1961] opartą na kolorymetrycznym oznaczeniu amoniaku powstałego po enzymatycznej hydrolizie mocznika. Węgiel w związkach organicznych oznaczono metodą oksydacyjno-miareczkową [KALEMBASA, TENGLER 2004], a azot ogólny metodą analizy elementarnej na autoanalizatorze CHN z detektorem przewodności cieplnej (ICD), Serie II 2400, firmy Perkin-Elmer.

Wyniki uzyskane z badań opracowano statystycznie metodą analizy wariancji z wykorzystaniem rozkładu F-Fishera-Snedecora wg programu F.R. Anal. var 4.1, a wartość NIR0,05 wyliczono wg testu Tukeya. W celu określenia związków między badanymi cechami przeprowadzono równieŜ analizę korelacji liniowej. Wyniki badań i dyskusja

Aktywność ureazy w badanej glebie wahała się od 1,95 do 6,04 mg N-NH4⋅kg-1⋅h-1 (tab. 1).

Analiza statystyczna nie wykazała wpływu wapnowania, nawoŜenia organi-cznego i zanieczyszczenia gleby niklem na badaną cechę w przypadku gleby pobranej po pierwszym pokosie kupkówki pospolitej. W glebie pobranej po II i III i IV pokosie ujawnił się wpływ wszystkich czynników, przy czym był on niejednoznaczny, uzaleŜniony od pokosu. Zastosowane wapnowanie spowodowało istotne zwiększenie aktywności ureazy w glebie pobranej po II pokosie oraz jej obniŜenie w glebie pobranej po III pokosie. Tabela na końcu art.

WPŁYW WAPNOWANIA, NAWOśENIA ORGANICZNEGO ...

261

NawoŜenie osadem ściekowym, pochodzącym z oczyszczalni w Siedlcach, spowo-dowało istotny wzrost aktywności ureazy w glebie pobranej po IV pokosie kupkówki pospolitej, co jest zgodne z badaniami KRZYWEGO i in. [2006], którzy stwierdzili stymulujący wpływ róŜnego rodzaju odpadów organicznych na omawianą cechę.

Zanieczyszczenie gleby niklem w ilości 50 mg Ni⋅kg-1 gleby spowodowało istotne zwiększenie aktywności badanego enzymu w glebie pobranej po III i IV pokosie trawy, co nie jest zgodne z wynikami uzyskanymi przez innych autorów [WYSZKOWSKA, WYSZKOWSKI 2004b]. Autorzy Ci stwierdzili negatywny wpływ duŜego zanieczyszczenia gleby niklem na aktywność zarówno ureazy, jak i innych enzymów glebowych. RozbieŜności te moŜna tłumaczyć małymi ilościami niklu wprowadzonymi do gleby w niniejszej pracy. Porównując poszczególne pokosy, stwierdzono, Ŝe największą średnią aktywnością ureazy (3,93 mg N-NH4⋅kg-1⋅h-1) charakteryzowała się gleba pobrana po I pokosie kupkówki pospolitej, a najmniejszą (3,32 mg N-NH4⋅kg-1⋅h-1) gleba pobrana po IV pokosie.

W warunkach przeprowadzonych badań zawartość azotu całkowitego w glebie po uprawie kupkówki pospolitej wahała się w granicach od 0,50 do 0,90 g N⋅kg-1 gleby (tab. 2) i ulegała istotnemu zróŜnicowaniu pod wpływem wapnowania. W glebie wapnowanej stwierdzono mniejszą zawartość omawianego pierwiastka w odniesieniu do gleby niewapnowanej. Nie stwierdzono istotnego wpływu nawoŜenia organicznego i zanieczyszczenia gleby niklem na badaną cechę. Rozpatrując terminy pobierania gleby do analizy największą średnią zawartość azotu stwierdzono w glebie po I pokosie rośliny testowej (0,79 g N⋅kg-1 gleby), a najmniejszą w glebie po pokosie IV (0,60 g N⋅kg-1 gleby).

Zawartość węgla organicznego w analizowanej glebie mieściła się w przedziale od 5,53 do 9,04 g C⋅kg-1 (tab. 3). Nie stwierdzono wpływu rozpatrywanych czynników na badaną cechę w przypadku gleby pobranej po I pokosie, natomiast w przypadku gleby pobranej po pozostałych pokosach uwidocznił się wpływ wapnowania. Podobnie jak w przypadku azotu, w glebie wapnowanej stwierdzono mniejszą zawartość węgla, w stosunku do gleby niewapnowanej. Analiza statystyczna nie wykazała wpływu nawoŜenia organicznego na badaną cechę, niemniej jednak w glebie po wszystkich pokosach kupkówki pospolitej nawoŜonej osadem ściekowym stwierdzono większą zawartość omawianego pierwiastka w stosunku do gleby nienawoŜonej. Zanieczyszczenie gleby niklem nie róŜnicowało w sposób istotny zawartości węgla w glebie. Rozpatrując terminy pobierania prób do analizy, największą średnią zawartość węgla stwierdzono w glebie po I pokosie trawy (8,20 g C⋅kg-1), a najmniejszą w glebie po pokosie III (6,84 g C⋅kg-1). Przeprowadzona analiza statystyczna ujawniła wysoce istotne dodanie zaleŜności między zawartością azotu całkowitego a węgla w związkach organicznych w glebie pobranej po wszystkich pokosach rośliny testowej. Wartości współczynników korelacji dla kolejnych pokosów wynosiły: I pokos r = 0,84**, II pokos r = 0,85**, III pokos r = 0,87**, IV pokos r = 0,78**. Analiza korelacji ujawniła teŜ istotne ujemne zaleŜności między zawartością węgla a aktywnością ureazy (r = -0,67*) oraz między zawartością azotu a aktywnością ureazy (r = -0,72**) w glebie po-branej po II pokosie kupkówki pospolitej.

W podsumowaniu moŜna stwierdzić, Ŝe brak wpływu osadu ściekowego na zawartość azotu całkowitego i węgla w związkach organicznych w analizowanej glebie moŜna wiązać z jego przemianami w glebie, co jest zgodne z badaniami innych autorów. Tabela 2-3 na końcu art.


262

TURSKI i in. [1992] badali wpływ nawoŜenia osadem ściekowym gleby bielicowej na zawartość w niej węgla i stwierdzili jego wzrost w pierwszym roku badań i obniŜenie w latach następnych. Wnioski 1. Wapnowanie nie róŜnicowało w sposób jednoznaczny aktywności ureazy,

a powodowało zmniejszenie średniej zawartości azotu całkowitego i węgla w związkach organicznych w analizowanej glebie.

2. NawoŜenie osadem ściekowym spowodowało istotny wzrost aktywności ureazy oraz niewielkie zwiększenie zawartości węgla w związkach organicznych w analizowanej glebie, nie róŜnicując jednocześnie zawartości azotu całkowitego.

3. Zanieczyszczenie gleby niklem powodowało istotny wzrost aktywności ureazy, nie róŜnicując jednocześnie zawartości azotu całkowitego i węgla w związkach organicznych.

Literatura BARAN S., BIELI ŃSKA E.J., WIŚNIEWSKI J., WOJCIKOWSKA -KAPUSTA A. 2001. Wpływ uprawy wikliny na zawartość cynku, miedzi oraz aktywności dehydrogenaz i fosfataz oraz zawartość ołowiu w glebie bielicowej uŜyźnianej osadem ściekowym. Fol. Univ. Ste-tinensis 211, Agriculture 84: 7-14.

BARAN S., BIELI ŃSKA E.J., WOJCIKOWSKA -KAPUSTA A. 2000. Wpływ uprawy wikliny na kształtowanie aktywności dehydrogenaz i fosfataz oraz zawartości ołowiu w glebie bielicowej uŜyźnianej osadem ściekowym. Fol. Univ. Stetinensis 211, Agriculture 84: 19-24.

BARAN S., BIELI ŃSKA E.J., śUKOWSKA G., GOSTKOWSKA K. 2002. Oddziaływanie róŜnych systemów nawoŜenia na aktywność enzymatyczną gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 484: 29-36.

BIELI ŃSKA E.J., BARAN S., DOMśAL H. 2000. Zastosowanie wskaźników enzymatycznych do oceny wpływu rocznych zabiegów agrotechnicznych na poprawę właściwości gleby lekkiej. Fol. Univ. Stetinensis 211, Agricultura 84: 35-40.

DICK R.P. 1992. A review long-term effect of agricultural system on soil biochemical and microbial parameters. Agriculture, Ecosystems and Environment 40.

DICK R.P. 1994. Soil enzyme activites as indicators of soil quality, w: Defining soil qvality for a sustainable environment. Doran J.W., Coelmon D.C., Bezdicek D.F., Stewart B.A. (Eds): 107-124.

HOFFMAN G., TEICHER K. 1961. Ein kolorimetrisches Verfahren zur Bestimmung der Ureaseaktivatät in Böden. Ziet. Pflanzenernachr. Dung. Bodenkunde 95: 55-63.

KALEMBASA S., KUZIEMSKA B. 2008. Wpływ zanieczyszczenia gleby niklem na plon i zawartość fosforu w kupkówce pospolitej oraz aktywność enzymatyczną gleby. Prace Naukowe UE we Wrocławiu, Chemia, Związki fosforu w chemii, rolnictwie, medycynie i ochronie środowiska Nr 4(1204): 72-82.

KALEMBASA S., TENGLER SZ. 2004. Rola węgla brunatnego w nawoŜeniu i ochronie środowiska. Monografia 52, AP Siedlce: 174 ss.

WPŁYW WAPNOWANIA, NAWOśENIA ORGANICZNEGO ...

263

KASIAK A., KUKIER M., STĘPNIEWSKA Z. 1986. Wpływ cynku i miedzi na aktywność de-hydrogenazy i katalazy w glebie lessowej. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 315: 95-104.

KOBUS J. 1995. Biologiczne procesy a kształtowanie Ŝyzności gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 421a: 209-219.

KRZYWY J., JANIAK K., KRZYWY E., KRZYWY -GAWROŃSKA E. 2006. Wpływ kompostów i nawozów mineralnych na aktywność dehydrogenazy, fosfatazy kwaśnej i zasadowej oraz ureazy w glebie przed siewem i po zbiorze rzepaku jarego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 512: 381-389.

TURSKI R., BARAN S., FLIS-BUJAK M., KWIECIE Ń J. 1992. Rolnicze wykorzystanie osadów ściekowych a zawartość metali cięŜkich w agrocenozie. Mat. z Konf. Nauk. „NawoŜenie organiczne a ochrona środowiska”, Siedlce 20-21.06.1989: 47-69.

WYSZKOWSKA J., WYSZKOWSKI M. 2004a. Wpływ kadmu i magnezu na aktywność enzy-matyczną gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 505: 513-517.

WYSZKOWSKA J., WYSZKOWSKI M . 2004b. Wpływ zanieczyszczenia gleby niklem na jej aktywność enzymatyczną gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 505: 518-522. Słowa kluczowe: gleba, wapnowanie, osad ściekowy, nikiel, ureaza, azot, węgiel

organiczny Streszczenie

W glebie pobranej po uprawie kupkówki pospolitej badano aktywność ureazy oraz zawartość azotu całkowitego i węgla w związkach organicznych. W doświadczeniu uwzględniono następujące czynniki : I - wapnowanie (0 Ca i Ca wg 1 Hh gleby); II - nawoŜenie organiczne (bez nawoŜenia organicznego i osad ściekowy pochodzący z oczyszczalni ścieków w Siedlcach); III - zanieczyszczenie gleby niklem (0, 50 i 100 mg Ni⋅kg-1 gleby). Wapnowanie powodowało zmniejszenie średniej zawartości azotu i węgla w związkach organicznych w analizowanej glebie. NawoŜenie osadem ściekowym spowodowało istotny wzrost aktywności ureazy oraz niewielkie zwiększenie zawartości węgla w związkach organicznych w analizowanej glebie, nie róŜnicując jednocześnie zawartości azotu. Zanieczyszczenie gleby niklem powodowało istotny wzrost aktywności ureazy, nie róŜnicując jednocześnie zawartości węgla i azotu. THE INFLUENCE OF LIMING, ORGANIC FERTILIZATION AND CONTAMINATION OF SOIL WITH NICKEL ON ENZYMATIC ACTIVITY, CONTENT OF ORGANIC CARBON AND NITROGEN IN THE SOIL AFTER CULTIVATION OF ORCHID GRASS (Dactylis glomerata L.) Beata Kuziemska, Stanisław Kalembasa Departament of Soil and Agricultural Chemistry, University of Podlasie, Siedlce Key words: soil, liming, sewage sludge, nickel, urease, nitrogen, organic carbon Summary


264

The enzymatic activity and total content of nitrogen and organic carbon were investigated in the soil samples taken after cultivation of orchard grass in the pot experiment the following factors were included: I) liming (without or with liming according to 1 Hh) and II) waste sewage sludges from municipal sewage purification plant at Siedlce, III different level of contamination by nickel (0, 50, 150 mg Ni⋅kg-1 of soil). Liming decreased the content of total nitrogen and organic carbon in analyzed soil. The fertilization caused with sewage sludge the essential activity growth of the urease as well as a small increase of the content of organic carbon in the analysed soil, without simultaneous differentiation of the content of nitrogen. The contamination of the soil with nickel caused the essential growth of urease activity without the simultaneous differentiation of the content of carbon and the nitrogen. Prof. dr hab. Stanisław Kalembasa Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej Akademia Podlaska ul. B. Prusa 14 08-110 SIEDLCE e-mail: [email protected]

Tabela 1; Table 1 Aktywność ureazy w glebie (mg N-NH4⋅kg-1⋅godz.-1); Urease activity in soil (mg N-NH4⋅kg-1⋅h-1)

I pokos; I cut

II pokos; II cut

III pokos; III cut

IV pokos; IV cut

NIR0,05 dla wapnowania; LSD0.05 for liming NIR0,05 dla nawoŜenia organicznego; LSD0.05 for organic fertilization NIR0,05 dla dawek niklu; LSD0.05 for doses of nickel

r.n.; n.s. r.n.; n.s. r.n.; n.s.

0,368

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

0,684

r.n.; n.s. 1,025

r.n.; n.s. 0,411 0,616

Dawki niklu

(mg⋅kg-1 gleby) Doses of nickel (mg⋅kg-1 soil)

Po-kosy Cuts

Wapnowanie; Liming

Średnia Mean

Średnia Mean

0

Ca wg wartości 1 Hh; Ca acc. 1 Hh

bez nawoŜenia organicznego

Without organic fertilization

osad

z Siedlec sludges from

Siedlce

średnia mean


without organic fertilization

osad


Siedlce

średnia mean


without organic fertiliztion

osad


Siedlce

0

I II III IV

3,38 2,48 3,17 3,17

3,54 3,06 4,09 3,21

3,46 2,77 3,63 3,19

4,25 2,99 1,99 1,95

4,57 3,13 3,21 3,42

4,41 3,06 2,60 2,69

3,82 2,73 2,58 2,56

4,05 3,10 3,65 3,31

3,93 2,92 3,12 2,94

Średnia; Mean

3,05

3,47

3,26

2,80

3,58

3,19

2,92

3,53

3,23

50

I II III IV

2,29 2,96 5,55 4,36

3,69 2,93 4,13 4,06

2,99 2,95 4,84 4,21

4,29 3,48 4,17 3,29

3,21 3,50 3,89 5,25

3,75 3,49 4,03 4,27

3,29 3,22 4,86 3,83

3,45 3,21 4,01 4,66

3,37 3,22 4,41 4,24

Średnia; Mean

3,79

3,70

3,75

3,81

3,96

3,89

3,80

3,83

3,82

100

I II III IV

4,67 2,29 6,04 3,29

5,04 2,84 2,42 4,07

4,85 2,57 4,23 3,68

3,94 3,94 4,00 3,43

3,29 3,54 3,32 2,58

3,62 3,74 3,66 3,01

4,30 3,11 5,02 3,36

4,17 3,19 2,87 3,32

4,24 3,15 3,95 3,34

Średnia; Mean

4,07

3,59

3,83

3,83

3,18

3,51

3,95

3,39

3,67

Średnia; Mean

I II III IV

3,45 2,58 4,92 3,61

4,09 2,94 3,55 3,78

3,77 2,76 4,23 3,69

4,16 3,47 3,39 2,89

3,69 3,39 3,47 3,75

3,94 3,43 3,43 3,32

3,80 3,02 4,15 3,25

3,89 3,17 3,51 3,76

3,86 3,10 3,83 3,50

Średnio w doświadczeniu

Mean in experiment

3,64

3,59

3,61

3,48

3,57

3,53

3,56

3,58

3,51

Tabela 2; Table 2 Zawartość azotu całkowitego w glebie (g⋅kg-1 gleby); Total nitrogen content in soil (g⋅kg-1 soil)

I pokos; I cut

II pokos; II cut

III pokos; III cut

IV pokos; IV cut


0,092

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

0,065

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

0,059

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

0,081

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

Dawki niklu


Po-kosy Cuts

Wapnowanie; Liming

Średnia; Mean

Średnia Mean

0




osad


Siedlce

średnia mean



osad


Siedlce

średnia mean



osad z Siedlec sludges from

Siedlce

0

I II III IV

0,79 0,62 0,71 0,70

0,84 0,65 0,77 0,71

0,82 0,63 0,74 0,70

0,69 0,58 0,61 0,47

0,74 0,62 0,64 0,51

0,72 0,60 0,62 0,49

0,74 0,60 0,66 0,59

0,79 0,64 0,71 0,61

0,76 0,61 0,68 0,60

Średnia; Mean

0,71

0,74

0,72

0,59

0,63

0,61

0,65

0,69

0,66

50

I II III IV

0,82 0,65 0,77 0,73

0,86 0,69 0,79 0,75

0,84 0,67 0,78 0,74

0,71 0,55 0,56 0,54

0,78 0,53 0,52 0,50

0,75 0,54 0,54 0,52

0,76 0,60 0,67 0,64

0,82 0,61 0,65 0,63

0,80 0,60 0,66 0,63

Średnia; Mean

0,74

0,77

0,76

0,59

0,58

0,59

0,67

0,68

0,67

100

I II III IV

0,88 0,64 0,75 0,62

0,90 0,68 0,70 0,68

0,89 0,66 0,72 0,65

0,70 0,54 0,57 0,52

0,76 0,51 0,54 0,50

0,73 0,52 0,55 0,51

0,79 0,59 0,66 0,57

0,83 0,59 0,62 0,59

0,81 0,59 0,64 0,58

Średnia; Mean

0,72

0,74

0,73

0,58

0,58

0,58

0,65

0,66

0,66

Średnia; Mean

I II III IV

0,83 0,64 0,74 0,68

0,87 0,67 0,75 0,71

0,85 0,65 0,75 0,70

0,70 0,56 0,58 0,51

0,76 0,55 0,57 0,50

0,73 0,56 0,57 0,51

0,77 0,60 0,66 0,60

0,80 0,62 0,70 0,60

0,79 0,61 0,66 0,61


Mean in experiment

0,72

0,75

0,73

0,59

0,60

0,59

0,66

0,68

0,66

Tabela 3; Table 3 Zawartość węgla w związkach organicznych w glebie (g⋅kg-1 gleby); Organic carbon content in soil (g⋅kg-1 soil)

I pokos; I cut

II pokos; II cut

III pokos; III cut

IV pokos; IV cut


r.n.; n.s. r.n.; n.s. r.n.; n.s.

0,736

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

0,335

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

0,766

r.n.; n.s. r.n.; n.s.

Dawki niklu


Po-kosy Cuts

Wapnowanie; Liming

Średnia; Mean

Średnia Mean

0




osad


Siedlce

średnia mean




Siedlce

średnia mean




Siedlce

0

I II III IV

7,68 7,02 7,33 7,18

8,12 7,48 8,53 7,86

7,90 7,25 7,93 7,52

7,56 6,18 5,53 6,73

8,01 6,40 5,98 6,92

7,79 6,29 5,75 6,83

7,62 6,60 6,43 6,96

8,07 6,94 7,26 7,39

7,85 6,77 6,84 7,17

Średnia; Mean

7,30

8,00

7,65

6,50

6,83

6,66

6,90

7,41

7,16

50

I II III IV

8,24 7,63 8,51 7,98

8,36 7,84 7,91 8,43

8,30 7,74 8,21 8,21

7,22 6,12 5,90 6,92

8,00 6,79 5,55 7,06

7,61 6,45 5,72 6,99

7,73 6,88 7,20 7,45

8,18 7,32 6,73 7,75

7,96 7,10 6,96 7,60

Średnia; Mean

8,09

8,13

8,11

6,54

6,85

6,69

7,32

7,49

7,40

100

I II III IV

8,99 7,59 7,31 8,04

9,04 9,01 7,45 8,54

9,02 8,30 7,38 8,29

8,01 5,94 5,82 6,04

8,00 6,37 6,30 6,89

8,00 6,16 6,06 6,47

8,50 6,77 6,56 7,04

8,52 7,69 6,88 7,72

8,51 6,98 6,72 7,38

Średnia; Mean

7,98

8,51

8,25

6,45

6,89

6,67

7,22

7,70

7,46

Średnia; Mean

I II III IV

8,30 7,41 7,72 7,73

8,51 8,11 7,96 8,28

8,41 7,76 7,84 8,01

7,60 6,07 5,75 6,56

8,00 6,52 5,94 6,96

7,80 6,30 5,84 6,76

7,95 6,74 6,73 7,15

8,26 7,32 6,96 7,62

8,10 7,03 6,84 7,38


Mean in experiment

7,79

8,21

8,00

6,50

6,86

6,68

7,15

7,54

7,34

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 269-275 AZOT I FOSFOR W ROZTWORACH GLEBOWYCH Z WYBIEGÓW FERM G ĘSI Sławomir Ligęza Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Gleby na wybiegach ferm gęsi pokryte są warstwą organicznego nadkładu, który tworzy się z mieszaniny paszy, ptasich odchodów i piór. Obok materiału roślinnego o róŜnym stopniu rozkładu, poziom ten zawiera duŜe ilości związków łatwo rozpuszczalnych w wodzie, w tym azotu i fosforu. Warstwa zalegająca na powierzchni wpływa w istotny sposób na skład chemiczny roztworów glebowych, w miejscach uŜytkowanych jako wybiegi dla gęsi. W wyniku mikrobiologicznego rozkładu powstaje szereg organicznych i nieorganicznych związków chemicznych, które wraz z infiltruj ącą wodą są przemieszczane w głąb profilów glebowych. Dlatego, głębiej leŜące poziomy gleb na fermach, w porównaniu z glebami spoza ferm, wykazują wyŜszą zawartość łatwo mobilnych form pierwiastków. DuŜe fermy bardzo często są przyczyną zmian chemizmu wód gruntowych, co jest zjawiskiem niekorzystnym z punktu widzenia ochrony jakości składników hydrosfery.

Celem pracy była analiza zawartości N-NH4+

, N-NO3_ oraz PO43_ w roztworach

glebowych na terenach ferm gęsi, w porównaniu z glebami o podobnej typologii, które znajdują się w sąsiedztwie terenów hodowlanych, jednak nie podlegały bezpośredniemu oddziaływaniu ptaków. Materiał i metody badań

Gleby do badań pobrano na terenie wybiegów dwóch ferm gęsi - w Knyszynie (FK), (woj. podlaskie) oraz w Hucie Józefów (FHJ), (woj. lubelskie). W chwili pobierania próbek obie fermy funkcjonowały od co najmniej 20 lat. W pobliŜu ferm, ale poza zasięgiem oddziaływania gęsi, wybrano obiekty kontrolne, na których nie stosowano nawoŜenia obornikiem lub pozostawały jako nieuŜytek. Po wykonaniu odkrywek próbnych na fermach i obiektach kontrolnych, zestawiono pary pedonów (ferma-kontrola) o podobnej budowie profilów. Z kaŜdego poziomu genetycznego pobrano do metalowych cylindrów o pojemności 100 cm3 (w 5 powtórzeniach) próbki gleb o zachowanej strukturze, które posłuŜyły do określenia polowej pojemności wodnej (PPW). Przyjęto, Ŝe dla badanych autogenicznych gleb mineralnych roztwór glebowy pozyskiwany w laboratorium, przy takim stanie wilgotności próbek, będzie miał skład najbardziej zbliŜony do występującego w warunkach naturalnych. Z kaŜdego poziomu genetycznego wzięto do 20 kg uśrednionego materiału glebowego, z którego otrzymywano roztwory glebowe. Do plastikowych naczynek nawaŜano po 1 kg

S. Ligęza

270

powietrznie suchej gleby, dodawano wodę redestylowaną w ilości odpowiadającej potencjałowi wody -9,81 kPa (pF = 2,0), mieszano aby nawilgotnić całą próbkę. śeby wyeliminować parowanie, pojemniczki z glebą umieszczano w szczelnie zamkniętych woreczkach polietylenowych i inkubowano przez 48 godzin [QUINN, WOLT 1990] w temperaturze ok. 20°C, bez dostępu światła. Roztwór pozyskiwano metodą wirowania próbek [SMAL 1999] z szybkością 3500 obr. min-1, przez 30 min. ZaleŜnie od wydajności procesu wirowania, do inkubacji brano od 5 do 9 kg gleby. Po odwirowaniu gleby z całego poziomu genetycznego roztwór uśredniano.

Zawartość N-NH4+ w roztworach oznaczono metodą Nesslera, a PO4

3_ ko-lorymetrycznie metodą molibdenową [HERMANOWICZ i in. 1999], natomiast N-NO3_ kolorymetrycznie z kwasem fenolodwusulfonowym [PRINCE 1955].

Gleby z obu ferm i kontrolne miały charakter niecałkowity. Materiał z Knyszyna (FK) zakwalifikowano do gleb brunatnych właściwych wytworzonych z piasków zwałowych zawierających 3,4-10,6% części szkieletowych, leŜących na glinie zwałowej. Poziomy genetyczne profilu z terenu fermy (FK) tworzyły sekwencję O1-A-Bbr-Cca-IICca, natomiast kontrolnego Ap-Bbr-C-IICca. Gleby z Huty Józefów (FHJ) zaliczono do płowych typowych, wytworzonych z pyłów ilastych na glinach. Profil na fermie miał układ poziomów O2-A-Eet-Bt-IIC, natomiast kontrolny O1-Ap-Eet-Bt-IIC. Badane gleby zawierały w poziomach próchnicznych od 6 do 11 g C⋅kg-1, 0,8-1,9 g N⋅kg-1, i bardzo wysoką zawartość fosforu przyswajalnego oznaczonego metodą Egnera-Riehma (> 500 mg⋅kg-1). BliŜszą charakterystykę gleb i ich właściwości zawarto w pracach LIGĘZA, MISZTAL [1999], LIGĘZA, SMAL [2004] oraz LIGĘZA [2007]. Wyniki i dyskusja

Odchody ptaków są zasobne w podstawowe składniki nawozowe [MAZUR, KWIATKOWSKA 1986; LICZNAR i in. 1995]. Wysoka zawartość azotu i fosforu w glebach na wybiegach gęsi stwarza zagroŜenie dla wód, gdyŜ są to dwa podstawowe pierwiastki powodujące eutrofizację wód powierzchniowych. Wysokie stęŜenie związków azotu w wodach gruntowych (np. w studniach), zmniejsza moŜliwość ich gospodarczego wykorzystania. Podstawowym źródłem azotu w glebach ferm gęsi jest kwas moczowy oraz jego sole, które są rozkładane przez zewnątrzkomórkowe enzymy bakterii glebowych. Końcowym produktem przemian jest przede wszystkim amoniak, który podlega sorpcji wymiennej, rozpuszcza się w wodzie glebowej, a takŜe jest uwalniany do atmosfery [GAY , KNOWLTON 2005]. Jony amonowe mogą być przekształcane w procesie nitryfikacji do azotanów (V). Pomiot gęsi zawiera znaczne ilości związków fosforu, które mogą przedostawać się do wód. SCHERER i in. [1995] podają, Ŝe jeden osobnik dzikiej gęsi wydala dziennie z odchodami około 1,5 g fosforu ogółem.

Dane liczbowe zawarte w tabeli 1 oraz graficzne porównanie stęŜeń anali-zowanych pierwiastków w analogicznych poziomach gleb z ferm i kontrolnych (rys. 1) wskazują, Ŝe w większości przypadków odnotowano wyraźny wzrost zawartości jonów amonowych, azotanowych(V) i ortofosforanów.

1 poziom organiczny powstały podczas hodowli gęsi na wybiegach; organic horizon developed in the time of goose husbandry 2 inicjalny poziom organiczny; initial organic horizon

AZOT I FOSFOR W ROZTWORACH GLEBOWYCH ...

271

01234

A/Ap Bbr Cca/C A/Ap Eet Bt IIC

poziom; horizonmm

ol N

-NH

4+ d

m-3

A

02468

10


poziom; horizon

mm

ol N

-NO

3- d

m-3

B

0250500750

1000


poziom; horizon

umol

PO

43- d

m-3

C

Rys. 1. Profilowy rozkład stęŜeń N-NH4+ (A), N-

NO3_ (B) i PO43_ (C) w roztworach glebowych

Fig. 1. Concentration of N-NH4

+ (A), N-NO3_ (B), and PO43_ (C) in the soil solution in the

soil profiles Dotyczy to szczególnie obiektu FHJ, gdzie gleby miały uziarnienie pyłów ilastych. Specyfika otrzymywania roztworów glebowych powoduje, Ŝe liczba próbek zesta-wianych do porównywania za pomocą testów statystycznych jest mała. Z tego powodu

ferma; farm kontrola; control

S. Ligęza

272

uŜyto testu t-Studenta, choć wysuwane są w stosunku do niego zastrzeŜenia [WOŁEK 1992].

Istotne róŜnice między średnią zawartością N-NO3_ w analogicznych poziomach gleb z wybiegów gęsi oraz kontrolnych wykazano tylko w przypadku azotu azotanowego(V), (tab. 2). Tabela 1; Table 1 Średnia zawartość N-NH4

+, N-NO3_ i PO43_ w roztworach glebowych

Mean concentration of NH4+, N-NO3_ and PO4

3_ in soil solutions Poziom; Horizon

Głębokość

Depth

N-NH4

+

N-NO3_

PO43_

mmol⋅dm-3

µmol⋅dm-3

Ferma w Knyszynie; Farm in Knyszyn

A

0-20 cm

0,91

3,34

178,1

Bbr

20-70 cm

0,57

2,18

29,7

Cca

> 70 cm

0,20

1,03

4,9

Profil kontrolny fermy w Knyszynie; Control profile in Knyszyn

Ap

0-25 cm

0,72

0,85

28,2

Bbr

25-65 cm

0,28

0,42

18,4

C

65-75 cm

0,12

0,10

2,2

Ferma w Hucie Józefów; Farm in Huta Józefów

A

0-17 cm

3,43

7,15

850,2

Eet

17-33 cm

0,94

0,14

76,4

Bt

33-60 cm

0,60

3,81

52,3

IIC

> 60 cm

0,30

7,65

4,0

Profil kontrolny FHJ; Control profile in Huta Józefów

A

0-25 cm

0,81

0,05

40,2

Eet

25-30 cm

0,35

0,04

30,1

Bt

30-65 cm

0,26

0,02

4,0

IIC

> 65 cm

0,34

0,10

8,0

W odniesieniu do prób o małej liczebności, w tym przypadku wynoszącej n = 14, nawet niewielkie odchylenia od oczekiwanego rozkładu zmniejszają praw-dopodobieństwo potwierdzenia istotności róŜnic między średnimi. Zawartość N-NH4

+ i PO4

3_ w roztworach kontrolnych obu ferm była na zbliŜonym poziomie, natomiast w punkcie kontrolnym fermy FHJ było wyraźnie mniej N-NO3_. W przypadku gospodarstwa FK, stęŜenia wszystkich badanych jonów w roztworach były niŜsze niŜ na fermie FHJ i zmniejszały się wraz z głębokością gleby, zarówno na wybiegach, jak i w punktach kontrolnych (rys. 1).

Bardzo wysokie stęŜenia N-NO3_ w roztworach glebowych, wyŜsze niŜ N-NH4

+ (tab. 1), wskazują na intensywny proces nitryfikacji oraz sorpcję jonów amonowych. Przeprowadzone wcześniej badania stałej fazy tych samych gleb wykazały odwrotną zaleŜność między analizowanymi formami azotu [L IGĘZA, MISZTAL 1999], tzn. zawartość azotu amonowego była wyŜsza w przeliczeniu na powietrznie suchą masę gleby niŜ azotu azotanowego.

Mało istotna w odniesieniu do anionów sorpcja wymienna sprzyja ich wy-


273

mywaniu. W roztworach z obiektu FHJ, na poziomie skały macierzystej stwierdzono porównywalny poziom stęŜeń azotanów(V) do występującego w poziomie próchnicznym (rys. 1B). Trudno przepuszczalne podłoŜe zalegające w spągu gleby (glina średnia i cięŜka) zatrzymywały infiltrującą wodę wraz z zawartymi w niej azotanami. W odniesieniu do N-NH4

+, takiego zjawiska nie zaobserwowano. Profilowy rozkład stęŜeń jonów azotanowych(V) z gleby na tej fermie wskazuje intensywne przemywanie poziomu podpróchnicznego Eet. StęŜenie N-NO3_ w poziomie eluwialnym było wyraźnie niŜsze niŜ w leŜącym powyŜej poziomie A oraz w znajdującym się poniŜej poziomie teksturalnym Bt. Tabela 2; Table 2 Wartości testu t dla średnich stęŜeń pierwiastków w roztworach z ferm i roztworach kontrolnych Values of t-test for average concentration of elements in the soil solution from farms and the control

Jon; Ion

Wartość testu t t-test value

Wartość p

p value

N-NH4

t = 1,35 (r.n.; n.s.)

p < 0,20

N-NO3

t = 3,10*

p < 0,009

PO4

t = 1,32 (r.n.; n.s.)

p < 0,21

Wnioski 1. Roztwory glebowe z wybiegów ferm gęsi wykazywały wysokie stęŜenia jonów

amonowych, azotanowych(V) oraz ortofosforanów. Roztwory z Knyszyna charakteryzowały się w porównaniu z roztworami kontrolnymi 1,3-2,0 razy wyŜszą zawartością N-NH4

+, 4,0-10,3 razy N-NO3_ oraz 1,6-6,3 razy PO43_. W

roztworach z obiektu w Hucie Józefów róŜnice te były wyŜsze i wzrost stęŜeń wynosił odpowiednio: 2,3-4,2 razy dla N-NH4

+, 3,5-190,5 dla N-NO3_ oraz 2,5-21,1 dla PO4

3_.

2. W roztworach glebowych z obu ferm stwierdzono wyŜsze stęŜenia N-NO3_ niŜ N-NH4

+, co świadczy o intensywnym przebiegu procesu nitryfikacji i wiązaniu jonów amonowych w procesach sorpcji glebowej. Wcześniej przeprowadzone badania stałej fazy tych samych gleb, wykazały odwrotną zaleŜność, gdyŜ stwierdzono wyraźną dominację jonów amonowych nad azotanowymi(V).

3. Intensywne wymywanie azotanów(V) w głąb gleb na wybiegach gęsi i moŜliwość skaŜenia wód gruntowych potwierdza profilowy rozkład stęŜeń w Hucie Józefów. Roztwory glebowe otrzymane ze słabo przepuszczalnej dla wody skały podścielającej o uziarnieniu glin cięŜkich miały wyŜszy poziom stęŜeń N-NO3_ niŜ poziom próchniczny zalegający bezpośrednio pod warstwą pomiotu.

Literatura HERMANOWICZ W., DOJLIDO J., DOśAŃSKA W., KOZIOROWSKI B., ZERBE J. 1999. Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków. Arkady, Warszawa: 556 ss.

GAY S.W., KNOWLTON K.F. 2005. Ammonia emission and animal agriculture. Biological

S. Ligęza

274

Systems Engineering. Publication: 442-110.

L ICZNAR S.E., DROZD J., LICZNAR M. 1995. Oddziaływanie pomiotu kurzego na właś-ciwości gleb terenów przyległych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 418: 541-550.

L IGĘZA S. 2007. Skutki wieloletniego uŜytkowania gleby jako wybiegu dla gęsi w aspe-kcie zmian zawartości rozpuszczonego węgla organicznego w roztworach glebowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 520: 135-142.

L IGĘZA S., M ISZTAL M. 1999. Zmiany właściwości gleb zachodzące pod wpływem zale-gających pomiotów gęsi. Fol. Univ. Agric. Stetin. 200, Agricultura 77: 207-212.

L IGĘZA S., SMAL H. 2004. Odczyn, przewodnictwo właściwe oraz stęŜenie pierwiastków zasadowych w roztworach glebowych gleb uŜytkowanych jako wybiegi na fermach gęsi. Annales UMCS Sec. E 59(4): 1613-1619.

M AZUR T., KWIATKOWSKA E. 1986. Formy związków azotowych, fosforowych i potaso-wych w pomiocie kurzym. Rocz. Glebozn. 37(1): 121-128.

PRINCE A.L. 1955. Appendix - methods in soil analysis, w: Chemistry of the soil. BEAR F.E. (Red.). ACS Monograph 126. Reinhold Publishing Corp., New York.

QUIAN P., WOLT J.D. 1990. Effects of drying and time incubation on the composition of displaced soil solution. Soil Sci. 6: 367-373.

SCHERER N.M., GIBBONS H.L., STOOPS K.B., M ULLER M. 1995. Phosphorus loading of an urban lake by bird droppings. Lake and Reserv. Manage. 11(4): 317-327.

SMAL H. 1999. Właściwości chemiczne roztworów glebowych gleb lekkich i ich zmiany pod wpływem zakwaszenia. Rozpr. Nauk. 230, Wyd. AR Lublin: 108 ss.

WOŁEK J. 1992. Vademecum statystyki dla biologów. Instytut Botaniki im. W. Szafera, PAN. Kraków: 137 ss. Słowa kluczowe: roztwór glebowy, fermy gęsi, jony amonowe, azotany, fosforany Streszczenie

Badano wpływ warstwy pomiotu na fermach gęsi na zawartość N-NH4+, N-

NO3_ i PO43_ w roztworach glebowych. Do badań wytypowano 2 fermy działające

przez co najmniej 20 lat. Roztwór glebowy otrzymywano metodą wirowania próbek gleby (3500 obr. min-1, 30 min.) o wilgotności odpowiadającej polowej pojemności wodnej (-9,81 kPa, pF = 2,0). W roztworach z wybiegów stwierdzono wysokie stęŜenia badanych form pierwiastków oraz ich wymywanie w głąb profilów, co grozi skaŜeniem wód gruntowych. Azot azotanowy dominował w roztworach glebowych nad formą amonową, co wskazuje na intensywny proces nitryfikacji, ale takŜe wiązanie N-NH4

+ w procesach sorpcji glebowej. Relacje te układały się odmienne niŜ we wcześniej przeprowadzonych badaniach stałej fazy gleby, gdzie formą dominującą był azot amonowy. NITROGEN AND PHOSPHORUS IN SOIL SOLUTIONS FROM THE AREA OF GOOSE FARMS Sławomir Ligęza Institute of Soil Science and Environment Management, University of Life Sciences, Lublin Key words: soil solution, goose farms, ammonium ions, nitrates, orthophosphates


275

Summary

The influence of goose manure layer on the concentration of N-NH4+, N-NO3_

and PO43_ in the soil solutions was studied. Two farms working for over 20 years were

selected for the investigation. The soil solution was obtained by the centrifugation of soil samples at a speed of 3500 rpm for 30 minutes. Soil moisture corresponded to field water capacity of the soil (-9.81 kPa, pF = 2.0). The concentrations of nitrogen compounds and orthophosphates in the soil solutions were higher in comparison to the control and its leaching into the deeper soil horizons was stated. That is a reason why ground water is threatened with contamination. A comparison of nitrates and ammonium ion levels in the soil solutions indicates that N-NO3_ dominates above N-NH4

+. That was a reverse relation than that observed earlier for the soil solid phase. Dr Sławomir Ligęza Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Kr. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 277-283 WPŁYW POPIOŁU FLUIDALNEGO Z W ĘGLA KAMIENNEGO NA MIKROFLOR Ę GLEBOWĄ W BADANIACH POLOWYCH Wiera Michalcewicz 1, Sławomir Stankowski 2, Marcin Romanowski 3

1 Katedra Mikrobiologii i Biotechnologii Środowiska, Akademia Rolnicza w Szczecinie 2 Katedra Uprawy Roli, Roślin i Doświadczalnictwa, Akademia Rolnicza w Szczecinie 3 Katedra Chemii Ogólnej, Akademia Rolnicza w Szczecinie Wstęp

Gleba to swoisty organizm, w którym róŜne grupy drobnoustrojów i wytwarzane przez nie enzymy katalizują przemiany organicznych i mineralnych składników. Miarą aktywności biologicznej gleby moŜe być ilość przyswajalnej substancji organicznej, która pod wpływem drobnoustrojów ulega rozkładowi w określonym czasie. Towarzyszy temu silne namnoŜenie się heterotroficznej mikroflory, wzmoŜenie jej aktywności enzymatycznej oraz powstanie produktów syntezy i mineralizacji (np. CO2, NH3, H2S). To determinuje Ŝyzność gleby, czyli taki stan środowiska, który warunkuje dobry rozwój roślin oraz ich plonowanie [MYŚKÓW 1981; RUSSEL 2005]. Popioły to produkty uboczne przemysłu elektrociepłowniczego. Powszechne jest ich długotrwałe gromadzenie w obrębie elektrowni, co prowadzi do powstania ogromnych hałd uciąŜliwego odpadu. Dobrym rozwiązaniem wydaje się zagospodarowanie popiołów, poniewaŜ oprócz pozbycia się ich z terenów elektrowni, moŜna wykorzystać je do innych celów, np. rolniczych czy teŜ przyrodniczych [WIECZOREK i in. 2005]. Same popioły fluidalne, ze względu na swoje właściwości fizykochemiczne np. bardzo wysokie pH oraz brak substancji organicznej, nie są jednak sprzyjającym środowiskiem dla rozwojowi mikroorganizmów. Ze względu na małą aktywność biologiczną wzbogaca się je w róŜnego rodzaju surowce organiczne (np. przefermentowany osad ściekowy, słoma, efektywne mikroorganizmy - ceramiczny EM-X i EM-1), które będąc źródłem mikroflory, pośrednio mogą być równieŜ czynnikiem glebotwórczym [BARAN i in. 1993; KALEMBASA, KUZIEMSKA 1993; KRZYWY, WOŁOSZYK 1996; MAZUR 1996; JASIEWICZ i in. 2007].

Celem niniejszej pracy było określenie wpływu popiołu fluidalnego na liczebność bakterii, grzybów, promieniowców oraz zawartość biomasy Ŝywych mikroorganizmów w badaniach polowych.

Materiał i metody badań

W. Michalcewicz, S. Stankowski, M. Romanowski

278

Doświadczenie polowe zostało załoŜone przez Katedrę Chemii Ogólnej Akademii Rolniczej w Szczecinie w 2007 r. Pole do doświadczenia zlokalizowano w Małyszynie koło Gorzowa Wielkopolskiego, na piasku słabogliniastym, o pH 5,13. Doświadczenie załoŜono metodą bloków kompletnie zrandomizowanych w 4 powtórzeniach. Powierzchnia poszczególnych poletek wynosiła 10 m2. Schemat doświadczenia obejmował 7 wariantów nawozowych (kontrolny, wapno dolomitowe, popiół fluidalny oraz popiół fluidalny połączony z preparatem mikrobiologicznym EM-1). Wapno dolomitowe (CaCO3⋅MgCO3) i popiół zastosowano w dwóch dawkach, odpowiadających - 1,0 i 1,5 kwasowości hydrolitycznej gleby, wyraŜonej w mmol(H+)⋅kg-1 gleby. Dawki nawozu wapniowego oraz popiołu fluidalnego ustalono na podstawie zawartości w nich wapnia i magnezu. Uprawianymi roślinami były: jęczmień jary, bobik i pszenica. W pobranych próbkach gleby wykonano następujące badania mikrobiologiczne: zawartość biomasy Ŝywych drobnoustrojów metodą fizjologiczną (SIR- substrate induced respiration) według ANDERSENA i DOMSCHA [1978], liczebność bakterii na podłoŜu BUNTA-ROVIRY [1955], promieniowców na poŜywce CYGANOWA i in. [1964] oraz grzybów na poŜywce MARTINA [1950]. Wyniki badań i dyskusja

Uzyskane wyniki badań wskazują, Ŝe w wyniku zastosowania do gleby 1,5 dawki popiołu fluidalnego stwierdzono wzrost liczebności bakterii w stosunku do gleby kontrolnej (rys. 1). Podobną liczebność bakterii stwierdzono równieŜ w glebie, do której oprócz popiołu fluidalnego dodano preparat mikrobiologiczny EM-1. Znacznie mniejsze liczebności bakterii, wynoszące od 50 do 70% w porównaniu z glebą z dodatkiem 1,5 dawki popiołu oraz popiołu i preparatu EM-1, zanotowano w próbach zawierających wapno dolomitowe, zwłaszcza w dawce 1.

Rys. 1. Liczebność bakterii w badanych próbach gleby Fig. 1. Bacteria count in the examined soil samples objaśnienia; explanations: 1 - kontrola - pszenica jara; control - spring wheat 2 - kontrola - bobik; control - horse bean 3 - kontrola - jęczmień jary; control - spring barley 4 - 1 CaCO3 MgCO3 pszenica jara; 1 CaCO3 MgCO3 spring wheat 5 - 1 CaCO3 MgCO3 - bobik; 1 CaCO3 MgCO3 - horse bean 6 - 1 CaCO3 MgCO3 - jęczmień jary; 1 CaCO3 MgCO3 - spring barley

WPŁYW POPIOŁU FLUIDALNEGO Z WĘGLA KAMIENNEGO ...

279

7 - 1,5 CaCO3 MgCO3 - pszenica jara; 1.5 CaCO3 MgCO3 - spring wheat 8 - 1,5 CaCO3 MgCO3 - bobik; 1.5 CaCO3 MgCO3 - horse bean 9 - 1,5 CaCO3 MgCO3 - jęczmień jary; 1.5 CaCO3 MgCO3 - spring barley 10 - 1 popiół fluidalny - pszenica jara; 1 fluidal ash-spring wheat 11 - 1 popiół fluidalny - bobik; 1 fluidal ash - horse bean 12 - 1 popiół fluidalny - jęczmień jary; 1 fluidal ash - spring barley 13 - 1,5 popiół fluidalny - pszenica jara; 1.5 fluidal ash - spring wheat 14 - 1,5 popiół fluidalny - bobik; 1.5 fluidal ash - horse bean 15 - 1,5 popiół fluidalny - jęczmień jary; 1.5 fluidal ash - spring barley 16 - 1 popiół fluidalny + preparat mikrobiologiczny EM-1 - pszenica jara; 1 fluidal ash + microbiological

preparation EM-1 - spring wheat 17 - 1 popiół fluidalny + preparat mikrobiologiczny EM-1 - bobik; 1 fluidal ash + microbiological

preparation EM-1 - horse bean 18 - 1 popiół fluidalny + preparat mikrobiologiczny EM-1 - jęczmień jary; 1 fluidal ash + microbiological

preparation EM-1 - spring barley 19 - 1,5 popiół fluidalny + preparat mikrobiologiczny EM-1 - pszenica jara; 1.5 fluidal ash + mi-

crobiological preparation EM-1 - spring wheat 20 - 1,5 popiół fluidalny + preparat mikrobiologiczny EM-1 - bobik; 1.5 fluidal ash + microbiological

preparation EM-1 - horse bean 21 - 1,5 popiół fluidalny + preparat mikrobiologiczny EM-1 - jęczmień jary; 1.5 fluidal ash + mi-

crobiological preparation EM1 + spring barley

Podobne prawidłowości zauwaŜono równieŜ w przypadku liczebności grzybów (rys. 2). W glebie z dodatkiem popiołu fluidalnego w dawce 1, z popiołem w dawce 1,5 oraz w glebie z popiołem i preparatem mikrobiologicznym EM-1, liczebność grzybów była prawie dwukrotnie większa w porównaniu z glebą kontrolną oraz glebą z dodatkiem wapna dolomitowego).

numer próby; number of sample Rys. 2. Liczebność grzybów w badanych próbach gleby (objaśnienia jak pod rys. 1) Fig. 2. Fungi count in the examined soil samples (explanations see Fig. 1)

Liczebność promieniowców, w porównaniu z ilością bakterii, była mniejsza i wynosiła od ok. 300⋅103 w glebie z 1 dawką popiołu do ok. 600⋅103 w glebie kon-trolnej oraz nawoŜonej wapnem dolomitowym (rys. 3). ZauwaŜalna jest tendencja do zmniejszenia liczebności promieniowców w glebie z dodatkiem popiołu fluidalnego oraz popiołu i preparatu mikrobiologicznego.


280

Rys. 3. Liczebność promieniowców w badanych próbach gleby (objaśnienia jak pod rys. 1) Fig. 3. Actinomycetes count in the examined soil samples (explanations see Fig. 1)

Zawartość biomasy Ŝywych mikroorganizmów w badanych próbach gleby kształtowała się na poziomie od około 14000 do około 31000 mg C w 100 g gleby (rys. 4). Nieco większe ilości biomasy stwierdzono w glebach z dodatkiem wapna dolomitowego oraz w glebie z większą zawartością popiołu fluidalnego oraz preparatu mikrobiologicznego EM-1.

Rys. 4. Zawartość biomasy Ŝywych mikroorganizmów w badanych próbach gleby (obja-

śnienia jak pod rys. 1) Fig. 4. Content of viable microorganism biomass in the soil samples (explanations see Fig.

1)

Uzyskane wyniki badań mikrobiologicznych, w doświadczeniu polowym wskazują, Ŝe dodatek do gleby wapna dolomitowego, zwłaszcza w większej dawce, spowodował wzrost zawartości biomasy Ŝywych mikroorganizmów, zwiększył licze-bność bakterii, w stosunku do gleby kontrolnej oraz spowodował zwiększenie ilości promieniowców, co związane było z odkwaszającym działaniem wapna [KUREK 2002]. Wyraźniejszy wzrost liczebności badanych drobnoustrojów zanotowano w glebie, do której wniesiono popiół fluidalny oraz popiół i preparat mikrobiologiczny EM-1. Odnotowano zwiększenie ilości bakterii i grzybów. Wzbogacenie gleby, zawierającej popiół fluidalny, w preparat mikrobiologiczny EM-1 spowodowało zwiększenie w niej


281

zawartości mikroorganizmów naleŜących do róŜnych jednostek systematycznych, fizjologicznych i biochemicznych, co znajduje potwierdzenie w pracy [MAU 2003]. MoŜe o tym świadczyć, między innymi, wzrost aktywności enzymatycznej badanej gleby [BIELIŃSKA i in. 2008]. PoniewaŜ jednorazowe badania mikrobiologiczne nie pozwalają na wysnucie jednoznacznych wniosków, stąd teŜ istnieje konieczność przeprowadzenia dalszych badań z zastosowaniem między innymi preparatu mikrobiologicznego EM-1 i róŜnych organicznych produktów odpadowych. Wnioski 1. Dodatek do gleby wapna dolomitowego, zwłaszcza w większej dawce, zwiększył

zawartość biomasy Ŝywych mikroorganizmów oraz spowodował wzrost liczebności bakterii i promieniowców glebowych.

2. Po wzbogaceniu gleby, zawierającej popiół fluidalny, w preparat mikrobio-

logiczny EM-1, nastąpiło zwiększenie liczebności bakterii i grzybów. Literatura ANDERSON J.P.E., DOMSCH K.H. 1978. A physiological method for the quantitative measurement of microbial biomass in soil. Soil Biol. Biochem. 10: 215-221.

BARAN S., FLIS-BUJAK M., TURSKI R., śUKOWSKA G. 1993. Przemiany substancji orga-nicznej w glebie lekkiej uŜyźnionej osadem ściekowym. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 409: 243-250.

BIELI ŃSKA E., STANKOWSKI S., WĘGOREK T. 2008. Zastosowanie testów automatycznych do oceny moŜliwości przyrodniczego wykorzystania popiołów fluidalnych z węgla ka-miennego. Mat. Międzyn. Konf. Nauk.-Techn., Sławsko 16-18 IV 2008.

BUNT J.S., ROVIRA A.D. 1955. Microbiological studies of some subanteratic soil. J. of Soil Science 6: 119-128.

CYGANOV V.A., ŽUKOV R.A., TIMOFELEVA K.A. 1964. Morfologobiochimičiskie osoben-nosci navovo vida aktinomiceta 2732/3. Mikrobiologija 33(5): 863-869.

JASIEWICZ CZ., ANTONKIEWICZ J., MAZUR T., MAZUR J., KALEMBASA S., KRAJEŃSKI W. 2007. Agrochemical properties of silos fertilized with sewage sludge from sewage treat-ment plant at Olecko. Ecol. Chem. Eng. 14: 5-6.

KALEMBASA S., KUZIEMSKA B. 1993. Wpływ pochodzenia i terminu stosowania osadów ściekowych na plon wybranych roślin uprawnych na glebie średniej. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 409: 118-125.

KRZYWY E., WOŁOSZYK CZ. 1996. Charakterystyka chemiczna i moŜliwości wykorzysta-nia do produkcji kompostów osadów ściekowych z miejskich oczyszczalni. Zesz. Nauk. AR Szczecin, Roln. 62: 265-271.

KUREK E. 2002. Związki przyczynowo-skutkowe aktywności mikrobiologicznej i za-kwaszenia gleb. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 482: 307-316.

M ARTIN J.P. 1950. Use of amid, rose bengale and streptomycin in the plate method for estimating soil fungi. Soil Sci. 6: 215-217.


282

M AU P. 2003. Fantastische Erfaungen mit EM. Wyd. EMIKO-Niemcy.

M AZUR T. 1996. RozwaŜania o wartości nawozowej osadów ściekowych. Zesz. Probl. Post. Nauk. Roln. 456: 251-256.

M YŚKÓW W. 1981. Próby wykorzystania wskaźników aktywności mikrobiologicznej do oceny Ŝyzności gleby. Postępy Mikrobiologii t. XX, 3/4: 173-192.

RUSSEL S. 2005. Znaczenie badań enzymów w środowisku glebowym. Acta Agrophysica 120: 5-9.

WIECZOREK T., M ICHALCEWICZ W., WRÓBEL M., STANKOWSKI S., GILEWSKA M. 2005. Wpływ sposobu rekultywacji składowiska popiołów z elektrowni zasilanych węglem brunatnym na ogólną liczebność oraz biomasę drobnoustrojów glebowych. Monografia. XII Mi ędzy. Konf. „Popioły z energetyki”. Sopot, 12-14 X 2005: 341-346. Słowa kluczowe: popiół fluidalny, bakterie, grzyby, promieniowce, zawartość

biomasy mikroorganizmów Streszczenie

Celem przeprowadzonych badań było określenie wpływu wapna dolomitowego oraz popiołu fluidalnego, z węgla kamiennego, w połączeniu z preparatem mikrobiologicznym EM-1, na ogólną liczebność bakterii, grzybów, promieniowców oraz zawartość biomasy mikroorganizmów glebowych. Stwierdzono, Ŝe dodatek do gleby wapna dolomitowego, zwłaszcza w większej dawce, spowodował wzrost zawartości biomasy drobnoustrojów oraz liczebności bakterii i promieniowców glebowych. Wyraźniejszy wzrost ilości badanych drobnoustrojów zaobserwowano w glebie, do której wniesiono popiół fluidalny i preparat mikrobiologiczny EM-1. EFFECT OF HARD COAL FLUIDAL ASH ON SOIL MICROFLORA IN FIELD RESEARCH Wiera Michalcewicz 1, Sławomir Stankowski 2, Marcin Romanowski 3 1 Department of Microbiology and Environmental Biotechnology, Agricultural University, Szczecin 2 Department of Plant, Soil Cultivation and Biometry, Agricultural University, Szczecin 3 Department of General Chemistry, Agricultural University, Szczecin Key words: fluidal ash, bacteria, fungi,bakterie, actinomycetes , biomass content of

viable microorganisms


283

Summary

The research aimed at determining the effect of dolomite lime and hard coal fluidal ash combined with EM-1 microbiological preparation on the total count of bacteria, fungi, actinomycetes and the biomass content of soil microorganisms. The addition of dolomite lime to the soil, particularly in a higher dose, was found to induce an increase in the content of microorganism biomass as well as the count of soil bacteria and actinomycetes. More distinct increase in the quantity of examined microorganisms was observed in the soil where fluidal ash and EM-1 microbiological preparation were applied. Dr hab. Wiera Michalcewicz, prof. AR Katedra Mikrobiologii i Biotechnologii Środowiska Akademia Rolnicza ul. Słowackiego 17 71-434 SZCZECIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 285-299 WPŁYW ZANIECZYSZCZENIA GLEBY ARSENEM I DODATKU WYBRANYCH SUBSTANCJI NEUTRALIZUJ ĄCYCH NA ZAWARTO ŚĆ WAPNIA W ROŚLINACH Tomasz Najmowicz, Mirosław Wyszkowski, Zdzisław Ciećko Katedra Chemii Środowiska, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie Wstęp

Emisje do powietrza, a następnie sucha i mokra depozycja naleŜą do naj-waŜniejszych przyczyn zawartości arsenu w środowisku, w tym w środowisku gle-bowym [HŁAWICZKA 1998; KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1999; IPCS 2001]. W porównaniu do roku 1900 w okresie następnych 100 lat zaobserwowano znaczny 31-krotny wzrost potencjalnego ładunku arsenu wnoszonego w wyniku działalności człowieka do gleb uprawnych [HAN i in. 2003]. MoŜe on stwarzać pewne problemy na niektórych obszarach. Polska nie leŜy w strefie szczególnie zagroŜonej na zanieczyszczenie tym pierwiastkiem [KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1999]. Ponadto w ostatnich kilkunastu latach następuje zmniejszenie emisji wielu pierwiastków śladowych do atmosfery, w tym takŜe i arsenu [OLENDRZYŃSKI i in. 2003]. Arsen naleŜy do pierwiastków silnie oddziaływujących na kolejne ogniwa łańcucha troficznego, w tym takŜe na rośliny, ludzi i zwierzęta [KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1999]. Toksyczność i mobilność arsenu w środowisku zaleŜy od współdziałania róŜnych czynników biogeochemicznych, z których jako najwaŜniejsze naleŜy wymienić: pH, potencjał redox, aktywność mikroorganizmów, obecność minerałów ilastych i substancji organicznej oraz stosunki jonowe decydujące o ograniczaniu (antagonizm) lub wspomaganiu (synergizm) jego pobierania przez rośliny i inne organizmy Ŝywe [WARNER 2003], w czym znaczącą rolę odgrywają takie pierwiastki jak: azot, Ŝelazo, glin, wapń czy fosfor [OSTROWSKA 1994; KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1999]. Toksyczny wpływ arsenu na rośliny nie jest jednakowy i jest uzaleŜniony od gatunku roślin [JIANG, SINGH 1994; CARBONELL-BARRACHINA i in. 1998]. Czynniki te, mogą być w pewnym stopniu regulowane przez człowieka i tym samym ograniczają mobilność arsenu w środowisku [WARNER 2003] oraz jego destrukcyjne oddziaływanie na wzrost i rozwój roślin, a takŜe na pobieranie wapnia i wielu innych makro- i mikroskładników [KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1999; PAIVOKE, SIMOLA 2001]. MoŜna tego dokonać przez dodatek róŜnych substancji, takŜe o charakterze odpadowym do gleby.

Dlatego teŜ przeprowadzono badania, których celem było określenie od-działywania dodatku do gleby substancji neutralizujących: dolomitu, iłu, kompostu, kory sosnowej, torfu, wapna, węgla drzewnego, zeolitu naturalnego i zeolitu syntetycznego na zawartość wapnia w wybranych roślinach uprawnych na glebach w róŜnym stopniu skaŜonych arsenem.

T. Najmowicz, M. Wyszkowski, Z. Ciećko

286

Materiał i metody badań

Badania prowadzono w warunkach doświadczeń wazonowych w hali wege-tacyjnej Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie na glebach o podobnych właściwościach fizyko-chemicznych, pobranych z poziomu próchnicznego Ap gleb brunatnych właściwych o składzie granulometrycznym piasku gliniastego lekkiego. Miały one odczyn kwaśny lub lekko kwaśny, średnią zawartość przyswajalnego fosforu i potasu oraz średnią lub niską zawartość dostępnego magnezu i podobne pozostałe właściwości fizykochemiczne (tab. 1). Zawartość arsenu i innych pierwiastków śladowych była na niskim poziomie i nie przekraczała wartości dopuszczalnych dla gleb uŜytkowanych rolniczo (2,21-3,58 mg As⋅kg-1 gleby) [ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002]. Gleby zanieczyszczono arsenem w dawkach: 0, 10, 20, 30 i 40 mg As⋅kg-1 gleby w doświadczeniu z łubinem Ŝółtym (Lupinus luteus L.) odmiany Juno oraz w ilości: 0, 25, 50, 75 i 100 mg As⋅kg-1 gleby w badaniach z kukurydzą (Zea mays L.) odmiany Scandia, kupkówką pospolitą (Dactylis glomerata L.) odmiany Nawra, brukwią pastewną (Brassica napus var. napobrassica (L.) RCHB.) odmiany Sara i jęczmieniem jarym (Hordeum vulgare L.) odmiany Ortega. W celu zmniejszenia wpływu arsenu na rośliny do gleby wprowadzono następujące materiały: w doświadczeniu z kukurydzą - wapno, zeolit naturalny, węgiel drzewny, ił, kompost; w badaniach z kupkówką i łubinem Ŝółtym - wapno, zeolit naturalny, węgiel drzewny, ił, kompost i zeolit syntetyczny oraz w doświadczeniach z jęczmieniem jarym i brukwią pastewną - torf, korę sosnową, ił, dolomit i zeolit syntetyczny. PowyŜsze substancje stosowano w ilości 3% w stosunku do masy gleby w wazonie, a wapno i dolomit w ilości równowaŜnej 1 kwasowości hydrolitycznej (Hh). Wpływ badanych substancji porównywano z serią kontrolną (bez dodatków). Zastosowane wapno (tlenek wapnia 50%), dolomit i zeolity wyróŜniały się wysoką zawartością wapnia. Ił charakteryzował się znacznymi zawar-tościami tego pierwiastka. Torf, kora sosnowa i kompost zawierały stosunkowo niewielkie ilości wapnia. Ponadto do wszystkich wazonów wniesiono jednakowe uzupełniające nawoŜenie NPK, zgodnie z potrzebami nawozowymi roślin. Arsen wprowadzono do gleby w postaci wodnego roztworu arsenianu sodu, azot w formie mocznika, fosfor w postaci superfosfatu potrójnego, a potas w formie soli potasowej, po wcześniejszym sporządzeniu wodnych roztworów tych związków. Arsen, nawozy mineralne i substancje neutralizujące wymieszano dokładnie z 9 kg gleby i przeniesiono do wazonów polietylenowych. Następnie wykonano siew roślin. Badania przeprowadzono z następującą obsadą testowanych roślin w jednym wazonie: kukurydza - 10, kupkówka pospolita - 8, łubin Ŝółty - 8, jęczmień jary - 15 i brukiew pastewna - 3 sztuki. Doświadczenie wykonano w trzech powtórzeniach. W czasie wegetacji roślin utrzymywano wilgotność gleby w wazonach na poziomie 60% polowej pojemności wodnej. Zbiór roślin przeprowadzono w fazie dojrzałości technologicznej i pobrano próbki materiału roślinnego do analiz laboratoryjnych.

Próbki materiału roślinnego po rozdrobnieniu poddano suszeniu w temperaturze 60°C i następnie zmielono. Zawartość wapnia oznaczono metodą absorpcyjnej spektrometrii atomowej (ASA) [OSTROWSKA i in. 1991]. Tabela 1 na końcu art.

WPŁYW ZANIECZYSZCZENIA GLEBY ARSENEM ...

287

Wyniki badań opracowano statystycznie z zastosowaniem analizy wariancji dwu-czynnikowej ANOVA za pomocą programu STATISTICA [StatSoft, Inc. 2006]. Ponadto obliczono współczynniki korelacji prostej Pearsona między dawką arsenu a zawartością wapnia w badanych organach roślin. Omówienie i dyskusja wyników

Zawartość wapnia wykazywała duŜe zróŜnicowanie w zaleŜności od gatunku i organu rośliny (tab. 2-6). Szczególnie duŜe róŜnice stwierdzono między zawartością tego pierwiastka w organach łubinu Ŝółtego i brukwi pastewnej, gdyŜ jego zawartość w częściach nadziemnych łubinie była 3-krotnie, a w brukwi 6-krotnie wyŜsza niŜ w korzeniach. W przypadku pozostałych, testowanych roślin w badaniach, róŜnice te były zdecydowanie mniejsze.

Stopień zanieczyszczenia gleby arsenem i rodzaj substancji zastosowanej do inaktywacji tego pierwiastka miały duŜy wpływ na kształtowanie zawartości wapnia w roślinach (tab. 2-6). W serii bez dodatków neutralizujących wykazano istnienie dodatniej zaleŜności pomiędzy poziomem zanieczyszczenia podłoŜa arsenem a zawartością wapnia w częściach nadziemnych (r = 0,919) i korzeniach kukurydzy (r = 0,592), w korzeniach brukwi pastewnej (r = 0,985) oraz ziarnie (r = 0,911), słomie (r = 0,935) i korzeniach jęczmienia jarego (r = 0,881). NaleŜy jednak nadmienić, Ŝe zwiększenie zawartości wapnia pod wpływem maksymalnego zastosowanego w doświadczeniu zanieczyszczenia gleby arsenem (100 mg As⋅kg-1 gleby) odnotowano tylko w częściach nadziemnych kukurydzy, w korzeniach brukwi oraz w ziarnie i słomie jęczmienia jarego, które odpowiednio wynosiło 100, 29, 109 i 108%. Wzrost zawartości wapnia w korzeniach kukurydzy i jęczmienia o 75 i 67% następował do dawki 75 mg As⋅kg-1 gleby, natomiast 100 mg As⋅kg-1 gleby działało ujemnie na zawartość tego pierwiastka. Odnotowano takŜe zwiększenie zawartości wapnia o 29% przy dawce 20 mg As⋅kg-1 gleby w korzeniach łubinu Ŝółtego oraz o 20% przy dawce 25 mg As⋅kg-1 gleby w częściach nadziemnych brukwi pastewnej, podczas, gdy wyŜsze dawki ograniczały jego zawartość. Zdecydowanie ujemny, ale niewielki, wpływ arsenu wykazano w częściach nadziemnych łubinu Ŝółtego, a w korzeniach kupkówki pospoli-tej zmiany były nieregularne.

Dodatek do gleby substancji neutralizujących spowodował zmiany w zawartości wapnia w badanych roślinach (tab. 2-6). Wpływ zaaplikowanych substancji był większy w korzeniach niŜ w częściach nadziemnych roślin. Ich najbardziej jednoznaczny wpływ stwierdzono w korzeniach kukurydzy, w częściach nadziemnych łubinu Ŝółtego, ziarnie, słomie i korzeniach jęczmienia jarego, w których następowało na ogół zmniejszenie oraz w korzeniach kupkówki pospolitej i łubinu Ŝółtego, częściach nadziemnych i korzeniach brukwi pastewnej, gdzie wykazano zwiększenie zawartości wapnia. Zmniejszenie zawartości wapnia w korzeniach kukurydzy wahało się średnio od kilku procent (wapno, zeolit naturalny), kilkunastu procent (węgiel drzewny) do 22-24% (kompost, ił), w porównaniu do serii kontrolnej (bez dodatków neutralizujących). Analogiczny ujemny wpływ węgla drzewnego, zeolitu naturalnego, zeolitu syntetycznego i kompostu na zawartość wapnia w częściach nadziemnych łubinu Ŝółtego wahał się w zakresie 21-28%. Tylko wapno działało dodatnio. Tabela 2-6 na końcu art.


288

Ograniczenie zawartości wapnia w korzeniach jęczmienia jarego wynosiło 9-11% (dolomit, zeolit syntetyczny, kora drzewna), 17% (ił) i 21% (torf). Ił miał podobny (16%), a kora większy (32%) wpływ na zawartość wapnia w ziarnie tej rośliny. Odmienne zaleŜności zanotowano na glebie z aplikacją zeolitu syntetycznego. Znacznie słabiej, jakkolwiek ujemnie, działały badane substancje na zawartość wapnia w słomie jęczmienia jarego, gdyŜ tylko torf spowodował 18% obniŜenie jego zawartości, podczas, gdy wpływ dolomitu, zeolitu syntetycznego i kory wynosił zaledwie kilka procent. Zaaplikowane do gleby substancje zwiększyły zawartość wapnia w następujących zakresach: w korzeniach kupkówki od 24% (zeolit syntetyczny, ił) do 109% (kompost); w korzeniach łubinu Ŝółtego od 42% (zeolit naturalny) do 111% (wapno), w częściach nadziemnych brukwi od 12% (kora) do 22% (zeolit syntetyczny) w korzeniach brukwi pastewnej od 13% (torf, ił) do 38% (dolomit). Zmiany zawartości wapnia w częściach nadziemnych kukurydzy i kupkówki były niewielkie, gdyŜ nie przekraczały kilkunastu procent.

Odpowiedzią na toksyczne działanie metali cięŜkich obserwowaną u wielu roślin jest ich specyficzna gospodarka wodą oraz wapniem i innymi pierwiastkami, a takŜe synteza enzymów odpornych na obecność ksenobiotyków w komórkach [SEREGIN, IVANOV 2001; BARANOWSKA-MOREK 2003]. Arsen występujący w nadmiarze, a nawet na poziomie toksycznym, w glebie i roślinach moŜe powodować zmniejszenie w nich zawartości wapnia [GORLACH, GAMBUŚ 1991]. Podobne zaleŜności obserwowali takŜe KABATA -PENDIAS i PENDIAS [1999] w róŜnych gatunkach roślin, PAIVOKE i SIMOLA [2001] w grochu, SHAIBUR i in. [2008] w jęczmieniu oraz RABBI i in. [2007] w ryŜu.

Zmiana odczynu gleby, np. przez wapnowanie lub stosowanie innych dodatków prowadzi do zwiększenia zawartości wapnia w poszczególnych organach roślin (głównie korzeniach), co podobnie jak w badaniach własnych, stwierdzili takŜe ALFARO i in. [1998] w trawach i roślinach motylkowatych, HAHN i MARSCHNER [1998] w korzeniach świerka pospolitego, PATIRAM -RAI i in. [1990] w soi, KADAR i in. [2007] w róŜnych gatunkach roślin. ZbliŜone, jak w wyŜej opisanych doświadczeniach, wyniki uzyskali CIEĆKO i in. [1998, 2001], którzy pod wpływem kompostu i węgla brunatnego wykazali niewielkie zwiększenie zawartości wapnia w częściach nadziemnych kukurydzy [CIEĆKO i in. 1998], a w wyniku oddziaływania kompostu i wapna w ziarnie i słomie pszenŜyta [CIEĆKO i in. 2001]. W innych badaniach CIEĆKO i in. [2004] aplikacja do gleby kompostu, węgla brunatnego i wapna zwiększała zawartość wapnia w kukurydzy, łubinie Ŝółtym i rzodkiewce. Działanie bentonitu w wyŜej wykonanych badaniach było odwrotne. W przypadku owsa wpływ rozpatrywanych substancji na zawartość wapnia był relatywnie najmniejszy. Wnioski 1. Zawartość wapnia była zróŜnicowana w zaleŜności od zanieczyszczenia podłoŜa

arsenem, dodatków neutralizujących oraz gatunku i organu roślin.

2. W serii bez dodatków neutralizujących wykazano istnienie dodatniej zaleŜności pomiędzy poziomem zanieczyszczenia podłoŜa arsenem, a zawartością wapnia w częściach nadziemnych i korzeniach kukurydzy, w korzeniach brukwi pastewnej oraz w ziarnie i słomie jęczmienia jarego. Największe zanieczyszczenie gleby arsenem (100 mg As⋅kg-1 gleby) działało ujemnie na zawartość wapnia w korzeniach kukurydzy i jęczmienia. W przypadku pozostałych organów roślin zmiany te były mniejsze i mniej jednoznaczne.


289

3. Zastosowane w doświadczeniach substancje neutralizujące na ogół zmniejszały zawartość wapnia w korzeniach kukurydzy, w częściach nadziemnych łubinu Ŝółtego, ziarnie, słomie i korzeniach jęczmienia jarego. Odwrotną zaleŜność czyli zwiększenie zawartości wapnia odnotowano w korzeniach kupkówki pospolitej i łubinu Ŝółtego, częściach nadziemnych i korzeniach brukwi pastewnej.

Literatura ALFARO V.M., TEUBER K.N., DUMONT L.J.C., M EDONE V.F. 1998. Effect of lime application on the establishment and yield of forage grasses and legumes in Chile. Agricult. Tecnica Santiago 58(3): 173-180.

BARANOWSKA -M OREK A. 2003. Roślinne mechanizmy tolerancji na toksyczne działanie metali cięŜkich. Kosmos 52(2-3): 283-298.

CARBONELL -BARRACHINA A.A., AARABI M.A., DELAUNE R.D., GAMBRELL R.P., PATRICK

W.H. 1998. The influence of arsenic chemical form and concentration on Spartina patens and Spartina alterniflora growth and tissue arsenic concentration. Plant Soil 198: 33-43.

CIEĆKO Z., KALEMBASA S., WYSZKOWSKI M., ROLKA E. 2004. Wpływ zanieczyszczenia gleby kadmem na zawartość wapnia w roślinach. J. Elementol. 9(4): 559-567.

CIEĆKO Z., WYSZKOWSKI M., KRAJEWSKI W., ZABIELSKA J. 2001. Effect of organic matter and liming on the reduction of cadmium uptake from soil by triticale and spring oilseed rape. Sci. Total Environ. 281(1-3): 37-45.

CIEĆKO Z., WYSZKOWSKI M., śOŁNOWSKI A. 1998. Pobranie kadmu przez kukurydzę w warunkach stosowania węgla brunatnego, kompostu i wapna. Zesz Probl. Post. Nauk. Rol. 455: 47-56.

GORLACH E., GAMBU Ś F. 1991. Desorpcja i fitotoksyczność metali cięŜkich zaleŜnie od właściwości gleby. Rocz. Glebozn. 42(3/4): 207-214.

HAHN G., M ARSCHNER H. 1998. Cation concentrations of short roots of Norway spruce as affected by acid irrigation and liming. Plant Soil 199(1): 23-27.

HAN F.X., SU Y., M ONTS D.L., PLONDINEC M.J., BANIN A., TRIPLETT G.E. 2003. Assessment of global industrial-age anthropogenic arsenic contamination. Naturwissenschaften, 90: 395-401.

HŁAWICZKA S. 1998. Ocena emisji metali cięŜkich do powietrza z obszaru Polski. Cz. II. Emisje w latach 1980-1995. Arch. Ochr. Środ. 4: 91-108.

IPCS 2001. Arsenic and arsenic compounds, w: Environmental Health Criteria. WHO Genewa 224: 521 ss.

JIANG Q.Q., SINGH B.R. 1994. Effect of different forms and sources of arsenic crop yield and arsenic concentration. Water Air Soil Pollut. 74(3/4): 321-343.

KABATA -PENDIAS A., PENDIAS H. 1999. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd. Nauk. PWN Warszawa: 399 ss.

KADAR I., M ARTON L., NEMETH T., SZEMES I. 2007. Effect of liming and mineral fertil-ization on the soil and plants in a 44-year long-term experiment in Nyirlugos. Agro-kemia es Talajtan 56(2): 255-270.

OLENDRZY ŃSKI K., DĘBSKI B., KARGULEWICZ I., SKOŚKIEWICZ J., FUDAŁA J., PŁAWICZKA S., CENOWSKI M. 2003. Inwentaryzacja emisji zanieczyszczeń powietrza za rok 2001 na


290

potrzeby statystyki krajowej i zobowiązań międzynarodowych w ramach Konwencji w sprawie transgranicznego przenoszenia zanieczyszczeń powietrza na dalekie odległo-ści. IOŚ Warszawa, Krajowe Centrum Inwentaryzacji Emisji: 70 ss.

OSTROWSKA E. 1994. ZaleŜność pomiędzy wybranymi własnościami fizyczno-chemi-cznymi gleby a zawartością arsenu w roślinach łąkowych. Zesz. Nauk. PAN „Człowiek i środowisko” 8: 24-32.

OSTROWSKA A., GAWLI ŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991. Metody analizy i oceny właściwości gleb i roślin. Katalog. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa: 334 ss.

PAIVOKE A.E.A., SIMOLA L.K. 2001. Arsenate toxicity to Pisum sativum: Mineral nutri-ents, chlorophyll content, and phytase activity. Ecotoxicol. Environ. Safety 49: 111-121.

PATIRAM -RAI R.N., SINGH K.P., PRASAD R.N. 1990. Response of soybean to liming in acid soils of Sikkim. J. Indian Soc. Soil Sci. 38(3): 499-503.

RABBI S.M.F., RAHMAN A., ISLAM M.S., K IBRIA K.Q., HUQ S.M.I. 2007. Arsenic uptake by rice (Oryza sativa L.) in relation to salinity and calcareousness in some soils of Ban-gladesh. Dhaka Univ. J. Biol. Sci. 16(1): 29-39.

ROZPORZĄDZENIE MŚ 2002. Z 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby oraz standardów jakości ziemi. Dz. U. Nr 165, poz. 1359.

SEREGIN I.V., IVANOV V.B. 2001. Physiological aspects of cadmium and lead toxic effects on higher plants. Russ. J. Plant Physiol. 48: 523-544.

SHAIBUR M.R., K ITAJIMA N., SUGAWARA R., KONDO T., HUQ S.M.I., KAWAI S. 2008. Phy-siological and mineralogical properties of arsenic-induced chlorosis in barley seedlings grown hydroponically. J. Plant Nutr. 31(2): 333-353.

STAT SOFT, Inc. 2006. STATISTICA (data analysis software system), version 7.1. www.statsoft.com.

WARNER S.D. 2003. Distinguishing natural and anthropogenic sources of arsenic: Im-plications for site characterization, w: U.S. EPA Workshop on Managing Arsenic Risks to the Environment: Characterization of Waste, Chemistry, and Treatment and Disposal, U.S. Environmental Protection Agency, Denver, http://www.epa.go-v/nrmrl/pubs/625r03010/625r03010.pdf: 38. Słowa kluczowe: zanieczyszczenie gleby arsenem, substancje neutralizujące,

rośliny, zawartość wapnia Streszczenie

Celem przeprowadzonych badań było określenie oddziaływania substancji neutralizujących wpływ zanieczyszczenia gleby arsenem na zawartość wapnia w wybranych roślinach uprawnych. Były to: wapno, dolomit, zeolit naturalny i synte-tyczny, węgiel drzewny, ił i kompost. Zawartość wapnia była zróŜnicowana w za-leŜności od zanieczyszczenia podłoŜa arsenem i dodatków neutralizujących oraz od gatunku i organu roślin. W serii bez dodatków neutralizujących wykazano istnienie dodatniej zaleŜności pomiędzy poziomem zanieczyszczenia podłoŜa arsenem a zawartością wapnia w częściach nadziemnych i korzeniach kukurydzy, w korzeniach brukwi pastewnej oraz w ziarnie i słomie jęczmienia jarego. NajwyŜsze zanieczyszczenie gleby arsenem (100 mg As⋅kg-1 gleby) działało ujemnie na zawartość


291

wapnia w korzeniach kukurydzy i jęczmienia. W przypadku pozostałych organów roślin zmiany te były mniejsze i mniej jednoznaczne. Najbardziej jednoznaczny wpływ substancji neutralizujących stwierdzono w korzeniach kukurydzy, w częściach nadziemnych łubinu Ŝółtego oraz w ziarnie, słomie i korzeniach jęczmienia jarego, w których następowało na ogół zmniejszenie oraz w korzeniach kupkówki pospolitej i łubinu Ŝółtego oraz w częściach nadziemnych i korzeniach brukwi pastewnej, gdzie wykazano zwiększenie zawartości wapnia. EFFECT OF SOIL CONTAMINATION WITH ARSENIC AND THE INTRODUCTION OF SOME INACTIVATING SUBSTANCES ON THE CONTENT OF CALCIUM IN PLANTS Tomasz Najmowicz, Mirosław Wyszkowski, Zdzisław Ciećko Department of Environmental Chemistry, University of Warmia and Mazury, Olsztyn Key words: soil contamination with arsenic, inactivating substances, plants, calcium

content Summary

The aim of the study was to determine the effect of substances inactivating soil contamination with arsenic on the content of calcium in some crop plants. The neutralizing substances included: lime, dolomite, natural and synthetic zeolite, charcoal, loam and compost. The content of calcium in plant tissues highly varied, depending on the soil contamination with arsenic and the applied inactivating substances, as well as the species and organs of the crops. Positive correlation was demonstrated in the series without soil neutralizing additives between the degree of soil contamination with arsenic and the content of calcium in the above-ground parts and roots of maize, in roots of swede and in grain and straw of spring barley. The highest arsenic pollution rate (100 mg As⋅kg-1 soil) had a negative influence on the content of calcium in roots of maize and barley. With respect to other parts of the crops, changes in calcium concentrations under the influence of arsenic pollution of soil were smaller and more ambiguous. The least ambiguous effect of the inactivating substances on the content of calcium appeared in maize roots, the above-ground parts of yellow lupine as well as in grain, and straw and roots of spring barley, where the level of calcium tended to decline. In contrast, elevated amounts of calcium were detected in roots of cocksfoot and yellow lupine or in the above-ground parts and roots of swede. Prof. dr hab. Zdzisław Ciećko Katedra Chemii Środowiska Uniwersytet Warmińsko-Mazurski Plac Łódzki 4 10-727 OLSZTYN e-mail: [email protected]

Tabela 1; Table 1 Wybrane właściwości chemiczne gleb uŜytych do doświadczeń wazonowych Some chemical properties of soils used in pot trials

Doświadczenia Trials

pH

Hh

(mmol⋅kg-1)

C

N

Formy ogólne Total forms

Formy

przyswajalne Available forms

H2O

KCl

P

K

Mg

Ca

Na

Fe

As

Cu

Zn

Mn

P

K

Mg

g⋅kg-1

mg⋅kg-1

mg⋅kg-1

Z kukurydzą; With maize

6,07

5,91

19,5

5,01

0,61

0,43

0,52

0,41

1,10

0,09

10,70

2,71

1,58

24,34

272,22

53,2

94,5

34,0

Z kupkówką i łubinem Ŝółtym With cocksfoot and yellow lupine

5,75

4,53

33,1

5,41

0,69

0,47

0,96

0,51

1,41

0,11

12,50

3,58

1,44

22,81

253,83

49,8

87,2

34,2

Z jęczmieniem i brukwią With barley and swedes

5,53

4,16

28,2

5,48

0,51

0,45

0,88

0,55

1,35

0,08

12,59

2,21

1,51

23,15

258,77

52,2

91,8

29,9

Tabela 2; Table 2 Zawartość wapnia (Ca) w częściach nadziemnych i korzeniach łubinu Ŝółtego (Lupinus luteus L.), g⋅kg-1 s.m. Calcium (Ca) content in the above-ground parts and roots of yellow lupine (Lupinus luteus L.), g⋅kg-1 DM

Dawka arsenu w mg As⋅kg-1 gleby Arsenic dose in mg As⋅kg-1 of soil

Rodzaj substancji neutralizującej; Type of neutralisation substance

Średnia Average

bez dodatków wit-

hout additions

węgiel drzewny

charcoal

zeolit naturalny natural zeolite

zeolit syntetyczny synthetic zeolite

ił

loam

kompost compost

wapno lime

Części nadziemne; Above-ground parts

0

9,5

7,7

6,4

5,9

10,0

5,3

13,6

8,3

10

9,0

7,5

6,5

5,9

9,7

5,9

13,0

8,2

20

8,7

7,1

6,5

6,6

8,4

6,2

12,6

8,0

30

8,7

7,1

7,7

7,7

8,1

7,1

12,8

8,5

40

9,0

6,2

7,7

7,7

7,4

8,1

13,0

8,4

Średnia; Average

9,0

7,1

7,0

6,8

8,7

6,5

13,0

8,3

r

-0,628*

-0,933**

0,888**

0,944**

-0,979**

0,981**

-0,592

0,380

NIR; LSD

a - 0,2**; b - 0,2**; a × b - 0,5**

Korzenie; Roots

0

1,7

1,8

2,9

2,8

2,2

2,7

3,6

2,5

10

2,1

1,7

2,8

3,1

4,6

2,6

4,5

3,1

20

2,2

1,7

2,6

3,4

4,6

2,8

4,9

3,2

30

1,8

2,0

2,8

3,0

3,8

3,1

3,7

2,9

40

1,8

2,1

2,4

3,1

3,1

3,1

3,1

2,7

Średnia; Average

1,9

1,9

2,7

3,1

3,7

2,9

4,0

2,86

r

-0,073

0,783**

-0,791**

0,365

0,154

0,893**

-0,392

0,068

NIR; LSD

a - 0,3**; b - 0,3**; a × b - 0,7**

a rodzaj dodatków; type of additions b zanieczyszczenie arsenem; arsenic contamination istotne dla; significant for: * p = 0,05 ** p = 0,01 r współczynnik korelacji; correlation coefficient

Tabela 3; Table 3

Zawartość wapnia (Ca) w częściach nadziemnych i korzeniach kukurydzy (Zea mays L.), g⋅kg-1 s.m. Calcium (Ca) content in the above-ground parts and roots of maize (Zea mays L.), g⋅kg-1 DM



Średnia Average

bez dodatków wit-

hout additions

kompost compost

węgiel drzewny

charcoal

ił

loam

wapno lime



0

2,6

3,2

2,4

2,4

3,6

3,4

2,9

25

2,6

4,2

3,4

2,8

3,7

3,2

3,3

50

4,7

4,6

4,7

3,8

4,9

4,1

4,5

75

4,9

5,3

4,9

3,9

5,1

4,1

4,7

100

5,2

4,7

4,4

3,5

5,1

5,6

4,8

Średnia; Average

4,0

4,4

4,0

3,3

4,5

4,1

4,0

r

0,919**

0,833**

0,832**

0,798**

0,912**

0,890**

0,937**

NIR; LSD

a - 0,3**; b - 0,3**; a × b - 0,7**

Korzenie; Roots

0

3,6

3,5

2,1

2,9

3,3

3,9

3,2

25

5,2

3,6

3,3

2,9

3,3

4,5

3,8

50

5,5

4,2

4,8

3,6

4,0

4,7

4,5

75

6,3

5,3

5,8

4,8

6,7

6,1

5,8

100

4,9

3,3

5,9

5,1

6,8

5,7

5,3

Średnia; Average

5,1

4,0

4,4

3,9

4,8

5,0

4,5

r

0,592

0,254

0,969**

0,957**

0,921**

0,912**

0,916**

NIR; LSD

a - 0,3**; b - 0,3**; a × b - 0,7**

a rodzaj dodatków; type of additions b zanieczyszczenie arsenem; arsenic contamination istotne dla; significant for: * p=0,05, ** p=0,01 r współczynnik korelacji; correlation coefficient

Tabela 4; Table 4 Zawartość wapnia (Ca) w częściach nadziemnych i korzeniach kupkówki pospolitej (Dactylis glomerata L.), g⋅kg-1 s.m. Calcium (Ca) content in the above-ground parts and roots of cocksfoot (Dactylis glomerata L.), g⋅kg-1 DM



Średnia Average

bez dodatków

without additions


wapno lime

węgiel drzewny

charcoal

ił

loam

kompost compost



0

5,0

5,0

5,1

5,2

4,9

4,4

5,3

5,0

25

5,3

4,8

4,9

5,1

5,0

5,4

5,3

5,1

50

5,5

6,3

4,8

5,0

5,8

5,6

5,5

5,5

75

5,4

6,8

4,8

5,0

5,9

5,8

5,5

5,6

100

5,8

7,5

6,1

5,4

5,9

6,2

7,3

6,3

Średnia; Average

5,4

6,1

5,1

5,1

5,5

5,5

5,8

5,5

r

0,922**

0,954**

0,546

0,283

0,908**

0,941**

0,776**

0,954**

NIR; LSD

a - 0,4** b - 0,4**; a × b - 0,9**

Korzenie; Roots

0

3,8

4,1

4,5

3,5

3,6

5,4

3,6

4,1

25

3,0

5,0

4,6

3,6

3,9

7,1

3,3

4,4

50

3,1

6,3

6,3

4,3

5,1

7,1

3,7

5,1

75

3,1

6,9

6,7

5,8

4,7

7,5

4,6

5,6

100

4,2

6,4

6,3

6,3

3,9

8,5

5,6

5,9

Średnia; Average

3,4

5,7

5,7

4,7

4,2

7,1

4,2

5,0

r

0,267

0,890**

0,862**

0,962**

0,351

0,933**

0,892**

0,986**

NIR; LSD

a - 0,6**; b - 0,5**; a × b - r.n.; n.s.


Tabela 5; Table 5 Zawartość wapnia (Ca) w częściach nadziemnych i korzeniach brukwi pastewnej (Brassica napus L. var. napobrassica (L.) RCHB.), g⋅kg-1 s.m. Calcium (Ca) content in the above-ground parts and roots of swede (Brassica napus L. var. napobrassica (L.) RCHB.), g⋅kg-1 DM



Średnia; Average

bez dodatków

without additions

torf peat

kora bark

ił

loam

dolomit dolomite



0

13,3

12,9

15,8

18,3

18,0

17,5

16,0

25

16,0

13,6

16,3

18,5

18,4

19,3

17,0

50

15,7

16,2

18,4

19,3

18,4

18,6

17,8

75

15,6

16,0

18,2

18,7

16,9

18,6

17,3

100

15,3

13,6

16,5

15,3

14,7

18,5

15,7

Średnia; Average

15,2

14,5

17,0

18,0

17,3

18,5

16,7

r

0,527

0,394

0,442

-0,586

-0,817**

0,319

-0,055

NIR; LSD

a - 1,3**; b - 1,2**; a × b - 2,9**

Korzenie; Roots

0

2,1

3,0

2,8

3,0

3,3

3,1

2,9

25

2,2

2,6

3,0

2,8

3,1

3,3

2,8

50

2,3

2,6

3,4

2,7

3,1

3,1

2,9

75

2,5

2,5

2,8

2,5

3,4

2,9

2,8

100

2,7

2,6

2,7

2,5

3,6

2,7

2,8

Średnia; Average

2,4

2,7

2,9

2,7

3,3

3,0

2,8

r

0,985**

-0,730**

-0,226

-0,969**

0,671*

-0,832**

-0,773**

NIR; LSD

a - 0,2**; b - 0,2**; a × b - 0,4**


Tabela 6; Table 6 Zawartość wapnia (Ca) w ziarnie, słomie i korzeniach jęczmienia jarego (Hordeum vulgare L.), g⋅kg-1 s.m. Calcium (Ca) content in grain, straw and roots of spring barley (Hordeum vulgare L.), g⋅kg-1 DM



Średnia Average

bez dodatków

without additions

torf peat

kora bark

ił

loam

dolomit dolomite


1

2

3

4

5

6

7

8

Ziarno; Grain

0

2,2

2,1

2,0

2,6

2,8

2,8

2,4

25

2,7

2,2

1,9

2,8

2,9

3,2

2,6

50

2,9

2,9

2,0

2,7

2,9

3,7

2,9

75

3,1

4,4

2,4

2,6

2,8

4,6

3,3

100

4,6

3,7

2,4

2,4

3,6

4,4

3,5

Średnia; Average

3,1

3,1

2,1

2,6

3,0

3,7

2,9

r

0,911**

0,866**

0,853**

-0,640*

0,699**

0,949**

0,988**

NIR; LSD

a - 0,3**; b - 0,3**; a × b - 0,6**

Słoma; Straw

0

3,9

4,0

4,1

4,9

5,1

5,2

4,5

25

4,3

4,3

4,8

4,8

5,5

5,0

4,8

50

4,6

5,0

5,6

6,0

5,4

5,2

5,3

75

7,5

5,8

5,4

7,0

5,5

5,2

6,1

100

8,1

4,3

6,1

5,9

5,6

5,8

6,0

Średnia; Average

5,7

4,7

5,2

5,7

5,4

5,3

5,3

r

0,935**

0,457

0,943**

0,735**

0,822**

0,730**

0,957**

NIR; LSD

a - 0,4; b - 0,3; a × b - 0,8

1 2 3 4 5 6 7 8

Korzenie; Roots

0

4,2

3,3

4,4

3,3

5,4

5,1

4,3

25

4,2

4,1

4,4

4,6

5,1

5,0

4,6

50

4,9

4,2

4,7

4,8

4,5

5,1

4,7

75

7,0

5,4

5,0

4,8

4,5

4,8

5,3

100

6,4

3,8

4,9

4,6

4,5

4,0

4,7

Średnia; Average

5,3

4,2

4,7

4,4

4,8

4,8

4,7

r

0,881**

0,468

0,912**

0,698**

-0,894**

-0,818**

0,682*

NIR; LSD

a - 0,4**; b - 0,4**; a × b - 0,9**


ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 301-308 THE EFFECTIVENESS OF SYMBIOTIC AND ASSOCIATED NITROGEN FIXATORS, STIMULATED BY GROWTH REGULATORS IN MIXED AGROCENOSIS DEPENDING ON THE LEVEL OF NITROGEN NUTRITION Tamara F. Persikova, Irina I. Sergeeva Department of Agrochemistry, Belarusian State Agricultural Academy, Gorki

Introduction

Mixed agrophytocenosis is a promising direction of crop production inten-sification connected with the fullest and most effective use of bioclimatic potential of a given field. The increase in agrocenosis diversity of variants may considerably decrease the mass development of pests and diseases and, as a result, the requirement in pesticides bought abroad. Itroduction of the legumes that can fix symbiotic nitrogen to the mixed crops solves the problem of fodder protein and decreases the doses of applied nitrogen fertilizers.

At present the method of biotechnology and microbiology is one of the most promising direction in agricultural production. In such a situation the most promising method causes the higher productivity in mixed crops is the inoculation of bacterial preparations into grain seeds and grain legumes. This situation if of a great ecological importance because bacterial nitrogen fixing preparations stimulate the nitrogen fixation process. This situation reduces the use of mineral nitrogen. As a consequence this method decreases the accumulation of nitrate nitrogen in plants and enables to obtaining ecologically clean products. Bacteria application into soil is one of agricultural practices improving plant living conditions. The processes of legume inoculation with legume bacteria and their treatment with nitrogen fertilizers are interchanged to a definite extent.

We have to do the comparative evaluation of plants to choose an appropriate method of plant living conditions in every particular case. And we must take into consideration that it is preferable to use the bacterial preparations to avoid unfavourable ecological consequences [BASHKIN 2004]. It is necessary to note that unfavourable conditions arise as a result of agronomic measures that improve the plant growth and development and influence greatly the activity of nonsymbiotic nitrogen fixation.

Many data [DEEVA et al. 1988] show that when applying mineral fertilizers the activity of nonsymbiotic nitrogen fixation decreases. Thus, we can increase farm crop yields and decrease doses of mineral fertilizers by using the growth regulators. The interaction of hormone system and plant mineral feeding plays a significant role in the growth and yield regulation. According to the data [KOZHEMAKOV, TIKHONOVICH 1998] it is known that the plant reaction on exogenous hormone growth regulators depends on the level of plant mineral feeding. One of the most promising directions of increasing plant productivity is applying the new plant growth and development regulators, synthetic brassinosteroids [KUDIAROV, USMANOV 1991] into soil. Brassinosteroids are very powerful

T.F. Persikova, I.I. Sergeeva

302

plant growth stimulants. The results obtained within 10 years research of the steroid phytohormones show that brassinosteroids may be a basis the development of such new generation chemical means as a plant protection. They combine the mentioned qualities and they are environment-friendly [KHRIPACH et al. 1993]. Plant growth regulators can increase or decrease plant signs and qualities that are defined by genotype within reactions. But they do not have an universal importance and can not replace the other factors of yield formation [KUDIAROV, USMANOV 1991]. The aim of study was the influence of growth regulators and bacteria preparations on yields of barley and legume crops depending on the level of nitrogen nutrition. Material and methods

Field experiments with the legume (pea) cv. Agat and barley cv. Burshtin were carried out on an experimental plot of the Belarusian State Agricultural Academy. The soil on experimental plot showed reaction close to neutral pHKCl

= 6.2, low content of humus - 1.4%, high content of mobile phosphate - 188 mg⋅kg-1 soil and average content of mobile potassium – 172 mg⋅kg-1 soil.

The research was carried out within 2003-2004. Field experiment had three levels (with three levels of nitrogen feeding): level 1 - N0P60K90, level 2 – N30P60K90, level 3 – N60P60K90.

Every level had the following scheme of experiment: 1. N + legume, 2. N + barley, 3. N + legume (sapronite), 4. N + barley (rizobacterine), 5. N + barley + legume, 6. N + barley (rizobacterine) + legume, 7. N + barley + legume (sapronite), 8. N + barley (rizobacterine) + legume (sapronite).

Legume (pea) and barley seeds were treated with necessary biopreparations (200 mg⋅h-1) before sowing. We used 2% solution of sodium salt to stick biopreparations into seeds.

Sapronite (S) is a preparation of symbiotic legume bacteria Rhizobium lupini. Organic sapropel is its substrate - carrier. The quantity of legume bacteria has increased power to aucsine synthesis.

Rizobacterine (R) is associative diazotrophe Klebsiella planticola (titre 2-2.5 billion viable cells/ml) that affects the fixation of air nitrogen, biosynthesis of indole acetic acid and suppresses the vital activity of root pathogenesis.

Epin, 0.025% is a solution prepared on the basis of epibrassinolid that belongs to natural phytohormones. It is a bioregulator of the plant growth that decreases the plant stress and increases plant resistance on unfavorable environment conditions (climatic conditions, diseases, pesticides etc.). Homobrassinolid 0.125% is a preparation that belongs to recently discovered new class natural phytohormones - brassinosteroids. When the legume was in phase of budding and barley was shooting we applied growth regulators for nonsoil dressing in the following doses: epin - 25 ml⋅ha-1, homobrassinolid - 15 ml⋅ha-1.

Calculation of the hydrothermic coefficient showed that when the investigations were carried out the climatic conditions were different. In 2003 it was average humidity and the hydrothermic coefficient within the growing season amounted at 1.6. In 2004 the humidity was low and hydrothermic coefficient from May till August was 1.04. Effective heat sum of air temperature fluctuated reaching, 1951°C in 2003 and 1750°C in 2004.

Results and discussion

THE EFFECTIVENESS OF SYMBIOTIC AND ASSOCIATED NITROGEN ...

303

Irrespective of seed inoculation by nitrogen fixing preparations and the crop types

(single variant or mixture) when more nitrogen was applied, we obtained higher yields of legume (pea) and barley (Tab. 1). For example, in 2003 (the hydrothermic coefficient 1.6) yields varied from 1.42 to 2.43 t⋅ha-1 on different levels and in 2004 (the hydrothermic coefficient 1.04) - from 1.55 to 3.02 t⋅ha-1. It is supposed that crops were laid when legume was in budding - blossoming phase and barley in the phase of shooting. Irrespective of seed inoculation and the level of nitrogen feeding, barley yields (2.36 t⋅ha-1 on all levels within 2 years of research) were higher than the legume ones (1.6 t⋅ha-1). Mixed crop yields (1.91 t⋅ha-1 were lower than the cereal ones (2.36 t⋅ha-1) but they were higher than the legume yields (1.6 t⋅ha-1). When barley seeds were inoculated by rizobacterine the yield was higher in comparison to variant without inoculation. Using rizobacterine on the background N30 and N60 grain yield increased by 0.59 and 0.27 t⋅ha-1, respectively. It is higher than the crop yields where nitrogen was not applied. The advantage of associative bacteria is their diverse influence on plants. It is easy to explain that the yield increased by nitrogen fixation and bacteria secretion of growth stimulating and fungistatic substances. During their life root diazotrophes secrete the specific and biologically active compounds as phytohormones and antibiotics that could exert significant growth stimulating and antifungal effect. Table l; Tabela 1 Influence of feeding with nitrogen and nitrogen fixing preparations on the yields of barley and pea mixed crops (t⋅ha-1) Wpływ nawoŜenia azotem i preparatami azotowymi na plony łączonych rodzajów roślin jęczmienia i grochu (t⋅ha-1)

Backgro-und; Po-

ziom (A)

Variant; Wariant

(B)

Yields 2003

Plony 2003

Yield in-crease Wzrost plonu

Yields 2004 Plony 2004

Yield in-

crease Wzrost plonu

Average yields

Przeciętny plon

N0

peay; groch

1.03

-

1.16

-

1.09

pea (S); groch (S)

1.2

0.17

1.58

0.42

1.39

barley; jęczmień

1.6

-

1.62

-

1.61

barley (R); jęczmień (R)

1.95

0.35

2.17

0.55

2.06

pea + barley (R)

groch + jęczmień (R)

1.42

0.2

1.48

0.12

1.45

pea (S) + barley

groch (S) + jęczmień

1.45

0.23

1.49

0.13

1.47

pea (S) + barley (R)

groch (S)+ jęczmień (R)

1.49

0.27

1.52

0.16

1.51

pea + barley

groch + jęczmień

1.22

-

1.36

-

1.29

N30

pea; groch

1.62

-

1.88

-

1.75

pea (S); groch (S)

1.9

0.28

2.41

0.53

2.16

barley; jęczmień

2.23

-

2.57

-

2.4


2.76

0.53

3.24

0.67

3.0

pea + barley (R)


1.84

0.02

2.37

0.28

2.11

pea (S) + barley


1.89

0.07

2.22

0.13

2.06


groch (S) + jęczmień (R)

2.46

0.64

2.72

0.63

2.59


304

pea + barley groch + jęczmień

1.82 - 2.09 - 1.96

N60

pea; groch

1.96

-

2.22

-

2.09

pea (S); groch (S)

2.28

0.14

2.67

0.45

2.48

barley; jęczmień

2.42

-

3.72

-

3.07


3.33

0.91

4.26

0.54

3.79

pea + barley (R)


2.47

0.43

2.88

0.26

2.68

pea (S) + barley


2.26

-0.08

2.69

0.07

2.68



2.39

0.05

3.08

0.46

2.74

pea + barley

groch + jęczmień

2.34

-

2.62

-

2.48

HCP0.05(A)=1.2, HCP0.05(A)=0.9, HCP0.05Cp(A)=0.75, HCP0.05(B)=1.4, HCP0.05(B)=1.5, HCP0.05Cp(B)=l.03, HCP0.05(AB)=2.2, HCP0.05(AB)=2.7, HCP0.05Cp(AB)=l.75 S Sapronite - preparation contained bacterium type of Rhizobium; preparat zawierający bakterie typu

Rhizobium R Rizobacterina - fertilizer contained bacterium which absorbs free nitrogen from the air; nawóz

zawierający bakterie wiąŜące wolny azot z powietrza

The inoculation of legume seeds by sapronite increased the grain yields on all levels. One variant crop legume yields increased by 0.37 t⋅ha-1 (average on all levels) and mixed crop yields - by 0.23 t⋅ha-1. This showed the barley and legume demands for feeding.

In given research the inoculation with highly active legume bacteria was very effective even when we did not apply nitrogen. Single variant legume crops the yield amounted 0.42 t⋅ha-1 and in barley crops – 0.55 t⋅ha-1. For mixed crops the yield increase varied from 0.12 to 0.16 t⋅ha-1. Applying N30 and N60 we also obtained the yield increase in different mixture variants where seeds of one or two components were inoculated while the mixed crops had been left without inoculation. The grain yield was higher (0.63 t⋅ha-1) for mixed crops when barley and legume seeds were inoculated in comparison to other mixture variants on the level N60. Therefore, we received the ma-ximum effect by appling biopreparations to mixed crops. This effect was seen when we applied 30 kg active substance of mineral nitrogen per hectare. As research showed the yield increase was connected with yield structure. In 2004 without applying nitrogen the mass of 1000 barley seeds was 34 g (average) but it increased to 48.2 g (average) when Table 2; Tabela 2 Influence of growth regulators and bacterial preparations on one variant and mixed crop - barley and pea - yields (t⋅ha-1) Wpływ regulatorów wzrostu i preparatów bakteriologicznych na jeden rodzaj i łączone rodzaje plonów roślin - jęczmienia i grochu (t⋅ha-1)

Back-ground Poziom

(A)

Variant Wariant

(B)

Epin Epin

Without

epin Bez

epinu

Yield

increase Wzrost plonu

Homo-

brassino-lid

Without homo-

brassinolid Bez homobras-

sinolidu

Yield in-

crease Wzrost plonu

N0

pea; groch

2.0

1.16

0.96

2.76

1.16

1.6


305

barley; jeczmień

1.69

1.62

0.7

1.92

1.62

0.3

pea (S); groch (S)

2.03

1.58

0.45

2.5

1.58

0.92


19.8

2.17

-0.22

2.37

2.17

0.20

pea + barley (R) groch + jęczmień (R)

1.74

1.48

0.26

1.59

1.48

0.11

pea (S) + barley


1.81

1.49

0.32

1.90

1.49

0.41



1.83

1.52

0.31

1.87

1.52

0.35

pea + barley

groch + jęczmień

1.4

1.36

0.04

1.79

1.36

0.43

N30

pea; groch

1.96

1.88

0.08

2.49

1.88

0.61

barley; jęczmień

2.92

2.57

0.35

2.02

2.57

-0.55

pea (S); groch (S)

2.39

2.41

-0.02

2.71

2.41

0.30


2.41

3.24

-0.83

1.81

3.24

-1.43

pea + barley (R)


1.68

2.37

-0.69

2.21

2.37

-0.16

pea (S) + barley


1.66

2.22

-0.56

2.13

2.22

-0.09



1.53

2.72

-1.19

2.08

2.72

-0.64

pea + barley

groch + jęczmień

1.57

2.09

-0.52

1.81

2.09

-0.28

N60

pea; groch

2.0

2.22

-0.22

2.96

2.22

0.74

barley; jęczmień

1.69

3.72

-2.03

1.79

3.72

-1.93

pea (S); groch (S)

2.03

2.67

-0.64

2.34

2.67

-0.33


1.98

4.26

-2.28

2.11

4.26

-2.15

pea + barley (R)


1.74

2.88

-1.14

1.95

2.88

-0.93

pea (S) + barley


1.81

2.69

-0.88

1.70

2.69

-0.99



1.83

3.08

-1.25

2.01

3.08

-1.07

pea + barley

groch + jęczmień

1.4

2.62

-1.22

1.96

2.62

-0.66

HCP0.05(A)=0.37, HCP0,05(B)=0.64, HCP0.05(AB)=0.72, HCP0.05(A)=0.56, HCP0.05(B)=0.59, HCP0.05(AB)=0.63 S, R explanations see Tab. 1; wyjaśnienia jak w tab. 1 we applied N60 (60 kg nitrogen per hectare). In 2003 it increased from 27.2 to 43.5 g, respectively. In mixed crops the legume survived worse than in one variant ones. We can say the same about grain mass per one pot. The level of nitrogen feeding did not affect the number of seeds. But from inoculated legume seeds we received more seeds per one plant than in other variants of mixed crops. And it also raised the amount of seeds per one pot from 4 (average) on the level N0 to 6 on the level N60 in 2004 (the hydrothermic coefficient 1.04) and from 5 to 7 respectively in 2003 (the hydrothermic coefficient 1.6). So, the yields of one variant crops and their mixtures significantly depended on the level of nitrogen feeding and they increased from 1.42 t⋅ha-1 (on level N0) to 3.02 t⋅ha-1 (on level N60). Carried out research showed that the action of growth regulators resulted in different yields of barley and legume in one variant and mixed crops, and depended on the level of plant feeding, application of bacteria preparations and plants themselves. Epin and homobrassinolid were very effective in mixed crops of


306

barley and legume (pea) when we did not apply nitrogen while sowing (Tab. 2). On the level N0 epin showed the maximum yield increase – 0.96 t⋅ha-1. With lower dose of homobrassinolid and without the inoculation, the yield of legume in one variant crops amounted 1.6 t⋅ha-1. When we used one variant legume crops with sapronite after application of homobrassinolid the yields were 1.5 times higher than after the sapronite application and they were 0.92 t⋅ha-1 and 0.45 t⋅ha-1, respectively. In one variant barley crops without seed inoculation after epin application, the yields were 2 times higher than after homobrassinolid (0.7 and centner/ha and 0.3 t⋅ha-1, respectively). In mixed crops on the level N0 epin the maximum yield was obtained when the legume seeds were inoculated and it was 0.32 t⋅ha-1. Mixed crops without seed inoculation showed the maximum effect after homobrassinolid application – 0.43 t⋅ha-1. It was 4 times higher than after epin - 0.04 t⋅ha-1. Therefore, the lower homobrassinolid doses were more effective than epin (40% in comparison to epin). Homobrassinolid application and the increase of mineral nitrogen dose on one variant legume crops resulted in raising yields. When we applied 30 kg⋅ha-1 nitrogen active substance the yields amounted 0.61 t⋅ha-1 and they increased up to 0.74 t⋅ha-1 after application of 60 kg⋅ha-1 active substance. When legume seeds were inoculated on the background of N30 the yields increased by 0.3 t⋅ha-1. When epin was used on the background N0 the mass of 1000 barley seeds raised by 10.8 g (average on the level) and after homobrassinolid it increased by 12.6 g and 13 g, respectively. On the levels N30 and N60 the mass increase of 1000 seeds was insignificant and varied from l.l g to 3.1 g and from 2.4 g to 4.2 g, respectively.

So epin had higher efficiency on the level N0. After using homobrassinolid the yield increased on the level N30 and N60 but only for single variant legume crops. But it did not refer to the cereal crops. Epin decreased its efficiency if the level of nitrogen feeding increased. One variant legume crops on the level N0 increased their yields by 0.08 t⋅ha-1, and one variant barley crops on the same level by 0.35 t⋅ha-1. Therefore, growth regulator efficiency depended on the level of nitrogen nutrition. Conclusions 1. The effectiveness of effect of the bacterial preparations and growth regulators of

plants used under barley and pea depended on quantities of the doses of nitrogen fertilizers.

2. The highest yield of barley we obtained after used rizobacterine against a background of the dose of 60 kg N⋅ha-1.

3. The highest yield of pea we obtained after used epin preparation without nitrogen

fertilizers. 4. The highest yield of mixture of barley and pea we obtained under influence

rizobacterine used against a background of the dose of 60 kg N⋅ha-1. Reference BASHKIN V.I. 2004. Nitrogen agrogeochemistry. Pushkino: The USSR Academy of Sciences: 220.

DEEVA V.P., SHELEG Z.I., SANCO N.B. 1988. Selective action of chemical growth regulators on plants: Physiological base. Minsk. Nauka i Tekhnika: 245-255.


307

KHRIPACH V.A., LAKHVICH F.A., ZHABINSKI V.N. 1993. Brassinosteroids. Minsk, Nauka i Tekhnika: 255-266.

KOZHEMAKOV A.P., TIKHONOVICH I.A. 1998. The use of legume inoculums and biopre-parations of complex action in agriculture. Report of Russian Academy of Agricultural Sciences: 7-10.

KUDIAROV G.R., USMANOV I.U. 1991. Hormones and mineral feeding. Physiology and bio-chemistry of crop plants. Volume 23, N°3: 232-244.

Key words: nitrogen, mixed crops, sapronit, rizobacterin, yield, legume, barley, pea,

homobrassinolid, epin Summary

The efficiency of bacteria preparations and growth regulators applied into one variant and mixed crops (barley + pea) depended on the level of nitrogen feeding. We received a maximum yield which amounted 0.91 t⋅ha-1 after applying of rizobacterine into one variant barley crops on the level N60. When we used sapronit on the level N30

pea yield amounted 0.53 t⋅ha-1. In mixed crops when both components of the mixture were inoculated and we applied 30 kg⋅ha-1 active substance, the yield amounted 0.64 t⋅ha-1.

Epin efficiency in one variant crops was higher on the level N0 than on other levels and pea yield amounted 0.96 t⋅ha-1. Homobrassinolid was effective on the level N0 and pea yield amounted 0.74 t⋅ha-1. Applying the epin in mixed crop on the level N0 we obtained maximum yield reaching 0.32 t⋅ha-1 in the variant without legume seed inoculation. After applying homobrassinolid we got the maximum effect 0.43 t⋅ha-1 in the variant of mixed crops without seed inoculation.

SKUTECZNOŚĆ SYMBIOTYCZNEGO I ZWIĄZANEGO AZOTU STYMULOWANA REGULATORAMI WZROSTU W MIESZANYCH BIOCENOZACH ZALEśNA OD POZIOMU AZOTU Tamara F. Persikova, Irina I. Sergeeva Katedra Agrochemii, Akademia Rolnicza w Gorkach Słowa kluczowe: azot, łączone rośliny, sapronit, rizobacteria, plon, rośliny motyl-

kowate, jęczmień, groch, homobrassinolid, epin Streszczenie

Skuteczność preparatów bakteriologicznych i regulatorów wzrostu zaaplikowa-


308

nych do pojedynczych i łączonych rodzajów roślin (jęczmień i groch) zaleŜała od po-ziomu nawoŜenia azotem. Maksymalne plony wynoszące 0,91 t⋅ha-1 otrzymano po zaaplikowaniu rizobacterin w jęczmieniu na poziomie N60. Po zastosowaniu sapronit na poziomie N30 plony grochu osiągnęły 0,53 t⋅ha-1. W łączonych roślinach i w sytuacji, kiedy zaaplikowano 30 kg⋅ha-1 aktywnej substancji plony wyniosły 0,64⋅ha-1.

Skuteczność epin w roślinie jednego rodzaju była wyŜsza na poziomie N0 niŜ na pozostałych poziomach, a plon grochu wyniósł 0,96 t⋅ha-1. Homobrassinolid był sku-teczny na poziomie N0, gdzie plon grochu wyniósł 0,74 t⋅ha-1. Zastosowanie epin w dwóch rodzajach roślin na poziomie N0 spowodowało uzyskanie maksymalnego plonu wynoszącego 0,32 t⋅ha-1 w wariancie bez zaaplikowania nasion roślin strączkowych. Po zastosowaniu homobrassinolid osiągnięto maksymalny wynik 0,43 t⋅ha-1 w wariantach w łączonych rodzajach roślin bez zaaplikowania nasion. Tamara F. Persikova, Iriuna I. Sergeeva Department of Agrochemistry Belarusian State Agricultural Academy Mogilev region Michurin str 5 213410 GORKI Belarus

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 309-317 WPŁYW UPROSZCZONYCH SYSTEMÓW UPRAWY ROLI NA WŁA ŚCIWO ŚCI RETENCYJNE GLEBY BRUNATNEJ WYTWORZONEJ Z GLINY ZWAŁOWEJ Jacek Pranagal Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Jednym z waŜniejszych problemów we współczesnych badaniach glebozna-wczych, jest poszukiwanie względnie uniwersalnego sposobu określenia jakości gleby. Według autorów licznych opracowań [KARLEN i in. 1997; SEYBOLD i in. 1999; DEXTER 2004; PALUSZEK, SŁOWIŃSKA-JURKIEWICZ 2004; PRANAGAL i in. 2008; SHUKLA i in. 2006] jakość gleby moŜna ocenić na podstawie szeregu jej właściwości. Wśród cech fizycznych determinujących jakość gleby najczęściej wymienia się gęstość i porowatość ogólną, polową pojemność wodną, zdolność gleby do retencjonowania najcenniejszych dla roślin kategorii wody, a takŜe infiltrację - ruch wody i powietrza.

Poznanie zdolności danej gleby do magazynowania przez nią wody to pod-stawowe zagadnienie w kontekście zagwarantowania stabilnych i wysokich plonów. Natomiast konieczność ochrony środowiska glebowego przed degradacją wymusza opracowanie nowych proekologicznych systemów uprawy roli. W związku z tym przez wiele lat prowadzono badania polegające na obserwacji reakcji środowiska glebowego i roślin uprawnych w warunkach uprawy roli o róŜnym poziomie jej uproszczenia [PUDEŁKO i in. 1991; RADECKI, OPIC 1991; DRZYMAŁA , MACKIEWICZ 2004].

Celem prezentowanych badań była analiza zmian właściwości retencyjnych gleby brunatnej wytworzonej z gliny zwałowej w następstwie zastosowania uprawy bezorkowej (PL) i siewu bezpośredniego (DD), w porównaniu z uprawą klasycz-ną - płuŜną (CT). Materiał i metody

Doświadczenie zlokalizowane było na obszarze Pojezierza Mazurskiego, w mezoregionie Pojezierze Olsztyńskie, na typowych glinach morenowych zlodowa-cenia bałtyckiego. Skład granulometryczny warstwy uprawnej pozwala ją określić jako glinę zwykłą - zawartość frakcji 2-0,05 mm 47%, frakcji 0,05-0,002 mm 29%, frakcji < 0,002 mm 24% [POLSKIE TOWARZYSTWO GLEBOZNAWCZE 2008]. Głębsze poziomy charakteryzowały się mocniejszym składem granulometrycznym: gliny ilastej i gliny pylasto-ilastej. Odczyn gleby w warstwie uprawnej był obojętny (pHKCl = 7,1), kwasowość hydrolityczna mała - na poziomie 11,5 mmol(+)⋅kg-1, a wysycenie kompleksu sorpcyjnego zasadami duŜe - 93,4%. Nie stwierdzono obecności węglanu wapnia w wierzchniej warstwie gleby, a zawartość węgla organicznego ogółem była

J. Pranagal

310

niska i wynosiła średnio 6,5 g⋅kg-1. W eksperymencie zastosowano trzy systemy uprawy roli: uprawę klasyczną

(płuŜną) - CT jako obiekt kontrolny, uprawę bezorkową - PL i siew bezpośredni - DD. W zmianowaniu wysiewano trzy rośliny: bobik - pszenica ozima - jęczmień jary. Badania gleboznawcze objęły poletka obsiane pszenicą ozimą, pod którą stosowano następujące zabiegi: w uprawie klasycznej (CT) - podorywkę + bronowanie broną cięŜką, orkę siewną (18-20 cm) + bronowanie, agregat uprawowy, siew + bronowanie posiewne; w uprawie bezorkowej (PL) - gruberowanie + bronowanie, bronowanie broną cięŜką, gruberowanie (18-20 cm) + bronowanie, agregat uprawowy, siew + bronowanie posiewne; przy siewie bezpośrednim (DD) - oprysk Reglone (3 dm3⋅ha-1), po 3-4 dniach siew pszenicy ozimej siewnikiem do siewów bezpośrednich.

Próbki glebowe pobierano w okresie siedmiu lat (1994-2000) z warstw 0-10 cm i 10-20 cm, wiosną w fazie strzelania pszenicy w źdźbło. W celu określenia właściwości retencyjnych gleby, próbki o nienaruszonej budowie pobrano (w ośmiu powtórzeniach) do metalowych cylindrów o pojemności 100 cm3. Następnie pobrane w ten sposób próbki gleby zostały doprowadzone do stanu pełnego nasycenia wodą (-0,098 kPa). Wykorzystano je do oznaczenia zawartości wody, w stanie polowego wysycenia gleby wodą przy wartości potencjału w kPa -15,54 [The west-european working group ... 1967]. Oznaczenia zawartości wody w glebie w stanach potencjału: -155 kPa (punkt silnego hamowania wzrostu roślin), -490 kPa (punkt całkowitego zahamowania wzrostu roślin) i -1554 kPa (punkt trwałego więdnięcia) prowadzono w komorach wysokociśnieniowych, stosując jako membranę celofan o odpowiednich parametrach [STAKMAN , VAN DER HARST 1969].

W niniejszej pracy wyróŜniono retencje dla następujących kategorii wody: grawitacyjnej RG [(-0,098 kPa) - (-15,54 kPa)], łatwo dostępnej RŁ [(-15,54 kPa) - (-155 kPa)], trudno dostępnej RT [(-155 kPa) - (-1550 kPa)], produkcyjnej RP [(-15,54 kPa) - (-490 kPa)], uŜytecznej RU [(-15,54 kPa) - (-1550 kPa)] i niedostępnej RN (-1550 kPa).

Przeprowadzono takŜe ocenę statystyczną uzyskanych wyników. W tym celu wykonano następujące testy statystyczne: analizę wariancji dla klasyfikacji wielokrotnej ortogonalnej przy poziomie istotności α = 0,05 - dla czynników zmienności; system uprawy (T), termin pobierania próbek (Y) i warstwa (D) oraz obliczono współczynniki zmienności Vz. Wyniki i dyskusja

Retencja wodna gleby zaleŜy głównie od rozdrobnienia i zagęszczenia stałej fazy, struktury porów, zawartości agregatów powietrznie suchych i odpornych na dynamiczne rozmywające działanie wody oraz zawartości materii organicznej [STACKMAN 1971; DOMśAŁ 1979; PALUSZEK 2001; CZYś i in. 2003]. Autorzy prowadzący badania nad określeniem wpływu stosowania róŜnych uproszczeń uprawowych na szereg podstawowych właściwości gleby oraz na wielkość i jakość plonu [PUDEŁKO i in. 1991; RADECKI, OPIC 1991] zgodnie podkreślają, Ŝe w naszym klimacie zapas wody w glebie i jej dostępność dla roślin jest determinowana przede wszystkim wielkością i rozkładem opadów atmosferycznych [BAC, śYROMSKI 2005]. Dopiero w następnej kolejności na właściwości wodne gleby wpływa jej stan fizyczny, który moŜe ulegać zmianom wywołanym stosowaniem zredukowanych systemów uprawy [BUJAK i in. 2001; PRANAGAL, DOMśAŁ 2001; BISKUPSKI i in. 2004; DRZYMAŁA , MACKIEWICZ 2004; HRYŃCZUK, WEBER 2005]. Autorzy cytowanych prac nadmieniają równieŜ, Ŝe ocenę wpływu róŜnych technologii uprawy roli naleŜy prowadzić w sposób zindywidualizowany, odnosząc ją do konkretnego pola, do warunków glebowo-klimatycznych, a takŜe poziomu kultury

WPŁYW UPROSZCZONYCH SYSTEMÓW UPRAWY ROLI ...

311

rolnej. Warunki uprawowe i pogodowe często, bowiem decydują o poziomie uzyskiwanych wartości fizycznych właściwości gleby. Tabela 1; Table 1 Retencja wody grawitacyjnej (kg⋅kg-1) Retention of gravitational water (kg⋅kg-1)

System uprawy Tillage system

(T)

Warstwa

Layer (D) (cm)

Terminy; Years

Średnia dla Mean for

Vz CV (%)

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

D

T

CT

0-10 10-20

0,021 0,029

0,055 0,016

0,020 0,018

0,057 0,080

0,050 0,032

0,072 0,032

0,078 0,055

0,050 0,038

0,044

51,36

PL

0-10 10-20

0,033 0,022

0,026 0,002

0,015 0,014

0,057 0,065

0,061 0,028

0,044 0,031

0,068 0,045

0,043 0,031

0,037

55,95

DD

0-10 10-20

0,037 0,026

0,102 0,008

0,007 0,004

0,064 0,047

0,056 0,024

0,046 0,020

0,062 0,032

0,053 0,023

0,038

71,32

NIR0,05; LSD0.05

0,0971

0,0382

0,0163

-

CT uprawa klasyczna (płuŜna); conventional tillage PL uprawa bezorkowa; ploughless tillage DD siew bezpośredni; direct drilling 1 system uprawy (T) × termin (Y) × warstwa (D); tillage system (T) × year (Y) × layer (D) 2 T × D 3 T VZ współczynnik zmienności; coefficient of variability (CV)

Zastosowane w prezentowanym eksperymencie uproszczenia uprawowe wpłynęły tylko w niewielkim stopniu na zmianę zdolności zatrzymywania i maga-zynowania wody przez glebę brunatną (tab. 1, 2, 3, 4, 5 i 6). Właściwości retencyjne badanej gleby charakteryzowały się bardzo niskimi wartościami w odniesieniu do większości analizowanych kategorii wody. Wynikało to przede wszystkim z podstawowych cech tej gleby - wysokiej gęstości [PRANAGAL i in. 2005] i niskiej zawartości materii organicznej [PRANAGAL 2004]. Uzyskane wyniki nie upowaŜniały teŜ, aby wskazać jednoznacznie, który z analizowanych systemów uprawy roli wpływał w sposób zdecydowanie najkorzystniej na retencjonowanie w badanej glebie najcenniejszych dla roślin kategorii wody. Pod uprawą klasyczną (CT) średnie z siedmiolecia osiągały dla poszczególnych kategorii wody następujące wartości (w kg⋅kg-1): RG = 0,044, RŁ = 0,041, RT = 0,048, RP = 0,063, RU = 0,095 i RN = 0,076. Siew bezpośredni (DD) powodował w stosunku do uprawy klasycznej - płuŜnej tylko nieznaczne pogorszenie omawianych cech gleby brunatnej, których wartości średnie wieloletnie wynosiły odpowiednio (w kg⋅kg-1): RG = 0,038, RŁ = 0,039, RT = 0,051, RP = 0,059, RU = 0,091 i RN = 0,072. Natomiast moŜna było uznać, Ŝe najmniej korzystnie w tym okresie na zdolności retencyjne oddziaływała uprawa bezorkowa (PL) po zastosowaniu, której analizowane właściwości przyjmowały następujące wielkości średnie (w kg⋅kg-1): RG = 0,037, RŁ = 0,045, RT = 0,036, RP = 0,063, RU = 0,089 i RN = 0,084. Porównując zaś badane warstwy (0-10 cm i 10-20 cm) stwierdzono, Ŝe lepszymi zdolnościami do retencjonowania wody w glebie charakteryzowała się zwykle warstwa wierzchnia (0-10 cm). NaleŜy teŜ podkreślić, Ŝe odnotowane zmiany właściwości retencyjnych następowały głównie między poszczególnymi kategoriami wody, praktycznie w zakresie tej samej objętości wszystkich porów glebowych [PRANAGAL,

J. Pranagal

312

DOMśAŁ 2001; PRANAGAL i in. 2005]. Tabela 2; Table 2 Retencja wody łatwo dostępnej (kg⋅kg-1) Retention of easily available water (kg⋅kg-1)


(T)

Warstwa

Layer (D) (cm)

Terminy; Years


Vz CV (%)

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

D

T

CT

0-10 10-20

0,055 0,065

0,056 0,045

0,035 0,032

0,025 0,041

0,038 0,023

0,047 0,034

0,035 0,042

0,042 0,040

0,041

29,02

PL

0-10 10-20

0,080 0,088

0,060 0,030

0,039 0,039

0,026 0,043

0,035 0,023

0,055 0,026

0,040 0,043

0,048 0,042

0,045

43,73

DD

0-10 10-20

0,061 0,042

0,051 0,032

0,044 0,045

0,027 0,029

0,050 0,014

0,059 0,028

0,039 0,021

0,047 0,031

0,039

36,13

NIR0,05; LSD0.05

0,0231

0,0112

0,0073

-

objaśnienia jak pod tabelą 1; explanations as in the Table 1 Tabela 3; Table 3 Retencja wody trudno dostępnej (kg⋅kg-1) Retention of difficultly available water (kg⋅kg-1)


(T)

Warstwa

Layer (D) (cm)

Terminy; Years


Vz CV (%)

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

D

T

CT

0-10 10-20

0,057 0,040

0,057 0,045

0,042 0,034

0,032 0,039

0,064 0,078

0,060 0,058

0,035 0,033

0,050 0,047

0,048

39,27

PL

0-10 10-20

0,042 0,043

0,048 0,045

0,026 0,021

0,031 0,034

0,026 0,023

0,053 0,055

0,027 0,023

0,036 0,035

0,036

32,95

DD

0-10 10-20

0,037 0,046

0,049 0,046

0,030 0,025

0,058 0,049

0,058 0,086

0,053 0,052

0,051 0,071

0,048 0,054

0,051

30,27

NIR0,05; LSD0.05

0,0211

0,0132

0,0093

-

objaśnienia jak pod tabelą 1; explanations as in the Table 1 Tabela 4; Table 4 Retencja wody produkcyjnej (kg⋅kg-1 ) Retention of productive water (kg⋅kg-1)


(T)

Warstwa

Layer (D) (cm)

Terminy; Years


Vz CV (%)

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

D

T

CT

0-10 10-20

0,084 0,081

0,078 0,053

0,059 0,046

0,053 0,065

0,054 0,033

0,088 0,072

0,058 0,059

0,068 0,058

0,063

24,84


313

PL 0-10 10-20

0,095 0,105

0,074 0,041

0,055 0,053

0,047 0,068

0,042 0,031

0,088 0,061

0,067 0,052

0,067 0,059

0,063 34,29

DD

0-10 10-20

0,077 0,063

0,071 0,050

0,067 0,067

0,054 0,042

0,060 0,028

0,093 0,053

0,051 0,033

0,068 0,049

0,059

29,15

NIR0,05; LSD0.05

0,0671

0,0053

-

objaśnienia jak pod tabelą 1; explanations as in the Table 1

Statystyczna zmienność uzyskanych wyników badań charakteryzowała się średnimi i niskimi wartościami współczynnika VZ (tab. 1, 2, 3, 4, 5 i 6), które mieściły się w przedziale 10,93-71,32%, przy średniej ogólnej na poziomie 29,04%. Na podstawie współczynnika zmienności statystycznej VZ moŜna stwierdzić, Ŝe gleba uprawiana klasycznie pługiem zapewniała zwykle większą stabilność w zakresie analizowanych właściwości retencyjnych niŜ systemy uproszczonej uprawy. Przeprowadzona analiza wariancji pozwala natomiast zauwaŜyć, Ŝe odnotowane zmiany właściwości retencyjnych gleby wywołane redukcją zabiegów uprawowych były bardzo rzadko istotne, a gdy juŜ je odnotowano, to dotyczyły one przede wszystkim róŜnic wynikających nie ze stosowania poszczególnych systemów uprawy, lecz z terminów badań. Świadczy to o tym, Ŝe właściwości retencyjne gleby determinowane były nie tylko technologią uprawy, lecz równieŜ, a moŜe nawet w większym stopniu, przebiegiem pogody jesienią, podczas przygotowania roli pod siew pszenicy ozimej i w okresie zimy aŜ do momentu pobierania próbek wiosną. Tabela 5; Table 5 Retencja wody uŜytecznej (kg⋅kg-1) Retention of useful water (kg⋅kg-1)


(T)

Warstwa

Layer (D) (cm)

Terminy; Years


Vz CV (%)

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

D

T

CT

0-10 10-20

0,112 0,105

0,113 0,090

0,077 0,066

0,106 0,111

0,102 0,101

0,107 0,092

0,070 0,076

0,098 0,092

0,095

17,26

PL

0-10 10-20

0,122 0,131

0,108 0,075

0,065 0,061

0,132 0,077

0,095 0,046

0,108 0,083

0,080 0,067

0,101 0,077

0,089

30,56

DD

0-10 10-20

0,098 0,096

0,100 0,082

0,074 0,072

0,086 0,079

0,109 0,103

0,113 0,080

0,090 0,092

0,096 0,086

0,091

14,07

NIR0,05; LSD0.05

0,0461

0,0272

0,0083

-

objaśnienia jak pod tabelą 1; explanations as in the Table 1 Tabela 6; Table 6 Retencja wody niedostępnej (kg⋅kg-1) Retention of unavailable water (kg⋅kg-1)


(T)

Warstwa

Layer (D) (cm)

Terminy; Years


Vz CV (%)

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

D

T

CT

0-10 10-20

0,071 0,084

0,076 0,084

0,074 0,084

0,085 0,074

0,066 0,051

0,073 0,073

0,081 0,084

0,075 0,076

0,076

12,37

PL

0-10

0,074

0,088

0,088

0,088

0,093

0,074

0,086

0,084

0,084

10,12

J. Pranagal

314

10-20 0,076 0,091 0,088 0,080 0,091 0,071 0,089 0,084

DD

0-10 10-20

0,083 0,083

0,090 0,086

0,090 0,085

0,066 0,062

0,069 0,041

0,075 0,071

0,066 0,047

0,077 0,068

0,072

21,25

NIR0,05; LSD0.05

0,0251

0,0112

0,0063

-

objaśnienia jak pod tabelą 1; explanations as in the Table 1

Równocześnie prowadzone były takie same badania na rędzinie czarnoziemnej [PRANAGAL 2007a] i glebie płowej wytworzonej z lessu [PRANAGAL 2007b]. Autor tych badań stwierdził, Ŝe oddziaływanie porównywanych systemów uprawy na moŜliwości retencjonowania wody był takŜe niewielki, a najlepiej pod tym względem prezentowały się gleby pod uprawą klasyczną (CT). W przypadku rędziny korzystniejszym uproszczeniem uprawowym była uprawa bezorkowa (PL), natomiast najmniej korzystnie na zdolności retencyjne rędziny wpływał siew bezpośredni (DD). Ograniczenia w uprawie roli gleby płowej wytworzonej z lessu powodowały odmienne niŜ w rędzinie reakcje, gdyŜ w tym przypadku lepszym uproszczeniem okazał się jednak siew bezpośredni. Wnioski 1. Rezultaty siedmioletnich badań prowadzonych na glebie brunatnej wytworzonej z

gliny zwałowej pozwoliły zaobserwować, Ŝe oddziaływanie uproszczonych systemów uprawy roli na właściwości retencyjne tej gleby skutkowało niewielkimi tylko zmianami. NaleŜy przy tym podkreślić, iŜ kierunek tych zmian był często niejednoznaczny.

2. Siew bezpośredni nie powodował, w stosunku do uprawy klasycznej - płuŜnej, istotnego pogorszenia moŜliwości zatrzymywania w glebie najcenniejszych dla roślin kategorii wody. Natomiast najmniej korzystnie w okresie pomiarowym na analizowane cechy gleby brunatnej oddziaływała uprawa bezorkowa.

3. Poddane ocenie poszczególne warstwy gleby brunatnej (0-10 i 10-20 cm) charakteryzowały się odmiennymi zdolnościami retencjonowania wody. Pra-ktycznie w kaŜdym przypadku korzystniej prezentowała się warstwa wierzchnia (0-10 cm).

4. Przedstawione wyniki badań potwierdziły teŜ pogląd, Ŝe stosowanie systemów upraw zredukowanych nie przyczynia się do znaczącego pogorszenia właściwości wodnych gleby.

Literatura BAC S., śYROMSKI A. 2005. Kształtowanie wiosennych zasobów wody w glebie przez czynniki hydrometeorologiczne. Acta Agrophysica 5(3): 487-499.

BISKUPSKI A., WŁODEK S., PABIN J. 2004. Zmiany w plonowaniu roślin i uwilgotnieniu gleb powodowane róŜnymi sposobami uprawy roli. Rocz. Glebozn. 50(3): 27-37.

BUJAK K., JĘDRUSZCZAK M., FRANT M. 2001. Wpływ zróŜnicowanej uprawy roli pod soję na zapas wody i niektóre właściwości gleby. Acta Agrophysica 53: 69-80.

CZYś E., DEXTER A.R., NIEDŹWIECKI J. 2003. Retencja wodna gleb wieloletnich statycz-nych doświadczeń poletkowych. Rocz. Glebozn. 40(3): 27-37.

DEXTER A.R. 2004. Soil physical quality. Part I. theory, effects of soil texture, density, and organic matter, and effects on root growth. Geoderma 120: 201-214.

DOMśAŁ H. 1979. Wpływ zagęszczenia gleby na zawartość wody silnie związanej oraz


315

retencję wody produkcyjnej i uŜytecznej. Rocz. Glebozn. 30(3): 45-72.

DRZYMAŁA S., MACKIEWICZ A. 2004. Wpływ uproszczeń w uprawie roli pod kukurydzę na wybrane właściwości fizyczne gleby. Rocz. Glebozn. 50(3): 83-92.

HRYŃCZUK B., WEBER R. 2005. Wpływ uproszczeń w uprawie roli na niektóre właści-wości fizyczne gleby. Rocz. Glebozn. 56(1/2): 77-83.

KARLEN D.L., MAUSEBACH M.J., DORAN J.W., CLINER R.G., HARRIS R.F., SCHUMAN G.E. 1997. Soil quality; a concept, definition, and framework for evaluation. Soil Sci. Soc. Am. J. 61: 4-10.

PALUSZEK J. 2001. Właściwości wodno-powietrzne erodowanych gleb płowych wytwo-rzonych z lessu. Acta Agrophysica 56: 233-245.

PALUSZEK J., SŁOWI ŃSKA-JURKIEWICZ A. 2004. Problems of quality of soils developed from less subjected to water erosion. Acta Agrophysica 108: 89-100.

POLSKIE TOWARZYSTWO GLEBOZNAWCZE 2008. Klasyfikacja uziarnienia gleb i utworów mineralnych: 10 ss.

PRANAGAL J. 2004. Wpływ systemu uprawy na zawartość węgla organicznego w glebie. Annales UMCS, Sectio E, 59(1): 1-10.

PRANAGAL J. 2007a. The influence of the application of reduced tillage systems on the retention properties of rendzina. Pol. J. Soil Sc. 40/1: 101-108.

PRANAGAL J. 2007b. Oddziaływanie uproszczonych systemów uprawy roli na właściwo-ści retencyjne gleby płowej wytworzonej z lessu. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 520: 675-683.

PRANAGAL J., DOMśAŁ H. 2001. Stan fizyczny rędziny w róŜnych systemach uprawy. Acta Agrophysica 56: 247-257.

PRANAGAL J., LIPIEC J., DOMśAŁ H. 2005. Changes in pore size distribution and aggre-gate stability of two soils under long term tillage system. Int. Agrophysics 19: 165-174.

PRANAGAL J., CZYś E., NIEDŹWIECKI J. 2008. Wykorzystanie wskaźnika S do oceny fizy-cznej jakości gleby lessowej uprawianej w systemach uproszczonych, w: Nowe trendy w agrofizyce. Komitet Agrofizyki PAN, Wydawn. Nauk. FRNA: 62-63.

PUDEŁKO J., WRIGHT D.L., WIATRAK P. 1991. Stosowanie ograniczeń w uprawie roli w Stanach Zjednoczonych Ameryki Północnej. Post. Nauk Rol. 1: 153-162.

RADECKI A., OPIC J. 1991. Metoda siewu bezpośredniego w świetle literatury krajowej i zagranicznej. Rocz. Nauk Rol., Ser. A 109(2): 119-141.

SEYBOLD C.A., HERRICK J.E., BREJDA J.J. 1999. Soil resilience: a fundamental component of soil quality. Soil Science 164(4): 224-234.

SHUKLA M.K., L AL R., EBINGER M. 2006. Determining soil quality indicators by factor analysis. Soil Tillage Res. 87: 194-204.

STACKMAN W.P. 1971. Determination of water retention and water flow in soil. Inst. for Land and Water Management Research. Wageningen, The Netherlands: 25 ss.

STACKMAN W.P., VAN DER HARST G.G. 1969. Determination of soil moisture retention curves. II. Pressure membrane apparatus range pF 3.0 to 4.2. Third revised edition. Institute for Land and Water Management Research, Wageningen, Netherlands: 10 ss.

The west-european working group on soil structure of the international soil science society 1967. West-European methods for soil structure determination. Ghent, Belgium: 57 ss.

J. Pranagal

316

Słowa kluczowe: gleba, systemy uprawy, właściwości retencyjne Streszczenie

Celem przedstawionych badań była ocena zmian właściwości retencyjnych gleby brunatnej wytworzonej z gliny zwałowej wywołanych siedmioletnim stosowaniem uproszczeń uprawowych. W eksperymencie zastosowano trzy systemy uprawy roli: uprawę klasyczną - CT jako obiekt kontrolny, uprawę bezorkową - PL i siew bezpośredni - DD. Uzyskane w doświadczeniu rezultaty właściwości retencyjnych gleby brunatnej pozwalają zauwaŜyć, Ŝe zmiany wywołane stosowaniem zredukowanych systemów uprawy były niewielkie. Gleba obiektów uprawianych klasycznie pługiem wykazywała zwykle najlepsze zdolności do magazynowania najcenniejszych dla roślin kategorii wody. Zaniechanie orki i drastyczne zredukowanie uprawy do siewu bezpośredniego (DD) nie spowodowało, w stosunku do uprawy klasycznej (CT), praktycznie Ŝadnego pogorszenia moŜliwości retencjonowania wody przez glebę. Jednak najmniej korzystnie w okresie pomiarowym na badane właściwości oddziaływała uprawa bezorkowa (PL). THE USE OF REDUCED TILLAGE SYSTEMS AND RETENTION CHARACTERISTICS OF EUTRIC CAMBISOL DEVELOPED FROM BOULDER CLAY Jacek Pranagal Institute of Soil Science and Environment Management, University of Life Science, Lublin Key words: soil, tillage systems, retention characteristics Summary

The objective of the presented study was to evaluate changes in retention characteristics of Eutric Cambisol developed from boulder clay, caused by a 7 year use of reduced tillage systems. Three tillage systems were used in the experiment: conventional plough tillage - CT as control, ploughless tillage - PL, and direct drilling - DD. According to the results, the use of reduced tillage systems caused no significant changes in retention characteristics of the studied soil. The soil under plough cultivation often showed the best ability to store water of the categories which are the most valuable for plants. Cessation of plough cultivation and the application of direct drilling (DD) did not virtually affect, as compared to conventional tillage (CT), the ability of the soil to retain water. At the same time, ploughless tillage (PL) had the least positive effect on the analyzed characteristics. Dr inŜ. Jacek Pranagal Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 319-328 WPŁYW KOMPOSTÓW Z ODPADÓW KOMUNALNYCH NA ZAWARTO ŚĆ KADMU W RO ŚLINACH Wiera Sądej, Anna Namiotko Katedra Chemii Środowiska, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie Wstęp

Komposty wyprodukowane z odpadów komunalnych stanowią bogate źródło materii organicznej oraz składników pokarmowych niezbędnych w Ŝywieniu roślin. Ich wykorzystanie moŜe być jednak w znacznym stopniu ograniczone ze względu na obecność metali cięŜkich [LEKAN, KACPEREK 1990; RUTKOWSKA i in. 2003a, 2003b; SĄDEJ, NAMIOTKO 2008]. Pochodzenie tych pierwiastków jest związane z obecnością w strumieniu odpadów komunalnych odpadów niebezpiecznych, np. baterii, Ŝarówek, pozostałości farb i tuszy [WHITTLE, DYSON 2002]. Pomimo, Ŝe obecność wielu mikropierwiastków w glebie jest niezbędna dla prawidłowego wzrostu roślin, jednak przy wysokich stęŜeniach mogą one oddziaływać toksycznie. Z tego względu w wielu badaniach dotyczących wykorzystania odpadów komunalnych do celów przyrodniczych uwypuklono potrzebę wcześniejszego ich segregowania, dzięki czemu w duŜym stopniu ogranicza się ilość metali cięŜkich przedostających się do produktu finalnego - kompostu [RICHARD, WOODBURY 1992; VOGTMANN, FRICKE 1992; KIKIEWICZ, BIAŁKOWSKI

1996]. Wśród metali cięŜkich kadm jest pierwiastkiem szczególnie niebezpiecznym ze

względu na występowanie w przyrodzie w stanie rozproszonym oraz z powodu wysokich zdolności migracyjnych w środowisku wodnym i wodno-glebowym. Metal ten podlega geochemicznej koncentracji, jak teŜ i łatwej bioakumulacji. Pobrany przez organizmy Ŝywe stosunkowo długo zatrzymywany jest w tkankach, a ponadto akumuluje się w organach spełniających waŜne funkcje Ŝyciowe. Jego toksyczne działanie polega m.in na zaburzeniu czynności nerek, chorobie nadciśnieniowej czy zmianach nowotworowych. Z uwagi na łatwe przechodzenie kadmu do łańcucha Ŝywieniowego, konieczne staje się jego monitorowanie [GORLACH, GAMBUŚ 2000; KABATA -PENDIAS 2000].

Kadm znajduje szerokie zastosowanie w przemyśle metalurgicznym, elek-tronicznym i produkcji tworzyw sztucznych [WAWRZONEK 2006]. Jest takŜe wyko-rzystywany do wyrobu wielu barwników. Z tego względu jego obecność w odpadach komunalnych jest powszechna. Mając na uwadze powyŜszy fakt przeprowadzono badania, których celem było określenie wpływu stosowania kompostów z odpadów komunalnych i zieleni miejskiej na zawartość kadmu w roślinach. Materiał i metody

W doświadczeniu wazonowym zastosowano róŜne rodzaje i dawki kompostów. Komposty z nieselekcjonowanych odpadów komunalnych zostały wyprodukowane według biotermicznej metody MUT - Dano. Kompost z zieleni miejskiej wytworzono w warunkach naturalnych. Doświadczenie wazonowe załoŜono w wazonach typu Kick-

W. Sądej, A. Namiotko

320

Brauckmana, które napełniono glebą w ilości 10 kg. BliŜszą charakterystykę gleby przedstawiono w pracy SĄDEJ i in. [2004]. Komposty z odpadów komunalnych dojrzewały w pryzmach przez okres 1, 3 i 6 miesięcy, a uŜyto je w 3 dawkach: 10, 20 i 30 g⋅kg-1 gleby, co odpowiadało 30, 60 i 90 t⋅ha-1. Kompost z zieleni miejskiej zastosowano w ilości 10 g⋅kg-1 gleby. Działanie kompostów porównywano z obornikiem, który zastosowano w dawkach równowaŜnych pod względem wniesionego węgla organicznego z najniŜszymi dawkami kompostów. W doświadczeniu nie stosowano nawoŜenia mineralnego. W pierwszym roku badań uprawiano kukurydzę oraz słonecznik, w drugim roku jęczmień jary i gorczycę białą, zaś w trzecim roku facelię błękitną. Zbiór zielonej masy roślin przeprowadzono w następujących fazach fenologicznych: kukurydza - wyrzucanie wiech; słonecznik - początek fazy kwitnienia; jęczmień jary - faza strzelania w źdźbło; gorczyca biała i facelia błękitna - pełnia kwitnienia.

W materiałach uŜytych w doświadczeniu (komposty, gleba i obornik) oraz w zebranym materiale roślinnym oznaczono zawartość kadmu metodą emisyjnej spektrometrii atomowej z indukcyjnie wzbudzoną plazmą za pomocą aparatu ICP- AES firmy Leeman Labs. Mineralizację badanych prób przeprowadzono w mieszaninie kwasów HNO3 i HClO4, w proporcji 5 : 4 w bloku grzejnym firmy VEL. Wyniki i dyskusja

Zawartość kadmu w kompostach z odpadów komunalnych mieściła się w przedziale 2,50-3,10 mg⋅kg-1 s.m., co zgodnie z Normą BranŜową [BN-89/9103-09] pozwala na zakwalifikowanie ich do I klasy jakości. JednakŜe według ROZPORZĄDZENIA

MRiRW [2004] zawartość kadmu w kompoście 6-miesięcznym przekroczyła dopuszczalny próg o 0,1 mg Cd⋅kg-1 s.m. (tab. 1).

Stwierdzona w niniejszych badaniach zawartość kadmu w kompostach z od-padów komunalnych jest znacznie niŜsza w porównaniu z danymi przedstawianymi przez innych autorów [ROSIK-DULEWSKA 2001; ŁABĘTOWICZ i in. 2002]. NajwyŜszą zawartość tego metalu stwierdzono w kompostach najdłuŜej dojrzewających. Kompost z zieleni miejskiej zawierał o ponad 82% mniej kadmu w porównaniu do kompostów z odpadów komunalnych. W glebie uŜytej w doświadczeniu wazonowym zawartość kadmu wynosiła 0,14 mg⋅kg-1 s.m., co jest wartością przeciętną dla polskich gleb [KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1993; TERELAK, PIETRUCH 2000]. Tabela 1; Table 1 Zawartość kadmu kompostach, oborniku i glebie (mg⋅kg-1 s.m.) Content of cadmium in composts, FYM and soil (mg⋅kg-1 DM)

Długość okresu dojrzewania kompostów z odpadów komunalnych

Length of the period of municipal waste compost ripening

Kompost z zieleni

miejskiej Green waste

compost

Obornik

FYM

Gleba Soil

1 miesiąc 1 month

3 miesiące 3 months

6 miesięcy 6 months

2,50

2,90

3,10

1,70

0,31

0,14

Kadm łatwo przenika przez system korzeniowy roślin, a z powodu powi-

nowactwa do wapnia kumuluje się w tkankach roślinnych. Według BRUWAENE i in. [1984] stęŜenie kadmu w organach roślin maleje w następującym kierunku: korzenie - liście - nasiona - organy zapasowe. Taka dystrybucja kadmu moŜe być spowodowana

WPŁYW KOMPOSTÓW Z ODPADÓW KOMUNALNYCH ...

321

istnieniem tzw. „mechanizmu wyłączania” będącego wynikiem sprawnej detoksykacji metalu w systemie korzeniowym roślin i ograniczonej jego translokacji [KOCJAN, ŁASTOWSKI 1995].

Zawartość kadmu w roślinach testowanych w doświadczeniu była zróŜnicowana i wahała się od ilości śladowych stwierdzanych w jęczmieniu do 1,53 mg⋅kg-1 s.m. Najwięcej tego pierwiastka zawierała gorczyca, mniej słonecznik i facelia, zaś najmniej kukurydza i jęczmień (rys. 1-5). NawoŜenie kompostami z odpadów komunalnych i zieleni miejskiej w większości obiektów wpłynęło na podwyŜszenie zawartości kadmu w nadziemnych częściach roślin.

W największym stopniu na zanieczyszczenie roślin kadmem wpłynął kompost Dano najkrócej dojrzewający (1 miesiąc).

Zawartość kadmu w zielonej masie kukurydzy, uprawianej bezpośrednio po wprowadzeniu kompostów do gleby, mieściła się w przedziale 0,14-0,29 mg⋅kg-1 s.m. NiezaleŜnie od rodzaju zastosowanych dawek kompostów we wszystkich obiektach zawartość kadmu była większa w porównaniu z kontrolą. Największy wzrost zawartości nastąpił po zastosowaniu kompostu najkrócej dojrzewającego (rys. 1).

0,14

0,2

0,23 0,29

0,140,14

0,2

0,230,22

0,140,140,16

0,160,2

0,15

0,21

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

mg·

kg-1

s.m

.; D

M

1 m-c; 1 month 3 m-ce; 3 months 6 m-cy; 6 months zieleń miejska;green waste

compostkomposty z odpadów komunalnych;

municipal solid waste composts

0 10 g 20 g 30 g obornik; FYM

Rys. 1. Zawartość kadmu w kukurydzy nawoŜonej kompostami Fig. 1. Cadmium content in maize (Zea mays L.) fertilized with composts

Wraz ze zwiększeniem dawek kompostów obserwowano teŜ podwyŜszenie zawartości kadmu w kukurydzy. Jedynie w obiektach z kompostem 3-miesięcznym taki efekt odnotowano do poziomu drugiej dawki kompostu (20 g⋅kg-1 gleby). Takie zaleŜności znalazły potwierdzenie w badaniach przeprowadzonych przez JANKOWSKIEGO

[1997] oraz ŁABĘTOWICZA i in. [2002]. Kompost z odpadów pochodzących z pielęgnacji zieleni miejskiej dojrzewający przez okres 6 miesięcy w większym stopniu wpłynął na zanieczyszczenie kukurydzy kadmem w porównaniu z kompostem Dano o tym samym stopniu dojrzałości. NawoŜenie obornikiem w niewielkim stopniu zwiększyło zawartość kadmu w kukurydzy. Efekt był mniejszy niŜ w obiektach, gdzie stosowano komposty z odpadów komunalnych.

Słonecznik zareagował inaczej na zastosowane rodzaje nawoŜenia niŜ kukurydza, a zwłaszcza w odniesieniu do wpływu zwiększonych dawek kompostów. Jedynie w obiektach z kompostem 1-miesięcznym zwiększenie jego dawek powodowało suk-cesywne zwiększenie zawartości kadmu w słoneczniku (rys. 2).


322

0,06

0,160,17

0,23

0,08

0,06

0,11 0,090,09

0,07 0,06

0,11 0,11

0,080,06

0,19

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

mg·

kg-1

s.m

.; D

M

1 m-c; 1 month 3 m-ce; 3 months 6 m-cy; 6 months zieleń miejska green wastecompostkomposty z odpadów komunalnych

municipal solid waste composts 0 10 g 20 g 30 g obornik; FYM

Rys. 2. Zawartość kadmu w słoneczniku nawoŜonym kompostami Fig. 2. Cadmium content in sunflower (Helianthus annuus L.) fertilized with composts

W obiektach z kompostem 3 i 6 miesięcznym podwyŜszenie dawek kompostu wpłynęło na obniŜenie zawartości tego pierwiastka. Podobnie, jak w przypadku kukurydzy, tak i u słonecznika zastosowanie kompostu z odpadów pochodzących z pielęgnacji zieleni miejskiej spowodowało większy przyrost zawartości kadmu (o blisko 73%) w porównaniu z kompostem Dano 6-miesięcznym, zastosowanym w identycznej dawce.

Jęczmień jary okazał się rośliną odporną na pobieranie kadmu, bowiem w obiektach z kompostem 1-miesięcznym zawartość omawianego metalu była na poziomie śladowym, niezaleŜnie od wielkości zastosowanych dawek kompostu (rys. 3). Potwierdziło to wyniki badań prezentowanych przez PAGE i in. [1972], którzy podają jęczmień, jako przykład rośliny, w której stwierdza się sprawną detoksykację tego metalu w systemie korzeniowym, czego konsekwencją jest ograniczona jego translokacja do części nadziemnych.

Podobne zjawisko zaobserwowano w obiektach z kompostem 3 i 6 miesięcznym, po zastosowaniu najniŜszych dawek kompostu (10 g⋅kg-1 gleby). Podwojenie i potrojenie dawek tych kompostów skutkowało zwiększeniem zawartości kadmu w jęczmieniu jarym, na poziomie 0,25-0,29 mg Cd⋅kg-1 s.m. w obiektach z kompostem 3 miesięcznym i 0,26-0,31 mg Cd⋅kg-1 s.m. w obiektach z kompostem 6 miesięcznym.


323

0 0 0 0 0 0 0

0,29

0,25

00

0

0,26

0,31

0

0,2

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

0,35

mg·

kg-1

s.m

.; D

M1 m-c; 1 month 3 m-ce; 3 months 6 m-cy; 6 months zieleń miejska; green waste

compostkomposty z odpadów komunalnych; municipal solid waste composts


Rys. 3. Zawartość kadmu w jęczmieniu jarym nawoŜonym kompostami Fig. 3. Cadmium content in spring barley (Hordeum vulgare L.) fertilized with composts

0,51

1,53

0,54

0,43

0,580,51

0,660,56

0,55

0,58

0,51

0,43

0,49

0,27

0,620,55

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

mg·

kg-1

s.m

.; D

M

1-m-c; 1 month 3 m-ce; 3 months 6 m-cy; 6 months zieleń miejska; green wastecompost

komposty z odpadów komunalnych municipal solid waste composts


Rys. 4. Zawartość kadmu w gorczycy białej nawoŜonej kompostami Fig. 4. Cadmium content in white mustard (Sinapis alba L.) fertilized with composts

W przypadku gorczycy białej i facelii błękitnej, uprawianych w drugim i trzecim roku po zastosowaniu kompostów, zwiększenie dawek powodowało obniŜenie zawartości kadmu w stosunku do obiektu kontrolnego, co koresponduje z rezultatami otrzymanymi przez JAMROZ i in. [2004]. Pomimo spadku zawartości tego pierwiastka w obu roślinach ich rekcja w poszczególnych obiektach nawozowych była odmienna. W gorczycy najwyŜszą zawartość kadmu stwierdzono po zastosowaniu kompostu 1-miesięcznego, przy czym najmniejsza dawka tego kompostu spowodowała 3-krotne


324

zwiększeniem zawartości tego pierwiastka w roślinie w stosunku do kontroli (rys. 4). Zwiększenie dawek tego kompostu przyczyniło się do obniŜenia zawartości

omawianego metalu. Podobną tendencję, co do wpływu zwiększonych dawek kompostów stwierdzono w obiektach z kompostem 3 i 6 miesięcznym. UŜycie kompostu wyprodukowanego z mas roślinnych zieleni miejskiej w większym stopniu wpłynęło na zanieczyszczenie rośliny kadmem w porównaniu z kompostem z odpadów komunalnych. Fakt ten naleŜy tłumaczyć mniejszym udziałem łatwo dostępnych form kadmu w glebie, do której wprowadzono kompost z zieleni miejskiej oraz wyŜszymi dawkami kompostów z niesegregowanych odpadów komunalnych, na skutek ich odkwaszającego działania.

Zastosowane komposty z odpadów komunalnych i z mas roślinnych zieleni miejskiej niemal we wszystkich obiektach spowodowały obniŜenie koncentracji kadmu w facelii błękitnej (rys. 5). Wyjątek stanowił wariant z 3-miesięcznym kompostem typu Dano 3 zastosowanym w dawce 10 g⋅kg-1gleby, gdzie zawartość kadmu była większa od kontroli o 0,15 mg⋅kg-1 s.m. Kompost z odpadów pochodzących z pielęgnacji zieleni miejskiej wpłynął na niewielkie obniŜenie zawartości kadmu w roślinie (o 0,05 mg⋅kg-1 s.m.) w porównaniu do obiektu, gdzie zastosowano kompost Dano najdłuŜej dojrzewający.

0,4

0,25

0,32

0,27

0,31

0,4

0,55

0,29

0,25

0,31

0,4

0,3

0,26

0,3 0,30,25

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

mg·

kg

-1 s

.m.;

DM

1 m-c; 1 month 3 m-ce; 3 months 6 m-cy; 6 months zieleń miejska; green

waste compostkomposty z odpadów komunalnych

municipal solid waste composts


Rys. 5. Zawartość kadmu w facelii błękitnej nawoŜonej kompostami Fig. 5. Cadmium content in phacelia (Phacelia tanacetifolia BENTH.) fertilized with

composts

Dopuszczalna wartość krytyczna kadmu w roślinach przeznaczonych na róŜne cele, określona przez Instytut Uprawy, NawoŜenia i Gleboznawstwa w Puławach przedstawia się następująco (w mg⋅kg-1 s.m.): konsumpcyjna przydatność rośliny < 0,15; paszowa przydatność rośliny < 0,5; przemysłowa przydatność rośliny > 0,5 [KABATA -PENDIAS i in. 1993; KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1999]. Porównując wyniki zawartości tego pierwiastka w badanych roślinach, naleŜy stwierdzić, Ŝe jedynie w przypadku zielonej masy gorczycy oraz facelii błękitnej nawoŜonej 3-miesięcznym kompostem z odpadów komunalnych w dawce 10 g⋅kg-1 gleby zawartość kadmu przekraczała dopuszczalną krytyczną wartość określaną dla roślin przeznaczonych na cele paszowe.


325

Wnioski 1. Proces dojrzewania przyczynił się do wzrostu zawartości kadmu w kompostach.

Zawartość tego pierwiastkach w kompoście dojrzewającym 6 miesięcy była o 24% wyŜsza w porównaniu z kompostami dojrzewającym 1 i 3 miesiące. Kompost z odpadów pochodzących z pielęgnacji zieleni miejskiej zawierał o blisko 82% mniej kadmu, w porównaniu z kompostem z odpadów miejskich dojrzewającym przez ten sam okres czasu.

2. Zawartość kadmu w roślinach była warunkowana ich cechami gatunkowymi, a takŜe typem zastosowanego kompostu. W większości obiektów stwierdzono wyŜsze zawartości tego pierwiastka w roślinach uprawianych bezpośrednio po zastosowaniu kompostów (kukurydza i słonecznik), w porównaniu do roślin uprawianych w następnych latach (jęczmień jary, gorczyca, facelia).

3. Większe zawartości kadmu stwierdzono w roślinach nawoŜonych kompostem najkrócej dojrzewającym (1 miesiąc), w porównaniu z roślinami nawoŜonymi kompostami starszymi, dojrzewającymi przez okres 3 lub 6 miesięcy.

4. Nie stwierdzono jednokierunkowej tendencji dotyczącej wpływu zwiększonych dawek kompostów na zawartość kadmu w roślinach, a zwłaszcza ich działania następczego.

Literatura BRUWAENE R. VAN, K IRCHMANN R., IMPENS R. 1984. Cadmium contamination in agricul-ture and zootechnology. Experientia 40: 43-52.

GORLACH E., GAMBU Ś F. 2000. Potencjalnie toksyczne pierwiastki śladowe w glebach (nadmiar, szkodliwość i przeciwdziałanie). Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 472: 275-296.

JAMROZ E., DROZD J., L ICZNAR M., WEBER J. 2004. Wpływ nawoŜenia gleb kompostami z odpadów komunalnych (KOM) na wysokość i jakość plonu, w: Komposty z odpadów komunalnych, produkcja, wykorzystanie i wpływ na środowisko. Praca zbiorowa J. Drozd (Red.), PTSH: 235-254.

JANKOWSKI K. 1997. MoŜliwość wykorzystania kompostu Dano z odpadów miejskich do nawoŜenia uŜytków zielonych. WSR Siedlce, Rozpr. 48: 63 ss.

KABATA -PENDIAS A., PENDIAS H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wyd. PWN Warszawa: 137-147.

KABATA -PENDIAS A., M OTOWICKA -TERELAK T., PIOTROWSKA M., TERELAK H., WITEK T. 1993. Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami cięŜkimi i siarką. Ramowe wytyczne dla rolnictwa, IUNG: 9-11.


KABATA -PENDIAS A. 2000. Biogeochemia kadmu, W: Kadm w środowisku - problemy ekologiczne i metodyczne. Zesz. Nauk. Komitetu „Człowiek i Środowisko” PAN 26: 17-24.

K IKIEWICZ Z., BIAŁKOWSKI S. 1996. Utylizacja odpadów komunalnych metodą Dano. Ekologia i Technika 3(21): 21-27.

KOCJAN G., ŁASTOWSKI K. 1995. Główne koncepcje badań wpływu stresów na rośliny, w: Ołów w komórkach roślinnych. A. Woźny (Red.). Sorus, Poznań.


326

LEKAN CZ., KACPEREK K. 1990. Ocena wartości nawozowej kompostu z odpadków miejskich („Dano”) w doświadczeniu wazonowym. Pam. Puławski 97: 187-200.

ŁABĘTOWICZ J., RUTKOWSKA B., OśAROWSKI G., SZULC W. 2002. MoŜliwości wykorzystania w rolnictwie kompostu ze śmieci miejskich „Dano”. Acta Agrophisica 70: 247-255.

NORMA BRANśOWA BN-89/9103-09. Kompost z odpadów miejskich. Unieszkodliwianie odpadów miejskich.

PAGE A.L., BINGHAM F.T., NELSON C. 1972. Cadmium absorption and growth of various plant species as influenced by solution cadmium concentration. J. Envir. Qual. 1: 288-291.

RICHARD T.L., WOODBURY P.B. 1992. The impact of separation on heavy metal con-taminants in municipal solid waste composts. Biomass and Bioenergy 3(3-4): 195-211.

ROSIK-DULEWSKA CZ. 2001. Zawartość składników nawozowych oraz metali cięŜkich i ich frakcji w kompostach z odpadów komunalnych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 477: 467-477.

ROZPORZĄDZENIE MR iRW 2004. W sprawie wykonania niektórych przepisów ustawy o nawozach i nawoŜeniu. Dz. U. Nr 236, poz. 2369.

RUTKOWSKA B., OśAROWSKI G., ŁABĘTOWICZ J., SZULC W. 2003a. Ocena zagroŜeń dla środowiska glebowego wynikających z wnoszenia metali cięŜkich w kompoście ze śmieci miejskich ,,Dano’’. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 493: 839-845.

RUTKOWSKA B., SZULC W, ŁABĘTOWICZ J., OśAROWSKI G. 2003b. Ocena składu chemicz-nego kompostu ,,Dano’’ z punktu widzenia kryteriów rolniczych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 494: 383-390.

TERELAK H., PIETRUCH CZ. 2000. Kadm w poziomach powierzchniowych gleb uŜytków rolnych Polski, w: Kadm w środowisku - problemy ekologiczne i metodyczne. Zesz. Nauk. Komitetu „Człowiek i Środowisko” PAN 26: 41-47.

WHITTLE A.J., DYSON A.J. 2002. The fate of heavy metals in green waste composting. The Environmentalist 22: 13-21.

SĄDEJ W., NAMIOTKO A. BOWSZYS T. 2004. Przemieszczanie się metali cięŜkich do roślin w warunkach uŜyźniania gleb kompostami z odpadów komunalnych, w: Komposty z odpadów komunalnych, produkcja, wykorzystanie i wpływ na środowisko. J. Drozd (Red.) PTSH: 255-271.

SĄDEJ W., NAMIOTKO A. 2008. Direct and residual effect of municipal solid waste copmpost on the lead content of soil and plants. J. of Elementology 13(1): 117-125.

WAWRZONEK R. 2006. Metale cięŜkie w sprzęcie elektrycznym i elektronicznym. Recyk-ling 5(65): 30-31.

VOGTMANN H., FRICKE K. 1992. Organic chemicals in compost: how relevant are they for the use of it?, w: Composting and compost quality assurance criteria: 227-236. Słowa kluczowe: odpady komunalne, komposty, kadm, rośliny Streszczenie

W badaniach analizowano wpływ kompostów z odpadów miejskich na zawartość kadmu w roślinach. Zastosowano komposty wyprodukowane z nieselekcjonowanych odpadów komunalnych i zieleni miejskiej. Czynnikami doświadczalnymi był


327

zróŜnicowany stopień dojrzałości kompostów oraz wielkość dawki. Działanie kompostów porównywano z wpływem nawozu naturalnego - obornika. W doświadczeniu uprawiano 5 gatunków roślin: kukurydzę, słonecznik, jęczmień jary, gorczycę białą i facelię błękitną. Stwierdzono, iŜ wszystkie rośliny zawierały zróŜnicowane ilości kadmu, co było warunkowane gatunkiem uprawianej rośliny, typem uŜytego kompostu, jak i wysokością zastosowanych dawek.

W pierwszym roku po zastosowaniu kompostów wraz ze zwiększeniem ich dawek nastąpił wzrost zawartości kadmu w kukurydzy i słoneczniku. W działaniu następczym wpływ wielkości dawek kompostów był odmienny, bowiem ich zwięk-szanie powodowało obniŜenie koncentracji kadmu w zielonej masie jęczmienia, gorczycy i facelii. NawoŜenie kompostem Dano 1-miesięcznym w większym stopniu wpłynęło na zanieczyszczenie roślin kadmem, w porównaniu z kompostami starszymi. Rośliny nawoŜone kompostem z zieleni miejskiej zawierały wyŜsze ilości kadmu w porównaniu do nawoŜonych kompostem Dano. EFFECT OF MUNICIPAL SOLID WASTE COMPOSTS ON THE CADMIUM CONTENT IN PLANTS Wiera Sądej, Anna Namiotko Department of Environmental Chemistry, University of Warmia and Mazury, Olsztyn Key words: municipal waste, composts, cadmium, plants Summary

The effect of municipal solid waste composts on the content of cadmium in plants was investigated. Composts made from non-selected urban waste and green waste were tested. Different degrees of maturity of the composts and compost rates constituted the experimental factors. The influence of composts was compared to that of a natural fertilizer - farmyard manure. Five plant species were examined: maize, sunflower, spring barley, white mustard and lacy phacelia (Phacelia tanacetifolia BENTH.). All the plants were found to contain varied levels of cadmium, depending on the plant species, type of compost applied and rate of fertilization. In the first year, when the composts were added to the soil and at higher fertilization rates, the content of cadmium in maize and sunflower grew. The residual effect of the fertilization rates was opposite - higher rates of composts resulted in depressed concentrations of cadmium in the green matter of spring barley, white mustard and lacy phacelia. Fertilization with 1-month Dano compost produced a more pronounced effect in the form of elevated cadmium levels than the fertilization treatments with more mature composts. Plants fertilized with green waste composts contained more cadmium than those fertilized with Dano compost. Dr hab. Wiera Sądej, prof. UWM Katedra Chemii Środowiska Uniwersytet Warmińsko-Mazurski Pl. Łódzki 4 10-718 OLSZTYN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 329-336 WPŁYW ZEWN ĘTRZNEJ SUBSTANCJI ORGANICZNEJ NA ZAKWASZENIE GLEB Monika Skowrońska, Tadeusz Filipek Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

Zawartość substancji organicznej i zakwaszenie gleb naleŜą do najwaŜniejszych czynników mogących ograniczać produkcję rolniczą w Polsce [FILIPIAK , JADCZYSZYN

2008]. Ponad połowa (56,8%) gleb naszego kraju cechuje się odczynem bardzo kwaśnym i kwaśnym, a średnia zawartość próchnicy w warstwie ornej wynosi 1,95%, co jest konsekwencją oddziaływania czynników siedliskowych (klimat, ukształtowanie terenu, skała macierzysta, typ gleby, stosunki wodne) oraz uŜytkowania rolniczego [JOŃCZYK i in. 2008]. Ostatnio coraz częściej zwraca się uwagę na wpływ bioodpadów i nawozów naturalnych, stosowanych doglebowo w celu ograniczenia deficytu węgla organicznego, na procesy zakwaszenia. Wnoszone połączenia organiczne mogą z jednej strony przyczyniać się do wzrostu ładunku protonu w glebach, a z drugiej przeciwdziałają negatywnym skutkom występowania jonów H+, a zakres ich oddziaływania w znacznej mierze jest determinowany obecnością kationów kwaśnych w nawoŜonej glebie.

Mechanizmy odpowiedzialne za wzrost pH podczas rozkładu zewnętrznej substancji organicznej związane są przede wszystkim z obecnością w niej kationów zasadowych, rozkładem anionów organicznych, reakcjami wymiany ligandów pomiędzy grupami hydroksylowymi uwodnionych tlenków Ŝelaza i glinu a nisko-cząsteczkowymi kwasami organicznymi, amonifikacją i denitryfikacją związków azotu [MATERECHERA, MKHABELA 2002; XU i in. 2006]. Ponadto, procesy przemian związków humusowych wprowadzanych wraz z materiałami organicznymi prowadzą do przekształceń budowy glebowych substancji próchnicznych i zmian ich właściwości sorpcyjnych i buforowych [GARCÍA-GIL i in. 2008].

Transformacje organicznych połączeń węgla przyczyniające się do wzrostu kwasowości gleb to przede wszystkim: wydzielanie CO2, który tworząc wodorowęglan wapnia, zwiększa ilość kationów zasadowych wymywanych z gleb, a takŜe nitryfikacja zredukowanych form azotu [SAKALA i in. 2004; XU i in. 2006]. Jednocześnie naleŜy pamiętać o kwaśnym charakterze związków powstających podczas procesu humifikacji i mineralizacji. Kwasowość glebowej substancji organicznej (kwasowość organiczna) związana jest przede wszystkim z obecnością grup karboksylowych, w kwasach humusowych oraz niskocząsteczkowych kwasach organicznych, oddysocjowujących proton przy pH < 7 [EDWARDS i in. 1996; BERNER i in. 2008; PEDRA i in. 2008]. Całkowita kwasowość kwasów fulwowych wynosi 6-10 mmol(H+)⋅g-1 i jest znacznie wyŜsza niŜ kwasów huminowych (4-6 mmol(H+)⋅g-1) [TIPPING 2002].

ObniŜenie pH roztworu glebowego ogranicza aktywność mikrobiologiczną,

M. Skowrońska, T. Filipek

330

rozkład substancji organicznej oraz przemiany azotu, a takŜe zmniejsza stopień dysocjacji grup funkcyjnych, a zwiększa wiązania jonów H+ [WENNMAN 2004]. Teo-retycznie, jeŜeli początkowe pH gleby jest mniejsze niŜ ujemmny logarytm dziesiętny ze stałej dysocjacji (pKa) grup funkcyjnych kwasów wniesionych wraz z substancją organiczną, występuje asocjacja protonu glebowego i wzrost pH gleby. Przy czym, podniesienie wartości pH zachodzi w większym stopniu w glebach o niŜszych wartościach tego wskaźnika [XU i in. 2006].

Oddziaływanie zewnętrznej substancji organicznej na uwalnianie - konsumpcję jonów wodorowych jest w znacznej mierze modyfikowane wnoszonymi dodatkowo nawozami, m.in.: wapniowymi. W pracy przedstawiono wyniki badań z dwóch doświadczeń polowych, dotyczące oddziaływania odpadów organicznych na zakwaszenie gleb w warunkach stosowania CaCO3. Materiał i metody badań Doświadczenie I

Doświadczenie polowe przeprowadzono we wsi Pańków (powiat Tomaszów Lubelski) na glebie o składzie granulometrycznym piasku gliniastego lekkiego. Schemat doświadczenia, załoŜonego w układzie bloków kompletnie zrandomizowanych, obejmował 3 bloki, w których wyodrębniono losowo 6 obiektów: obiekt kontrolny bez nawoŜenia (0); nawoŜenie mineralne NPK (NPK); trociny z tartaku + wapno defekacyjne (T t. + Ca def.); trociny z zakładu rzemieślniczego + wapno defekacyjne (T rz. + Ca def.); wapno defekacyjne (Ca def.); obornik (FYM). Dawki odpadów organicznych obliczono na podstawie ilości azotu ogółem wnoszonej wraz z dawką obornika - 25 t⋅ha-1, tj. ok. 125 kg N⋅ha-1. Dawkę wapna defekacyjnego (37% CaO) wyliczono według wartości 1 kwasowości hydrolitycznej. Substancje odpadowe zastosowano raz na trzy lata, na początku doświadczenia. Dawki nawoŜenia mineralnego azotem (saletra amonowa, mocznik), fosforem (superfosfat potrójny granulowany) i potasem (sól potasowa) ustalono dla wszystkich roślin testowych na podstawie zaleceń nawozowych (w przeliczeniu na jeden hektar wniesiono: w I roku - 50 kg N, 25 kg P, 100 kg K; w II roku - nie stosowano nawoŜenia mineralnego, w III roku - 120 kg N, 35 kg P, 80 kg K). Roślinami testowymi były: w I roku - lędźwian siewny odmiany Derek (po zbiorze lędźwianu siewnego i oddzieleniu nasion, przyorano jego słomę), w II roku - ziemniaki jadalne odmiany Sante, w III roku - pszenica ozima odmiany Mewa. Doświadczenie II

Doświadczenie załoŜono metodą podbloków w czterech powtórzeniach na glebie brunatnej wyługowanej, wytworzonej z lessu. W badaniach uwzględniono dwa czynniki: wapnowanie (czynnik A), nawoŜenie organiczne (czynnik B) i wyodrębniono 6 obiektów: bez wapnowania, bez nawoŜenia organicznego; bez wapnowania + obornik 35 t⋅ha-1; bez wapnowania + osad ściekowy z mleczarni 22 t⋅ha-1; wapno defekacyjne 5 t⋅ha-1, bez nawoŜenia organicznego; wapno defekacyjne 5 t⋅ha-1 + obornik 35 t⋅ha-1; wapno defekacyjne 5 t⋅ha-1 + osad ściekowy z mleczarni 22 t⋅ha-1. Dawkę wapna defekacyjnego (31,8% CaO) pochodzącego z Cukrowni „Krasnystaw” wyliczono dla odkwaszania gleby na poziomie jednostki kwasowości hydrolitycznej. Dawkę osadu ściekowego z mleczarni (SS) obliczono na podstawie ilości azotu ogółem wnoszonej wraz z obornikiem - 35 t⋅ha-1, tj. ok. 175 kg N⋅ha-1. NawoŜenie mineralne zastosowano w oparciu o zalecenia nawozowe. W przeliczeniu na jeden hektar wniesiono: w I roku - 50 kg N, 32 kg P i 200 kg K (saletra amonowa, polifoska, sól potasowa), a w II roku -

WPŁYW ZEWNĘTRZNEJ SUBSTANCJI ORGANICZNEJ ...

331

70 kg N, 25 kg P, 120 kg K (saletra amonowa, polifoska, sól potasowa). Pierwszą rośliną uprawną w doświadczeniu był burak cukrowy odmiany Elan, po którym wysiano pszenicę ozimą odmiany Kobra.

W próbkach glebowych pochodzących zarówno z I, jak i z II doświadczenia oznaczono pH w 1 mol KCl⋅dm-3 metodą potencjometryczną oraz kwasowość hydrolityczną w oparciu o metodę Kappena. Uzyskane dane opracowano statystycznie za pomocą analizy wariancji z półprzedziałami ufności Tukey’a przy poziomie istotności α = 0,05 i 0,01. Wyniki i dyskusja

Zastosowane w doświadczeniach nawoŜenie wpłynęło na zmiany pHKCl gleby, jak równieŜ wartości kwasowości hydrolitycznej (tab. 1-2, rys. 1-2).

0 obiekt kontrolny bez nawoŜenia; control treatment without fertilization NPK nawoŜenie mineralne NPK; mineral fertilization NPK obornik; FYM obornik; farmyard manure Ca def. wapno defekacyjne; waste lime from a sugar factory Tt + Ca def. trociny z tartaku + wapno defekacyjne; sawdust from a sawmill + waste lime from a sugar

factory Trz + Ca def. trociny z zakładu rzemieślniczego + wapno defekacyjne; sawdust from a workshop + waste

lime from a sugar factory Rys. 1. Wpływ nawoŜenia na pH gleby (doświadczenie I) Fig. 1. The influence of fertilization on soil pH (experiment I)

W doświadczeniu I, odczyn gleb, z obiektów na których stosowano odpady, kształtował się na poziomie optymalnym dla gleb lekkich. Przy czym, wnoszone materiały odpadowe, w porównaniu do nawoŜenia mineralnego zakwaszającego glebę wykazały, na ogół, nieznaczną tendencję do zwiększania wartości pH. Najkorzystniej pod tym względem oddziaływało wapno defekacyjne. Dodatek Ca def. do trocin w znacznej mierze zneutralizował ich zakwaszający wpływ, szczególnie w pierwszym roku doświadczenia. NaleŜy jednocześnie zaznaczyć, Ŝe aplikacja obornika, zawierającego większe ilości azotu i charakteryzującego się węŜszym stosunkiem C : N, w stosunku do trocin, utrzymywała pH gleby w granicach odczynu kwaśnego (rys. 1).

W doświadczeniu II zastosowane materiały organiczne (osad ściekowy i obornik) przyczyniły się do nieznacznego obniŜenia wartości pH (o 0,1-0,35 jednostki), w porównaniu do wartości otrzymanych w próbkach glebowych z obiektu kontrolnego,


332

nie miały jednak wpływu na zmianę klasy odczynu gleb, która pozostała na poziomie niezalecanym dla gleb cięŜkich [GORLACH, MAZUR 2002]. Aplikacja wapna defekacyjnego zmniejszyła aktywność jonów wodorowych, szczególnie w glebach nawoŜonych osadem (rys. 2).

0* bez CaCO3; without CaCO3 1 Hh z CaCO3; with CaCO3 0 obiekt kontrolny bez nawoŜenia; control treatment without fertilization SS osad ściekowy z mleczarni; dairy sewage sludge FYM obornik; farmyard manure Rys. 2. Wpływ nawoŜenia na pH gleby (doświadczenie II) Fig. 2. The influence of fertilization on soil pH (experiment II)

Stosunkowo niskim wartościom pH gleb odpowiadały wyŜsze wartości kwa-sowości hydrolitycznej (tab. 1-2). Jednak tylko w doświadczeniu drugim nawoŜenie SS okazało się czynnikiem istotnie róŜnicującym ten wskaźnik.

W doświadczeniu I, najwyŜsze obniŜenie wartości kwasowości hydrolitycznej uzyskano po zastosowaniu wapna defekacyjnego (o 13,1%) i trocin z zakładu rze-mieślniczego z dodatkiem tego odpadu (o 20,6%). Według niektórych autorów działanie odkwaszające odpadu z przemysłu cukrowniczego, przewyŜsza nawet pod tym względem czysty węglan wapnia. W doświadczeniu HULUGALLE [1996] proces neutralizacji zakwaszenia pod wpływem materiałów organicznych i CaCO3 nie ograniczał się tylko do warstwy ornej, ale dzięki tworzeniu się hydrofilowych, niskocząsteczkowych kompleksów organicznych ułatwiających migrację Ca w głąb profilu glebowego, następowała równieŜ alkalizacja podglebia. Ponadto, łączne stosowanie wapna defekacyjnego i trocin, zasobnych w ligniny, mogło sprzyjać formowaniu związków humusowych i poprawie właściwości buforowych gleb. Z drugiej jednak strony, biodegradacja lignin wiązała się niewątpliwie z produkcją prostych kwasów organicznych i ze wzrostem stęŜenia protonu w glebie. Na uwagę zasługuje fakt, Ŝe trociny charakteryzujące się szerszym stosunkiem C : N, pochodzące z drewna drzew mieszanych w większym stopniu ograniczały zakwaszenie gleb aniŜeli trociny z tartaku (węŜszy stosunek C : N, pochodzące z drewna drzew iglastych). Tabela 1; Table 1 Wpływ nawoŜenia na kwasowość hydrolityczną w glebie (mmol(H+)⋅kg-1) (doświadczenie I) The influence of fertilization on hydrolytic acidity in soil (mmol(H+)⋅kg-1)


333

(experiment I) Obiekt

Treatment

I rok; I year

II rok; II year

III rok; III year

_ A

0

21,70

19,50

25,50

22,20

NPK

27,00

30,70

24,00

27,20

FYM

23,20

23,70

27,70

24,90

Ca def.

18,00

20,20

19,70

19,30

Tt + Ca def.

19,70

24,00

21,00

21,57

T rz + Ca def.

19,90

18,00

15,00

17,63

_ B

21,60

22,70

22,20

-

NIR0,05; LSD0.05 A nawoŜenie; fertilization - r.n.; n.s. B lata, years - r.n.; n.s. 0 obiekt kontrolny bez nawoŜenia; control treatment without fertilization NPK nawoŜenie mineralne NPK; mineral fertilization NPK FYM obornik; farmyard manure Ca def. wapno defekacyjne; waste lime from a sugar factory T t + Ca def. trociny z tartaku + wapno defekacyjne; sawdust from a sawmill + waste lime from a sugar

factory T rz. + Ca def. trociny z zakładu rzemieślniczego + wapno defekacyjne; sawdust from a workshop +

waste lime from a sugar factory

W doświadczeniu II największy wzrost (o ponad 50%) kwasowości hydroli-tycznej nastąpił pod wpływem nawoŜenia osadem, co było prawdopodobnie związane z przemianami N (stwierdzono korelację r = -0,58 pomiędzy stęŜeniem jonów H+ a zawartością NO3_). Zastosowany osad ściekowy charakteryzował się wysokim udziałem azotu łatwo hydrolizującego, a wąskim stosunkiem C : N, co mogło sprzyjać mineralizacji organicznych połączeń N, zawartych nie tylko w tym odpadzie, ale równieŜ związanych z glebową substancją organiczną, a następnie ich nitryfikacją generującą kationy H+. Wapnowanie gleby obniŜało zakwaszenie, szczególnie efektywnie w glebie obiektów nawoŜonych osadem, co prawdopodobnie było związane z lepszym wykorzystaniem N-NH4 przez rośliny, zwiększonym wymywaniem jonów NH4

+, bądź teŜ ulatnianiem się amoniaku [SAKALA i in. 2004; XU i in. 2006; SINGH, AGRAWAL 2008].

Tabela 2; Table 2 Wpływ nawoŜenia na kwasowość hydrolityczną w glebie (mmol(H+)⋅kg-1) (doświadczenie II) The influence of fertilization on hydrolytic acidity in soil (mmol(H+)⋅kg-1) (experiment II)


0*

1 Hh

_ B

0

12,54

8,97

10,75

SS

19,50

12,86

16,20

FYM

13,18

10,44

11,81

_ A

15,07

10,76

-


334

NIR0,01 ; LSD0.01 A wapnowanie; liming - 0,50 B nawoŜenie; fertilization - 0,75 0* bez CaCO3; without CaCO3 1 Hh z CaCO3; with CaCO3 0 obiekt kontrolny bez nawoŜenia; control treatment without fertilization SS osad ściekowy z mleczarni; dairy sewage sludge FYM obornik; farmyard manure Wnioski 1. Łączne stosowanie odpadów organicznych z przemysłu drzewnego z wapnem

defekacyjnym sprzyjało utrzymywaniu aktywności jonów wodorowych na poziomie optymalnym dla gleb lekkich (pH 5,6-6,0).

2. Wzrost zakwaszenia gleb nawoŜonych obornikiem i osadem ściekowym z mleczarni był prawdopodobnie związany z przemianami azotu.

3. Aplikacja wapna defekacyjnego istotnie ograniczała zakwaszające oddziaływanie odpadów organicznych.

Literatura BERNER A., HILDERMANN I., FLIEßBACH A., PFIFFNER L., NIGGLI U., M ADER P. 2008. Crop yield and soil fertility response to reduced tillage under organic management. Soil & Tillage Research 101: 89-96.

EDWARDS M., BENJAMIN M.M., RYAN J.N. 1996. Role of organic acidity in sorption of natural organic matter (NOM) to oxide surfaces. Colloids and Surfaces 107: 297-307.

FILIPIAK K., JADCZYSZYN J. 2008. Kryteria wyboru i ocena obszarów problemowych rol-nictwa w Polsce. Studia i Raporty IUNG - PIB 12: 103-111.

GARCÍA -GIL J.C., PLAZA C., FERNÁNDEZ J.M., SENESI N., POLO A. 2008. Soil fulvic acid characteristics and proton binding behavior as affected by long-term municipal waste compost amendment under semi-arid environment. Geoderma 146: 363-369.

GORLACH E., M AZUR T. 2002. Chemia rolna. Wydawn. Nauk. PWN: 190-196.

HULUGALLE N.R. 1996. Effects of pelletized sewage sludge on soil properties of a crac-king clay from eastern Australia. Waste Management & Research 14: 571-580.

JOŃCZYK K., JADCZYSZYN J., FILIPIAK K., STUCZYŃSKI T. 2008. Przestrzenne zróŜnicowanie zawartości materii organicznej w glebach Polski w kontekście ochrony gleb i ich rolniczego wykorzystania. Studia i Raporty IUNG - PIB 12: 145-154.

M ATERECHERA S.A., M KHABELA T.S. 2002. The effectiveness of lime, chicken manure and leaf litter ash in ameliorating acidity in a soil previously under black wattle (Acacia mearnsii) plantation. Bioresource Technology 85: 9-16.

PEDRA F., PLAZA C., GARCÍA -GIL J.C., POLO A. 2008. Effects of municipal waste compost and sewage sludge on proton binding behavior of humic acids from Portuguese sandy and clay loam soils. Bioresource Technology 99: 2141-2147.

SAKALA G.M., ROWELL D.L., PILBEAM C.J. 2004. Acid-base reactions between an acidic soil and plant residues. Geoderma 123: 219-232.


335

SINGH R.P., AGRAWAL M. 2008. Potential benefits and risks of land application of sewage sludge. Waste Management 28: 347-358.

TIPPING E. 2002. Cation binding by humic substances. Cambridge University Press: 13-55.

WENNMAN P. 2004. Decomposition and nitrogen transformations in digested sewage sludge applied to mine tailings-effects of temperature, soil moisture, pH and plants. Reports from the Department of Soil Sciences 34, Uppsala.

XU J.M., TANG S., CHEN Z.L. 2006. The role of plant residues in pH change of acid soils differing in initial pH. Soil Biology & Biochemistry 38: 709-719. Słowa kluczowe: zakwaszenie, odpady organiczne, trociny, osad ściekowy z

mleczarni, wapno defekacyjne Streszczenie

Na podstawie dwóch doświadczeń polowych badano wpływ odpadów orga-nicznych na zakwaszenie gleb w warunkach stosowania wapna defekacyjnego. Na początku pierwszego doświadczenia wniesiono do gleby lekkiej trociny wraz z wapnem defekacyjnym (Ca def.). W doświadczeniu drugim zastosowano osad ściekowy z mleczarni z dodatkiem i bez dodatku Ca def. W obydwu doświadczeniach wykorzystano dla celów porównawczych obiekty z tradycyjnym nawoŜeniem organicznym (obornik) i bez nawoŜenia. W próbkach glebowych pobieranych z kaŜdego obiektu po zakończeniu okresu wegetacyjnego oznaczono pHKCl i kwasowość hydrolityczną. Stwierdzono, Ŝe łączne stosowanie odpadów organicznych z przemysłu drzewnego z wapnem defekacyjnym sprzyjało utrzymywaniu aktywności jonów wodorowych na poziomie optymalnym dla gleb lekkich. Wzrost zakwaszenia gleb nawoŜonych innymi materiałami organicznymi (obornik, osad ściekowy) był przypuszczalnie związany z przemianami azotu. Aplikacja wapna defekacyjnego istotnie ograniczała zakwaszające oddziaływanie odpadów organicznych.

THE INFLUENCE OF EXOGENOUS ORGANIC MATTER ON SOIL ACIDITY Monika Skowrońska, Tadeusz Filipek Department of Agricultural and Environmental Chemistry, University of Life Sciences, Lublin Key words: acidification, organic wastes, sawdust, dairy sewage sludge, waste lime

from a sugar factory Summary

On the basis of two field experiments the impact of organic waste on soil acidification after the application of Ca def. was investigated. At the beginning of the first experiment sawdust together with Ca def. was incorporated into light soil. In the second experiment dairy sewage sludge with and without lime was applied. Treatments


336

with traditional organic fertilization (FYM) and unfertilized soil (control) were used for comparison purposes in both experiments. Soil samples collected from each plot at the end of each vegetation period were analyzed for: pHKCl and hydrolytic acidity. It was concluded that the application of wood industry waste together with waste lime from a sugar factory favored hydrogen ion activity at the optimum level for light soils. The increased in acidity of soils treated with other organic amendments (FYM, sewage sludge) was presumably due to nitrogen transformations. Application of waste lime from a sugar factory significantly limited the acidifying influence of organic wastes. Dr inŜ. Monika Skowrońska Katedra Chemii Rolnej i Środowiskowej Uniwersytet Przyrodniczy ul. Akademicka 15 20-950 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 337-344 WPŁYW ZMIANY U śYTKOWANIA ZIEMI NA ZAWARTO ŚĆ Fe W FAZIE STAŁEJ GLEBY I W ROZTWORZE GLEBOWYM Halina Smal, Marta Olszewska Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska, Uniwersytet Przyrodniczy w Lublinie Wstęp

W ostatnich dekadach, głównym procesem zmiany uŜytkowania ziemi na świecie, szczególnie w Europie, jest zalesianie gruntów porolnych [VESTERDAL i in. 2002; MŚ 2003]. Zadrzewienie wywołuje zmiany właściwości gleby: gęstości, porowatości, pH, zawartości węgla organicznego, azotu, kationów zasadowych, pojemności sorpcyjnej a takŜe właściwości biologicznych [BROśEK 1993; MESSING i in. 1997; PAUL i in. 2002; SMAL , OLSZEWSKA 2008]. Niektóre z nich, takie jak odczyn czy zawartość materii organicznej i rozpuszczonego węgla organicznego są waŜnymi czynnikami regulującymi procesy przemian (mobilizacji/immobilizacji) mikroskładników w glebie [RÖMKENS, SALOMONS 1998; ANDERSEN i in. 2002].

Literatura na temat zmian podstawowych właściwości gleb wskutek zalesienia jest obszerna, natomiast brakuje informacji o zmianach zawartości form mi-kroskładników w środowisku glebowym.

Celem pracy było określenie wpływu zalesienia sosną zwyczajną gleb rdzawych porolnych na całkowitą zawartość Fe w fazie stałej i w roztworze glebowym na podstawie badań porównawczych gleb zadrzewionych z sąsiadującymi glebami uprawnymi oraz glebami lasów naturalnych. Teren i metody

Badania przeprowadzono w regionie Lubelszczyzny. Porównywano profile gleb leśnych porolnych pod drzewostanami sosny zwyczajnej: 14-17 letnimi (pięć stanowisk) i 32-36 letnimi (pięć stanowisk) z bezpośrednio sąsiadującymi z nimi glebami ornymi (tab. 1) i glebami naturalnych borów świeŜych (pięć stanowisk). Zgodnie z Systematyką Gleb Polski [PTG 1989] wszystkie gleby zaklasyfikowano do typu rdzawych, podtypu właściwych, rodzaju piasków wodno-lodowcowych, gatunku piasków luźnych i słabogliniastych. Gleby uprawne były podobnie uŜytkowane. W roku pobrania próbek uprawiano Ŝyto (siedem stanowisk), owies (dwa stanowiska) oraz seradelę (jedno stanowisko). Kryteria wyboru i cechy obiektów badawczych pozwoliły załoŜyć, Ŝe właściwości gleb przed zalesieniem były podobne do aktualnie uŜytkowanych rolniczo, stąd gleby uprawne moŜna uznać za kontrolne. Gleby lasów naturalnych stanowiły takŜe punkt odniesienia i mogły wskazywać kierunek zmian właściwości gleb porolnych po zmianie uŜytkowania. Tabela 1; Table 1 Zawartość całkowita Ŝelaza w glebie (fazie stałej) i w roztworze glebowym badanych gleb

H. Smal, M. Olszewska

338

(dla Ap, A0-5, A5-10, A10-20, Bv i C n = 5, dla Aśr n = 15) Total content of iron in the solid phase and in the soil solution of the studied soils (for Ap, A0-5, A5-10, A10-20, Bv and C n = 5, for Aśr n = 15)

UŜytko-wanie

Soil use

Poziom warstwa Horizon

layer

Faza stała; Solid phase

(g Fe⋅kg-1)

Roztwór glebowy; Soil solution

(mg Fe⋅kg-1)

zakres range

średnia mean

V

(%)*

zakres range

średnia mean

V

(%)*

Stanowiska lasów 14-17 letnich; 14-17 years old stand sites

Pole Field

Ap

1,7-2,6

2,1

16,8

0,13-0,24

0,19

26,3

Bv

2,3-2,9

2,7

10,1

0,06-0,14

0,10

30,0

C

1,6-2,0

1,7

11,2

0,01-0,15

0,08

62,5

Las

Forest

Ol

1,1-1,8

1,6

16,7

A0-5

1,4-2,0

1,8

14,2

0,13-0,39

0,28

46,4

A5-10

1,4-2,2

1,9

16,0

0,15-0,28

0,20

35,0

A10-20

1,4-2,3

1,9

18,4

010-0,22

0,16

31,3

Aśr

1,4-2,3

1,9

15,3

0,10-0,39

0,21

42,9

Bv

2,1-2,5

2,3

9,4

0,08-0,13

0,09

22,2

C

1,3-2,1

1,8

20,0

0,05-0,08

0,06

16,7

Stanowiska lasów 32-36 letnich; 32-36 years old stand sites

Pole Field

Ap

1,8-2,5

2,0

13,7

0,06-0,21

0,12

50,0

Bv

1,2-2,8

2,0

34,0

0,05-0,15

0,10

40,0

C

0,4-1,7

1,3

41,0

0,03-0,10

0,06

50,0

Las

Forest

Ol

1,5-2,5

2,0

19,3

A0-5

1,2-1,7

1,5

14,0

0,17-0,60

0,38

42,1

A5-10

1,2-1,8

1,6

14,2

0,14-0,33

0,23

39,1

A10-20

1,5-2,3

1,8

19,4

0,10-0,21

0,15

33,3

Aśr

1,2-2,3

1,6

17,4

0,10-0,60

0,25

56,0

Bv

1,4-2,3

1,9

23,8

0,04-0,13

0,08

50,0

C

1,0-1,7

1,3

19,0

0,02-0,08

0,04

75,0

Lasy naturalne; Natural forests

Ol

0,6-2,0

1,3

43,9

Ofh

1,6-2,6

2,1

18,4

Ah

1,6-2,0

1,8

9,2

0,32-0,69

0,53

30,2

Ah Bv

1,1-1,8

1,5

17,5

0,12-0,33

0,21

38,1

Bv

1,3-2,3

1,9

20,4

0,03-0,09

0,06

33,3

C

1,4-1,9

1,6

12,7

0,04-0,08

0,06

33,3

* współczynnik zmienności; coeficient of variation

W kaŜdym z wybranych stanowisk, w reprezentatywnych miejscach na polu i w

WPŁYW ZMIANY UśYTKOWANIA ZIEMI NA ZAWARTO ŚĆ Fe ...

339

lesie wykonano odkrywki glebowe. Próbki gleb pobierano z kaŜdego mineralnego, głównego poziomu genetycznego, z całej jego miąŜszości, z wyjątkiem poziomu próchnicznego gleb zalesionych, z których próbki pobierano z trzech kolejnych warstw: z dwóch górnych o miąŜszości 5 cm kaŜda oznaczonych jako A0-5 i A5-10 oraz z pozostałej, dolnej o miąŜszości ok. 10 cm (A10-20).

Całkowitą zawartość Ŝelaza w fazie stałej oznaczono w ekstraktach po mi-neralizacji próbek gleby w mieszaninie stęŜonego kwasu azotowego i nadchlorowego. Roztwór glebowy otrzymano metodą odwirowania gleby inkubowanej przez 48 godz. przy zawartości wody równej polowej pojemności wodnej [SMAL 1999]. Oznaczenie stęŜeń obydwu form Fe wykonano metodą ICP-AES. StęŜenie Fe w roztworze glebowym przeliczono na suchą masę gleby z uwzględnieniem wilgotności inkubacji.

Otrzymane wyniki poddano analizie statystycznej. Przeprowadzono ją dla kaŜdego poziomu oddzielnie. Analiza ta obejmowała statystyki podstawowe: średnią arytmetyczną, zakres zmienności (minimum, maksimum) a takŜe testy Tukey’a słuŜące do określenia istotnych róŜnic między parami porównywanych średnich, przy poziomie istotności α = 0,05. Obliczenia wykonano za pomocą programu STATISTICA 6.0 firmy StatSoft. W pracy zamieszczono tylko te porównania średnich, w których przynajmniej jedna róŜnica między średnimi okazała się istotna statystycznie. Wyniki i dyskusja

Całkowita zawartość Ŝelaza w profilach badanych gleb kształtowała się w zakresie od 0,4 do 2,9 g Fe⋅kg-1, natomiast jego stęŜenie w roztworze glebowym od 0,01 mg Fe⋅kg-1 do 0,69 mg Fe⋅kg-1 (tab. 1).

Uzyskane wyniki całkowitej zawartości Fe dla poziomu Ap gleb uprawnych (około 2 g Fe⋅kg-1) były niŜsze od danych SZAFRANKA [2000], który stwierdził w poziomie orno-próchnicznym gleb rdzawych 2,51-2,91 g Fe⋅kg-1. RównieŜ wyniki dla gleb leśnych były niŜsze od danych literaturowych, na przykład BROśKA i ZWYDAKA [2003], według których zawartość Fe całkowitego w poziomach Ofh i A gleby rdzawej wynosiła 3,10 g Fe⋅kg-1. W przypadku stęŜenia tego pierwiastka w fazie ciekłej analizowanych gleb otrzymane wartości były zgodne z wynikami innych autorów dla gleb rdzawych uŜytkowanych rolniczo i leśnych [SMAL 1999; PORĘBSKA 2003; SMAL i in. 2004].

Zestawienie gleb ornych i lasów naturalnych wykazało, Ŝe zawartość całkowita Fe w poziomie Ah gleb starodrzewów była o 14% mniejsza (brak istotnych róŜnic), natomiast jego stęŜenie w roztworze glebowym prawie 3,5 razy wyŜsze w porównaniu z odnośnym poziomem Ap (istotne róŜnice), (tab. 2).

Gleby pod lasami kilkunastoletnimi i trzydziestokilkuletnimi charakteryzowały się niŜszą zawartością całkowitą Fe we wszystkich warstwach i całym poziomie próchnicznym niŜ sąsiadujące z nimi gleby uprawne. Najwyraźniej zaznaczyło się to w górnej warstwie poziomu A i w glebach starszych lasów (róŜnice statystycznie nieistotne), (tab. 2).

Przeciwnie do Ŝelaza całkowitego jego stęŜenie w roztworze glebowym poziomu próchnicznego gleb zalesionych było ogólnie wyŜsze niŜ w roztworze poziomu orno-próchnicznego. W fazie ciekłej gleb pod lasami młodszymi średnie stęŜenie Fe w górnej warstwie (A0-5) poziomu akumulacji próchnicy było wyŜsze o ok. 50%, w pośredniej (A5-10) zbliŜone, a w dolnej (A10-20) mniejsze o 16% w porównaniu do jego zawartości w Ap gleb uprawnych (brak istotnych róŜnic). W efekcie przeciętna zawartość tego pierwiastka w roztworze glebowym w całym poziomie A gleb lasów kilkunastoletnich wynosiła 0,21 mg Fe⋅kg-1 i była o 11% większa niŜ w analogicznym poziomie gleb


340

uprawnych (róŜnice statystycznie nieistotne), (tab. 2). Tabela 2; Table 2 Porównanie testem Tukeya średnich zawartości Ŝelaza w roztworze glebowym (mg Fe⋅kg-1) w poziomach próchnicznych Comparison by the Tukey’s test of the means of iron content in the soil solution (mg Fe⋅kg-1) in the humus horizons

Stano-wisko

Location

Poziom warstwa Horizon

layer

Pary gleb stanowisk lasów 14-17 letnich (lasy 14-17 l)

Pairs of soils of 14-17 years old stand sites

(forests 14-17 y) n=5

Pary gleb stanowisk lasów 32-36 letnich (lasy 32-36 l)

Pairs of soils of 32-36 years old stand sites

(forests 32-36 y) n=5

Pole (P)

Field (F)

n=10

Lasy

naturalne (LN)

Natural forests

(NF) n=5

Ap

A0-5

A5-10

A10-20

Aśr

Ap

A0-5

A5-10

A10-20

Aśr

Apśr

Ah

Lasy

14-17 l Forests 14-17 y

Ap

***

A0-5

*

A5-10

**

A10-20

***

Aśr

**

Lasy

32-37 l Forests 32-36 y

Ap

**

***

A0-5

**

*

*

A5-10

**

A10-20

*

***

Aśr

*

P, F

Apśr

*

***

LN, NF

Ah

***

*

**

***

**

***

**

***

*

***

* róŜnice istotne dla p = 0,05; differences significant at p = 0.05 ** róŜnice istotne dla p = 0,01; differences significant at p = 0.01 *** ró Ŝnice istotne dla p = 0,001; differences significant at p = 0.001 Jeszcze większe róŜnice wystąpiły w grupie gleb stanowisk lasów trzydziestokilku-letnich. Średnie stęŜenie Fe w fazie ciekłej we wszystkich warstwach i w całym poziomie próchnicznym tych gleb było, w zaleŜności od warstwy, 3,2-1,3 razy (średnio 2,1 razy) wyŜsze niŜ w poziomie Ap sąsiednich gleb ornych. Analiza statystyczna tej grupy danych wykazała, Ŝe róŜnice zawartości Ŝelaza w roztworze glebowym między A0-5 a Ap były istotne (tab. 2).

Przeprowadzone badania wykazały, Ŝe zawartość obydwu form Fe w glebach leśnych zaleŜała od wieku drzewostanu. NajniŜszą całkowitą zawartością Fe w całym poziomie akumulacji próchnicy charakteryzowały się gleby lasów trzy-dziestokilkuletnich (1,6 g Fe⋅kg-1), pośrednią starodrzewów (1,8 g Fe⋅kg-1) a najwyŜszą kilkunastoletnich (1,90 g Fe⋅kg-1), (tab. 1). Równocześnie test Tukeya wykazał, Ŝe róŜnice między tymi średnimi nie były istotne statystycznie. Z kolei stęŜenie Fe w roztworze glebowym rosło w kolejności: gleby lasów kilkunastoletnich < trzydziestokilkuletnich < naturalnych. Zaznaczyć przy tym trzeba, Ŝe róŜnice między przeciętną zawartością tej formy Ŝelaza we wszystkich warstwach i średnio w całym


341

poziomie A gleb lasów najmłodszych a Ah gleb starodrzewów były istotne (tab. 2). Ponadto wykazano równieŜ istotne róŜnice pomiędzy A5-10, A10-20, Aśr. gleb lasów IIb klasy wieku a Ah gleb naturalnych borów świeŜych. Wskazuje to, Ŝe po trzydziestu kilku latach od zalesienia stęŜenie Fe w roztworze glebowym w dawnej warstwie ornej nie osiągnęło jeszcze wartości charakterystycznych dla roztworów gleb lasów naturalnych. MoŜna więc przypuszczać, Ŝe będzie ono rosło wraz z wiekiem drzewostanu.

Test Tukeya nie wykazał istotnych róŜnic w średniej zawartości form Ŝelaza w poziomach podpróchniczych (Bv i C) między Ŝadnymi porównywanymi grupami stanowisk badawczych.

R2 = 0,5953

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5

pHKCl

Fe

([m

g:kg

-1)

Rys. 1. ZaleŜność między zawartością Fe w roztworze glebowym a pH gleby Fig. 1. Relationship between the content of Fe in the soil solution and pH of soil

Analiza zawartości Ŝelaza w poziomach próchnicznych badanych gleb wskazuje, Ŝe po zalesieniu gruntów porolnych następował spadek całkowitej zawartości tego pierwiastka w glebie a z drugiej strony zwiększenie jego stęŜenia w roztworze glebowym. Zmiany te najwyraźniej zaznaczyły się w glebach pod lasami trzydziestokilkuletnimi i w górnej pięciocentymetrowej warstwie poziomu próch-nicznego.

Zwiększenie stęŜenia Ŝelaza w fazie ciekłej gleb zalesionych niewątpliwie było spowodowane ich zakwaszeniem. Wzrost zawartości kationów w roztworze glebowym wskutek zakwaszenia wynika z ich desorpcji z kompleksu sorpcyjnego pod wpływem jonów wodorowych [PORĘBSKA i in. 1998; BLAKE i in. 1999]. Oprócz tego, wraz ze spadkiem pHKCl zwiększa się rozpuszczalność związków Ŝelaza [KABATA -PENDIAS, PENDIAS 1993], co wykazały równieŜ niniejsze badania. Stwierdzono bowiem istotną, negatywną korelację między zawartością Fe w roztworze glebowym a pHKCl gleby (rys. 1). Ponadto, jak wykazano w pracy SMAL i OLSZEWSKIEJ [2008], badane gleby zalesione, zarówno pod lasami młodymi jak i starszymi, charakteryzowały się niŜszymi wartościami pH, we wszystkich warstwach poziomu próchnicznego, a szczególnie w A0-5, w porównaniu z w odpowiednimi poziomami gleb uprawnych. Jednocześnie wartości pH w poziomie A i jego warstwach były niŜsze w glebach pod lasami starszymi niŜ młodymi, co wyjaśnia większe zawartości Fe w roztworze glebowym


342

poziomu próchnicznego gleb pod lasami trzydziestokilkuletnimi niŜ kilkunastoletnimi. Uwalnianie do roztworu jonów Ŝelaza jest naturalnym procesem związanym z

bielicowaniem gleb [UGOLINI i in. 1988]. Stąd moŜna przypuszczać, Ŝe zalesienie gleb rdzawych, wyłączonych z uŜytkowania rolniczego, moŜe przyczynić się do intensyfikacji w nich tego procesu. Wnioski 1. Otrzymane wyniki wskazują, Ŝe po zalesieniu badanych gleb porolnych,

w poziomie próchnicznym wystąpiła tendencja zmniejszania całkowitej za-wartości Ŝelaza w fazie stałej gleby oraz zwiększania jego stęŜenia w roztworze glebowym. Wzrost ten był najwyraźniejszy w glebach pod lasami starszymi i w górnej pięciocentymetrowej warstwie oraz związany z zakwaszeniem gleby. W głębszych poziomach profilu glebowego zaobserwowane prawidłowości były mniej dostrzegalne bądź nie wystąpiły.

2. Badania sugerują, Ŝe zalesienie gleb rdzawych porolnych sosną moŜe spo-

wodować nasilenie w nich procesów bielicowania. Literatura ANDERSEN M.K., RAULUND -RASMUSSEN K., HANSEN H.C.B., STROBEL B.W. 2002. Distribu-tion and fractionation of heavy metals in pairs of arable and afforested soils in Den-mark. Eur. J. Soil Sci. 53: 491-502.

BLAKE L., GOULDING K.W.T., M OTT C.J.B., JOHNSTON A.E. 1999. Changes in soil chemistry accompanying acidification over more than 100 years under woodland and grass at Rothamsted Experimental Station, UK. Eur. J. Soil Sci. 50: 401-412.

BROśEK S. 1993. Przekształcanie górskich gleb porolnych przez olszę szarą (Alnus in-cana (L.) Moench). Zesz. Nauk. AR im. H. Kołłątaja w Krakowie, Rozpr. habil.: 184 ss.

BROśEK S., ZWYDAK M. 2003. Atlas gleb leśnych Polski. Centrum Informacyjne Lasów Państwowych, Warszawa: 466 ss.


M ESSING I., ALRIKSSON A., JOHANSSON W. 1997. Soil physical properties of afforested and arable land. Soil Use Manag. 13(4): 209-217.

M INISTERSTWO ŚRODOWISKA (MŚ) 2003. Krajowy program zwiększania lesistości. Aktualizacja, Warszawa: 70 s.

PAUL K.I., POLGLASE P.J., NYAKUENGAMA J.G., KHANNA P.K. 2002. Change in soil carbon following afforestation. Forest Ecol. Manage. 168: 241-257.

PORĘBSKA G. 2003. Przydatność składu chemicznego roztworów glebowych do oceny jakości gleb leśnych. Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa: 126 s.

PORĘBSKA G., OSTROWSKA A., BROGOWSKI Z. 1998. Ion mobility and changes in CEC during acidification of forest soils in Poland. Pol. J. Soil Sci. 31(1): 33-41.

PTG 1989. Systematyka gleb Polski. Wyd. IV. Rocz. Glebozn., t. XL, 3/4. Warszawa: 70-81.

RÖMKENS P.F.A.M., SALOMONS W. 1998. Cd, Cu and Zn solubility in arable and forest soils: consequences of land use changes for metal mobility and risk assessment. Soil


343

Sci. 163: 859-871.

SMAL H. 1999. Właściwości chemiczne roztworów glebowych gleb lekkich i ich zmiany pod wpływem zakwaszenia. Rozpr. habilit., Wyd. AR w Lublinie: 108 ss.

SMAL H., OLSZEWSKA M. 2008. The effect of afforestation with Scots pine (Pinus silvestris L.) of sandy post-arable soils on their selected properties. II. Reaction, carbon, nitrogen and phosphorus. Plant Soil 305: 171-187.

SMAL H., L IGĘZA S., OLSZEWSKA M. 2004. Wpływ zalesienia piaszczystych gleb porolnych na jakość materii organicznej i skład chemiczny roztworu glebowego. Rocz. Glebozn. 4: 139-148.

SZAFRANEK A. 2000. Właściwości oraz przydatność rolnicza gleb płowych i rdzawych Wysoczyzny Kałuszyńskiej. Rozpr. Nauk. i Monogr., Wyd. SGGW Warszawa: 131 ss.

UGOLINI F.C., DAHLGREN R., SHOJI S., ITO T. 1988. An example of andosolization and podzolization as revealed by soil solution studies, southern Hakkoda, Northeastern Japan. Soil Science 145: 111-125.

VESTERDAL L., RITTER E., GUNDERSEN P. 2002. Change in soil organic carbon following afforestation of former arable land. For. Ecol. Manage. 169: 137-147. Słowa kluczowe: gleby porolne, zalesienia, Ŝelazo, faza stała, roztwór glebowy Streszczenie

W pracy przedstawiono wyniki badań wpływu zalesienia gleb rdzawych po-rolnych sosną zwyczajną na całkowitą zawartość Ŝelaza w fazie stałej gleby oraz w roztworze glebowym. Porównywano gleby pod drzewostanami 14-17 i 32-36 letnimi z sąsiadującymi z nimi glebami uprawnymi, po pięć par w kaŜdej grupie oraz z glebami lasów naturalnych. Próbki glebowe pobierano z kaŜdego głównego poziomu genetycznego, z całej jego miąŜszości, przy czym z poziomu A gleb zalesionych z trzech warstw: 0-5 (A0-5), 5-10 (A5-10) i 10-20 cm (A10-20). Otrzymane wyniki wskazują, Ŝe po zalesieniu badanych gleb porolnych, w poziomie próchnicznym następował spadek całkowitej zawartości Ŝelaza w glebie, natomiast jego stęŜenie w roztworze glebowym zwiększało się. Wzrost ten był najwyraźniejszy w glebach pod lasami starszymi i w górnej pięciocentymetrowej warstwie oraz związany z zakwaszeniem gleby. THE EFFECT OF LAND USE CHANGES ON THE CONTENT OF Fe IN THE SOLID PHASE AND IN THE SOIL SOLUTION Halina Smal, Marta Olszewska Institute of Soil Science and Environment Management, University of Life Sciences, Lublin Key words: post-agricultural soils, afforestations, iron, solid phase, soil solution Summary

This study presents the research results concerning the effect of afforestation with Scots pine of rusty (Distric Arenosols) post-arable soils on the total content of iron in solid phase and in soil solution. The soils under 14-17 years and 32-36 years old stands


344

were compared with neighboring arable soils, five pairs each group, and with natural forest soils. The soil samples were taken from the whole thickness of master horizons and, in the case of the A horizon of the afforested soils, from three layers: 0-5 (A0-5), 5-10 (A5-10) and 10-20 cm (A10-20).The results indicate that after afforestation, in humus horizon, the total content of iron in solid phase decreased, whereas its concentration in soil solution increased. The increase occurred most clearly in soils under older stands and in the uppermost layer, and was related to soil acidification. Prof. dr hab. Halina Smal Instytut Gleboznawstwa i Kształtowania Środowiska Uniwersytet Przyrodniczy ul. Leszczyńskiego 7 20-069 LUBLIN e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 345-355 WPŁYW W ĘGLANU WAPNIA, GIPSU I FOSFOGIPSU NA PLONY ORAZ SKŁAD CHEMICZNY RO ŚLIN I ROZTWORU GLEBOWEGO Tomasz Sosulski, Ewa Szara, Jan Łabętowicz, Katarzyna Domeradzka, Magdalena Felak Katedra Nauk o Środowisku Glebowym, Zakład Chemii Rolniczej, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie Wstęp

Zakwaszenie gleb zmniejsza efektywność produkcji roślinnej. Aby przeciw-działać skutkom zakwaszenia gleby naleŜy regularnie wapnować pola. Poprawa właściwości gleby pod wpływem wapnowania związana jest przede wszystkim ze wzrostem wartości pH gleby [SZYMAŃSKA i in. 2008]. Równocześnie w glebach wapnowanych zwiększa się zawartość wapnia, a zmniejsza zawartość glinu. Według RUTKOWSKIEJ i in. [2004] stosunek równowaŜnikowy tych pierwiastków w roztworze glebowym moŜe być dobrym wskaźnikiem jakości gleby. MoŜna oczekiwać, Ŝe rozszerzenie stosunku Ca : Al w roztworze glebowym będzie miało równieŜ miejsce po zastosowaniu substancji o duŜej zawartości wapnia. Substancjami takimi są odpady przemysłowe - gips powstający podczas odsiarczania spalin i fosfogips powstający w trakcie produkcji nawozów fosforowych. Dlatego zasadnym wydaje się przebadanie wpływu gipsu i fosfogipsu na plony i skład chemiczny roślin oraz roztworu glebowego, co było celem niniejszej pracy. Materiał i metody

Wpływ węglanu wapnia oraz gipsu i fosfogipsu na plon i skład chemiczny roślin oraz właściwości chemiczne gleby oceniono w doświadczeniu wazonowym przeprowadzonym w hali wegetacyjnej SGGW w Warszawie w latach 2004-2005. W 2004 r. z warstwy ornej na niewapnowanym obiekcie NPK wieloletniego doś-wiadczenia nawozowego w Skierniewicach pobrano glebę i wypełniono nią wazony w ilości 8 kg s.m. Gleba, na której prowadzone są doświadczenia w Skierniewicach to gleba płowa typowa o uziarnieniu w warstwie ornej piasków gliniastych zawierających 14-17% części spławialnych, w tym 5-8% iłu koloidalnego. Przed wypełnieniem wazonów do gleby dodano: czysty węglan wapnia, gips (produkt odsiarczania spalin w elektrociepłowni Bełchatów SA) oraz fosfogips (odpad powstający z produkcji nawozów wieloskładnikowych w Zakładach Chemicznych Police SA). W celu ustalenia dawek badanych substancji oznaczono kwasowość hydrolityczną gleby metodą Kappena oraz zawartość wapnia w gipsie i fosfogipsie metodą ASA po wcześniejszym ich roztworzeniu w wodzie królewskiej. Zawartość wapnia w gipsie wynosiła 130 g

T. Sosulski i inni

346

Ca⋅kg-1, a w fosfogipsie 147 g Ca⋅kg-1. Z badanymi substancjami wprowadzono do gleby jednakowe dawki wapnia odpowiadające 1, 2 i 4 wartościom kwasowości hydrolitycznej gleby (Hh). Zastosowano więc 31,1 g, 62,2 g i 124,4 g gipsu oraz 27,5 g, 55,0 g i 110,0 g fosfogipsu⋅8 kg-1 s.m. gleby. Dawki węglanu wapnia wynosiły 10,1 g, 20,2 g i 40,4 g CaCO3⋅8 kg-1 s.m. gleby. Działanie badanych substancji porównywano z wynikami uzyskanymi na obiekcie kontrolnym. Łącznie doświadczenie obejmowało 10 obiektów nawozowych prowadzonych w czterech powtórzeniach. Do wszystkich wazo-nów zastosowano nawoŜenie podstawowe: 1 g N - NH4NO3 (50% dawki przedsiewnie i 50% pogłównie), 0,63 g P2O5 i 0,8 g K2O (KH2PO4) oraz 0,5 g MgO (MgSO4⋅7H2O)⋅8 kg-1 s.m. gleby. PoniewaŜ zasobność gleby w składniki pokarmowe w drugim roku doświadczenia była wysoka i bardzo wysoka nie stosowano nawoŜenia. W pierwszym roku uprawiano gorczycę białą (Sinapis alba L.) odmiana Nakielska (10 szt.⋅wazon-1), a w drugim - koniczynę czerwoną (Trifolium pratense L.). Zbioru obu roślin dokonano w fazie początku ich kwitnienia.

ZwaŜono plony suchej masy roślin. Po mineralizacji próbek roślinnych w mieszaninie kwasów HNO3 i HClO4 oznaczono zawartość Ca, Mg, K metodą ASA. Obliczono pobranie tych pierwiastków przez rośliny oraz stosunek K+: (Ca2++Mg2+).

W próbach glebowych oznaczono pHKCl oraz zawartość Ca2+, Mg2+, K+ w roztworze glebowym. Wyniki i dyskusja

NiezaleŜnie od gatunku rośliny największe plony uzyskano na glebie wap-nowanej (tab. 1). Średni plon gorczycy na obiektach wapnowanych był o około 59% większy, a koniczyny o około 2,5 razy większy niŜ plon tych roślin uzyskany na obiekcie kontrolnym. Gorczyca najlepiej plonowała na obiekcie z najmniejszą dawką CaCO3, a przyrost dawki tego nawozu powodował zmniejszenie plonu roślin. Natomiast największy plon koniczyny uzyskano na obiekcie wapnowanym wg 2 Hh gleby. Mniejsze plony koniczyny uzyskano zarówno przy mniejszej, jak i większej dawce CaCO3. RóŜna reakcja roślin na wielkość dawki wapna wynikała oczywiście z róŜnych wymagań tych gatunków co do pH gleby. W przypadku obu roślin pojawiła się równieŜ reakcja na przewapnowanie gleby. Podobne wyniki uzyskali GŁĘBOWSKI i in. [2001] w doświadczeniu z gryką, owsem i pszenicą. Średnie plony gorczycy i koniczyny na obiektach z gipsem i fosfogipsem były mniejsze niŜ na obiekcie kontrolnym.

W pierwszym roku doświadczenia na wszystkich obiektach z gipsem i fosfo-gipsem uzyskano mniejsze plony gorczycy niŜ na obiekcie kontrolnym, a przyrost dawki odpadów powodował stopniowe zmniejszenie się plonów roślin. W drugim roku na obiektach z najmniejszą (wg 1 Hh gleby) i średnią dawką gipsu (wg 2 Hh gleby) uzyskano większe odpowiednio o ok. 14 i 33% plony koniczyny niŜ na obiekcie kontrolnym. Na obiekcie z największą dawką tego odpadu plon koniczyny był ponad dwukrotnie mniejszy, w porównaniu z plonem na obiekcie kontrolnym. Natomiast w doświadczeniu ŁABĘTOWICZA i in. [2004] plony jęczmienia były tym większe im większa była dawka gipsu. Na podkreślenie zasługuje fakt, Ŝe na wszystkich obiektach z fosfogipsem uzyskano bardzo małe plony obu roślin, a przyrost dawki odpadu powodował znaczące załamanie plonów aŜ do wypadnięcia roślin na obiekcie z największą dawką fosfogipsu. Zmniejszenie plonów roślin na obiektach z tym odpadem mogło być spowodowane negatywnym wpływem fluorków na wzrost i rozwój roślin [DZIEJOWSKI i in. 1994]. Zdaniem KRZYWEGO i in. [2001] wraz z fosfogipsem wnoszone są znaczne ilości metali cięŜkich. Toksyczne działanie fosfogipsu mogło być teŜ związane z obecnością w tym odpadzie wolnego kwasu siarkowego. Natomiast WOŁOSZYK i in.

WPŁYW WĘGLANU WAPNIA, GIPSU I FOSFOGIPSU NA PLONY ...

347

[2001] stwierdzili korzystny wpływ fosfogipsu na plony roślin, ale w ich badaniach zastosowano znacznie mniejsze dawki tego odpadu. Tabela 1; Table 1 Wpływ wzrastających dawek węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na plon gorczycy białej i koniczyny czerwonej (g s.m⋅wazon-1) The influence of increasing doses of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the yields of white mustard and red clover (g DM⋅pot-1)

Substancja Substance

(B)

Dawka; Rate

(A)

Gorczyca biała (1 rok) White mustard (1 year)

Koniczyna czerwona (2 rok)

Red clover (2 year)

Kontrola; Control

8,1

5,5

Węglan wapnia Calcium carbonate

1 Hh

14,0

12,2

2 Hh

12,2

15,0

4 Hh

12,4

13,9

średnia; mean

12,9

13,7

Gips Gypsum

1 Hh

6,6

6,3

2 Hh

6,4

7,3

4 Hh

5,6

2,6

średnia; mean

6,2

5,4

Fosfogips Phosphogypsum

1 Hh

3,9

2,3

2 Hh

1,9

1,2

4 Hh

0,2

-

średnia; mean

2,0

1,7

NIR; LSD

A B/A

0,67 1,1

0,64 0,91

Zawartość składników pokarmowych w nadziemnych częściach roślin była

uzaleŜniona zarówno od gatunku, rodzaju, jak i dawki stosowanej w doświadczeniu substancji (tab. 2). Pośród badanych pierwiastków zawartość potasu w obu roślinach była największa. Większą zawartością potasu w nadziemnych częściach rośliny charakteryzowała się gorczyca niŜ koniczyna. Zarówno u gorczycy, jak i koniczyny, na obiektach z węglanem wapnia i fosfogipsem zawartość potasu w roślinach była mniejsza niŜ na obiekcie kontrolnym. Natomiast na obiektach z gipsem zawartość K w obu roślinach była podobna jak na obiekcie kontrolnym. Tabela 2; Table 2 Wpływ wzrastających dawek węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na skład chemiczny roślin The influence of increasing doses of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on chemical composition of plants

Substancja Substance (B)

Dawka Ratio

(A)

Gorczyca biała (1 rok)

White mustard (1 years)


Red clover (2 year)

g Ca⋅kg-1

g Mg⋅kg-1

g K⋅kg-1

g Ca⋅kg-1

g Mg⋅kg-1

g K⋅kg-1

T. Sosulski i inni

348

Kontrolna; Control 6,7 2,0 33,7 13,7 0,8 25,4 Węglan wapnia Calcium carbonate

1 Hh

17,1

1,6

32,6

25,8

1,6

18,4

2 Hh

17,8

1,4

30,7

30,3

1,5

17,9

4 Hh

17,9

1,3

25,9

24,7

1,5

13,1

średnia; mean

17,6

1,4

28,4

26,9

1,5

16,4

Gips Gypsum

1 Hh

7,3

1,7

33,4

22,5

1,0

28,2

2 Hh

8,1

1,8

32,8

26,3

0,9

26,7

4 Hh

7,9

1,9

33,3

11,8

0,8

25,0

średnia; mean

7,8

1,8

33,2

20,2

0,9

26,6

Fosfogips Phosphogyp-sum

1 Hh

8,8

1,5

28,8

19,0

1,5

21,2

2 Hh

6,5

1,8

23,9

11,1

1,2

24,5

4 Hh

3,0

2,2

24,8

-

-

-

średnia; mean

6,1

1,8

25,8

15,1

1,3

22,9

NIR; LSD

A B/A

0,71 1,2

0,12 0,21

2,1 3,63

2,5 3,5

0,20 0,29

2,70 3,82

Przyrost dawki badanych substancji powodował przewaŜnie zmniejszenie zawartości potasu w gorczycy i koniczynie. Tylko w pierwszym roku doświadczenia przyrost dawki gipsu nie zróŜnicował zawartości K w gorczycy białej. Obie rośliny charakteryzowały się mniejszą zawartością wapnia niŜ potasu. Zgodnie z oczekiwaniem średnia zawartość Ca w koniczynie była większa niŜ w gorczycy. Zarówno gorczyca, jak i koniczyna uprawiane na obiektach z węglanem wapnia charakteryzowały się większą zawartością Ca niŜ na pozostałych obiektach. Największą zawartością tego składnika charakteryzowały się rośliny gorczycy na obiekcie z największa dawką CaCO3. Pomimo, Ŝe zaznaczyła się tendencja we wzroście zawartości Ca w gorczycy wraz ze wzrostem dawki wapna to róŜnic tych nie udowodniono statystycznie. Największą zawartość Ca w koniczynie stwierdzono na obiekcie wapnowanym wg 2 Hh gleby. Zawartość tego składnika w koniczynie na tym obiekcie była o ok. 17,4-22,7% większa niŜ na pozostałych wapnowanych obiektach i aŜ 2,2 razy większa niŜ na obiekcie kontrolnym. Na wszystkich obiektach z gipsem zawartość Ca w gorczycy była większa niŜ na obiekcie kontrolnym. Natomiast u koniczyny większą niŜ na obiekcie kontrolnym zawartość Ca w roślinach stwierdzono na obiektach z najmniejszą i średnią dawką tego odpadu. Na obiekcie z największą dawką gipsu zawartość Ca w roślinach była nieco mniejsza niŜ na obiekcie kontrolnym. Zastosowanie najmniejszej dawki fosfogipsu powodowało ok. 31 i 39-procentowy przyrost zawartości wapnia odpowiednio w gorczycy i koniczynie (przy jednoczesnej znacznej redukcji plonów roślin). Wzrost dawki tego odpadu powodował zmniejszenia zawartości Ca w roślinach w stosunku do obiektu kontrolnego.

Spośród badanych pierwiastków zawartość magnezu w roślinach była naj-mniejsza. Niemal na wszystkich obiektach zawartość Mg w gorczycy była mniejsza niŜ na obiekcie kontrolnym. Jedynie na obiekcie z największą dawką fosfogipsu, na którym zebrano znikomy plon roślin stwierdzono większą zawartość magnezu w roślinach niŜ na kontroli. Odmiennie, u koniczyny zawartość tego składnika w nadziemnych


349

częściach roślin na obiektach z gipsem była przewaŜnie podobna, a na pozostałych obiektach większa niŜ na obiekcie kontrolnym. Przyrost dawki węglanu wapnia zmniejszał zawartość Mg w gorczycy i nie miał wpływu na zawartość tego składnika w koniczynie. Wzrastające dawki gipsu róŜnie wpływały na zawartość Mg w obu roślinach. U gorczycy powodowały wzrost zawartości Mg, a u koniczyny jej zmniejszenie. Podobną zaleŜność stwierdzono u tych roślin w przypadku wzrastających dawek fosfogipsu. Tabela 3; Table 3 Wpływ wzrastających dawek węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na pobranie wapnia, magnezu i potasu przez rośliny (mg⋅wazon-1) The influence of increasing doses of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the uptake of calcium, magnesium and potassium by plants (mg⋅pot-1)

Substancja Substance (B)

Dawka;

Ratio (A)



Red clover (2 year)

Ca

Mg

K

Ca

Mg

K

Kontrola; Control

54,1

16,5

274,7

75,1

4,4

139,1


1 Hh

239,5

22,4

455,7

314,2

19,5

224,1

2 Hh

217,5

17,2

374,1

455,1

22,5

268,9

4 Hh

221,1

16,2

318,5

342,6

20,8

181,7

średnia; mean

226,0

18,6

382,2

370,6

20,9

224,9

Gips Gypsum

1 Hh

48,2

11,4

219,9

141,1

6,3

176,8

2 Hh

51,6

11,6

209,6

192,3

6,6

195,2

4 Hh

44,2

10,5

185,7

30,3

2,1

64,3

średnia; mean

47,9

11,2

205,1

121,2

5,0

145,4

Fosfogips Phosphogyp-sum

1 Hh

34,3

5,9

112,2

43,3

3,4

48,4

2 Hh

12,2

3,3

45,4

13,7

1,5

30,1

4 Hh

0,51

0,4

4,2

-

-

-

średnia; mean

15,6

3,25

53,9

28,5

2,45

39,3

NIR; LSD

A B/A

10,6 18,4

0,91 1,6

18,2 31,5

22,5 31,8

1,8 2,5

25,3 35,8

Zarówno gorczyca, jak i koniczyna pobierały najwięcej potasu, mniej wapnia, a

najmniej magnezu (tab. 3). Przeciętnie więcej potasu pobierały rośliny gorczycy białej niŜ koniczyny. Mniej wraŜliwa na zakwaszenie gleby gorczyca pobierała więcej magnezu, przy czym na obiektach wapnowanych pobranie tego składnika przez koniczynę było większe niŜ przez gorczycę. Natomiast koniczyna pobierała średnio więcej wapnia niŜ gorczyca. Ze względu na poprawę właściwości chemicznych gleby obie rośliny pobierały większe ilości składników pokarmowych na obiektach z węglanem wapnia niŜ na obiektach z gipsem, a najmniejsze na obiektach z fosfogipsem. Pobranie potasu, wapnia i magnezu na wszystkich obiektach z fosfogipsem było

T. Sosulski i inni

350

mniejsze niŜ na obiekcie kontrolnym, niezaleŜnie od uprawianego gatunku roślin i malało wraz ze wzrostem dawek odpadu. Podobnie, niezaleŜnie od wielkości dawki gipsu, stwierdzono mniejsze pobranie wszystkich składników przez gorczycę białą niŜ na kontroli. Tylko koniczyna, w drugim roku doświadczenia pobierała więcej składników pokarmowych na obiektach z najmniejszą i średnią dawką gipsu niŜ na obiekcie kontrolnym. Na obiekcie z największą dawką gipsu pobranie K, Ca i Mg przez koniczynę było mniejsze niŜ na kontroli. Tabela 4; Table 4 Wpływ wzrastających dawek węglanu wapnia oraz gipsu i fosfogipsu na wartość stosunku K : (Ca + Mg) w gorczycy białej i koniczynie czerwonej The influence of increasing doses of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the ratio of K : (Ca + Mg) in white mustard and red clover


Dawka Ratio



Red clover (2 year)

Kontrola; Control

1,7

0,87 Węglan wapnia Calcium carbonate

1 Hh

0,8

0,33

2 Hh

0,8

0,25

4 Hh

0,7

0,28

średnio; mean

0,8

0,29

Gips Gypsum

1 Hh

1,7

0,60

2 Hh

1,5

0,49

4 Hh

1,5

0,98

średnio; mean

1,6

0,69


1 Hh

1,3

0,51

2 Hh

1,3

0,96

4 Hh

1,9

-

średnio; mean

1,5

0,74

PoniewaŜ gorczyca charakteryzowała się dość duŜą zawartością potasu, istotnym

wydawało się określenie wartości stosunku K : (Ca + Mg) w częściach wegetatywnych roślin. NiezaleŜnie od rodzaju i dawki badanej substancji, w obu roślinach na wszystkich obiektach wartość tego stosunku była mniejsza od wartości powszechnie uwaŜanej za krytyczną - 2,5 [CZAPLA, NOWAK 1995; GŁĘBOWSKI i in. 2001]. Przeciętne wartości stosunku K : (Ca + Mg) w koniczynie czerwonej były mniejsze niŜ w gorczycy białej (tab. 4). Wartości stosunku K : (Ca + Mg) w gorczycy na obiektach wapnowanych były podobne i ok. 2 razy mniejsze niŜ na obiektach z gipsem, fosfogipsem oraz na obiekcie kontrolnym. Podobną zaleŜność stwierdzono w przypadku koniczyny, przy czym wzrost dawki wapna zawęŜał u niej wartość tego stosunku. Przyrost dawek gipsu i fosfogipsu w zasadzie nie miał wpływu na stosunek K : (Ca + Mg) w gorczycy białej. Tylko na obiekcie z największą dawką fosfogipsu, na którym uzyskano znikome plony, wartość opisywanego stosunku była większa niŜ na dwóch obiektach z mniejszymi dawkami tego odpadu. Przyrost dawki gipsu powodował początkowo zawęŜenie stosunku potasu do sumy kationów dwuwartościowych, a następnie przy dalszym wzroście dawki jego rozszerzenie. Podwojenie podstawowej dawki fosfogipsu powodowało rozszerzenie stosunku K : (Ca + Mg). Rozszerzenie


351

opisywanego stosunku zachodziło więc na skutek zaburzenia gospodarki jonowej roślin, w wyniku którego dochodziło do znacznego zmniejszenia plonu roślin.

W tabeli 5 podano wartości pHKCl gleby i zawartość kationów wapnia, magnezu i potasu w roztworze glebowym po zbiorze koniczyny czerwonej. Po dwóch latach trwania doświadczenia odczyn gleby na obiekcie kontrolnym pozostawał silnie kwaśny. Gleba na obiekcie z najmniejszą dawką węglanu wapnia zmieniła odczyn na słabo kwaśny. Wapnowanie wg 2 Hh gleby spowodowało zmianę jej odczynu na obojętny, a zastosowanie największej dawki CaCO3 - na zasadowy. Zastosowanie wzrastających dawek gipsu i fosfogipsu spowodowało tylko nieznaczny wzrost wartości pH gleby w stosunku do obiektu kontrolnego. Na wszystkich obiektach z odpadami utrzymywał się bardzo kwaśny odczyn gleby. Odmienne wyniki badań prezentuje DZIEJOWSKI i in. [1994], w których fosfogips zmniejszał wartość pH wszystkich badanych gleb. Tabela 5; Table 5 Wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na pHKCl gleby i zawartość kationów wapnia, magnezu i potasu w roztworze glebowym (mmol⋅dm-3) The influence of increasing doses of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the pHKCl of soil and the content of calcium, magnesium and potassium cations in soil solution (mmol⋅dm-3) Substancja; Substance

Dawka; Ratio

pHKCl

Ca2+

Mg2+

K+

Kontrola; Control 0

4,3

0,47

0,16

0,97


1 Hh

6,1

0,92

0,16

0,50

2 Hh

7,0

1,00

0,12

0,37

4 Hh

7,5

1,24

0,08

0,75

średnia; mean

1,05

0,12

0,54

Gips Gypsum

1 Hh

4,2

12,27

1,22

2,03

2 Hh

4,3

12,24

1,29

2,45

4 Hh

4,3

16,59

1,43

2,78

średnia; mean

13,70

1,31

2,42


1 Hh

4,2

10,83

1,10

2,74

2 Hh

4,3

12,49

1,06

3,86

4 Hh

4,5

21,41

1,66

3,88

średnia; mean

14,91

1,27

3,49

Zawartość kationów w roztworze glebowym była uzaleŜniona od rodzaju i dawki

stosowanej substancji. NiezaleŜnie od wielkości dawki, zawartość badanych jonów na obiektach z węglanem wapnia była znacząco mniejsza niŜ na obiektach z gipsem i fosfogipsem. Było to najprawdopodobniej spowodowane znacznie większym pobraniem składników pokarmowych przez rośliny uprawiane na obiektach wapnowanych niŜ na obiektach z odpadami (tab. 3). Roztwór glebowy na obiekcie kontrolnym, na którym utrzymywał się silnie kwaśny odczyn gleby zawierał około 6 razy mniej magnezu i około 2 razy mniej wapnia niŜ potasu. W roztworze glebowym na wszystkich obiektach z dodatkiem związków wapnia stwierdzono większą zawartość Ca2+ niŜ na obiekcie kontrolnym. Wzrost dawek badanych substancji powodował przyrost zawartości Ca2+ w roztworze glebowym. Na obiektach z gipsem i fosfogipsem stwierdzono znacznie większe stęŜenie wapnia niŜ na obiektach z węglanem wapnia.

T. Sosulski i inni

352

Było to prawdopodobnie spowodowane znacznie większą rozpuszczalnością siarczanu wapnia niŜ węglanu wapnia i mniejszym jego pobraniem przez rośliny. Średnia zawartość Ca2+ w roztworze na obiektach z fosfogipsem była o ok. 9% większa niŜ na obiektach z gipsem. Zdecydowała o tym przede wszystkim bardzo duŜa zawartość tego jonu w roztworze na obiekcie z największą dawką fosfogipsu.

Na wszystkich obiektach z węglanem wapnia stwierdzono znacznie mniejszą zawartość potasu w roztworze glebowym niŜ na obiekcie kontrolnym. Na obiektach z największą dawką węglanu wapnia (wg 4 Hh gleby) rośliny gorzej plonowały i pobierały mniej potasu niŜ na pozostałych obiektach wapnowanych. Dlatego zawartość potasu w roztworze glebowym na tym obiekcie była większa niŜ na obiektach z mniejszymi dawkami węglanu wapnia. Na obiektach z gipsem i fosfogipsem stwierdzono średnio 2,5 i 3,6 razy większą zawartość potasu w roztworze glebowym niŜ na obiekcie kontrolnym. Wzrost dawki odpadów powodował przewaŜnie wzrost stęŜenia potasu w roztworze glebowym. NaleŜy sądzić, Ŝe było to spowodowane głównie wypieraniem potasu z kompleksu sorpcyjnego przez Ca2+ dostarczany do gleby wraz z odpadami. Im więcej wapnia dodane było do gleby wraz z odpadami tym więcej potasu było wypierane z kompleksu sorpcyjnego gleby. PoniewaŜ jednak zawartość potasu w roztworze glebowym na obiektach z fosfogipsem była większa niŜ na obiektach z gipsem (a dawki wapnia w tych odpadach były takie same), to róŜnice te mogły wynikać ze znacznie mniejszego pobrania składnika przez rośliny rosnące na obiektach z fosfogipsem. Największą zawartość potasu w roztworze glebowym uzyskano na obiekcie z fosfogipsem w dawce wg 4 Hh gleby, na którym nie zebrano plonów roślin.

Zawartość magnezu w roztworze glebowym na obiekcie kontrolnym była przewaŜnie większa niŜ na obiektach z węglanem wapnia. Tylko na obiekcie z najmniejszą dawką węglanu wapnia zawartość Mg w roztworze glebowym była podobna, jak na obiekcie kontrolnym. Wraz ze wzrostem dawki węglanu wapnia zawartość magnezu w roztworze glebowym zmniejszała się. Przyczyną tego mogła być zmiana odczynu gleby z kwaśnego do zasadowego. W takich warunkach z roztworu glebowego mogły się więc wytrącać nierozpuszczalne związki magnezu. O mniejszej zawartości magnezu w roztworze glebowym na obiektach z węglanem wapnia mogło równieŜ decydować większe pobranie tego pierwiastka przez rośliny uprawiane na obiektach wapnowanych niŜ na obiekcie kontrolnym. Na wszystkich obiektach z gipsem i fosfogipsem stwierdzono znacznie większą zawartość magnezu w roztworze glebowym niŜ na obiekcie kontrolnym. Wraz ze wzrostem dawek odpadów zawartość magnezu w roztworze glebowym przewaŜnie rosła. Mogło to być spowodowane wypieraniem magnezu z kompleksu sorpcyjnego przez znaczne ilości kationu wapnia dostarczanego z odpadami, co wskazują wyniki badań uzyskane przez ŁABĘTOWICZA [1995]. Prawdopodobnie tak duŜa zawartość magnezu w roztworze glebowym na obiektach z gipsem i fosfogipsem była równieŜ związana ze stosunkowo niewielkim pobraniem tego pierwiastka przez rośliny. Największą zawartość Mg w roztworze glebowym uzyskano bowiem na obiekcie z największą dawką fosfogipsu, na którym w pierwszym roku doświadczenia zebrano minimalny plon gorczycy, a w drugim roku rośliny wypadły. Wnioski 1. Największy plon roślin uzyskano na glebie wapnowanej. Na glebie lekkiej

uzasadnione jest stosowanie dawek nawozów wapniowych równowaŜących wielkość 2 Hh gleby. Zastosowanie większych dawek wapnia powoduje


353

zmniejszenie plonów roślin.

2. Dawki gipsu, z którymi zastosowano ilość wapnia równowaŜącą wielkość jednej i dwóch wartości kwasowości hydrolitycznej gleby wpływały korzystnie na plon roślin w drugim roku po jego zastosowaniu pomimo braku wpływu tego odpadu na pH gleby. Zastosowanie większych dawek gipsu zmniejszyło plon roślin. Fosfogips wpływał niekorzystnie na plony roślin. Dlatego utylizacja tego odpadu na polach uprawnych, jako środka wapnującego nie znajduje rolniczego uzasadnienia.

3. Przyrost zawartości wapnia w roślinach na obiektach wapnowanych miał wpływ na zawęŜenie stosunku K : (Ca + Mg) w gorczycy i koniczynie. Gipsowanie i zastosowanie fosfogipsu nie róŜnicowało znacząco bądź zawęŜało wartość tego stosunku w roślinach na obiektach, na których uzyskano względnie duŜe plony roślin. Zastosowanie największych dawek odpadów było przyczyną zaburzenia gospodarki jonowej roślin, w wyniku którego dochodziło przewaŜnie do rozszerzenie stosunku K : (Ca + Mg).

4. Po zbiorze roślin, roztwór glebowy gleby silnie kwaśnej zawierał najwięcej kationu potasowego, mniej kationu wapnia, a najmniej kationu magnezu. Wapnowanie gleby miało wpływ na zwiększenie zawartości kationu wapnia oraz zmniejszenie zawartości kationu potasowego i magnezu, co związane było z większym pobraniem obu jonów przez rośliny na glebach o uregulowanym odczynie. W roztworze glebowym gleb nawoŜonych gipsem i fosfogipsem zawartość Ca2+, K+ i Mg2+ była wielokrotnie większa niŜ na glebach wapnowanych.

Literatura CZAPLA J., NOWAK G.A. 1995. Plonowanie i jakość roślin w warunkach zróŜnicowanego nawoŜenia potasem, sodem, wapniem i magnezem. Cz. II. Owies. Acta Acad. Agricul. Tech. Olst., Agricultura 61: 61-69.

DZIEJOWSKI J., KOWALCZYK B., KOWALCZYK R. 1994. Wpływ fosfogipsu na niektóre fi-zykochemiczne właściwości wybranych utworów glebowych. Acta Acad. Agicul. Tech. Olst. Agricultura 54: 95-100.

GŁĘBOWSKI H., SZULC W., RUTKOWSKA B. 2001. Plonowanie i skład chemiczny gryki na glebie o róŜnym stosunku Ca : Mg. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 480: 215-222.

KRZYWY E., JAKUBOWSKI W., PASIKOWSKI K. 2001. Wpływ 7 hydratu siarczanu(VI) Ŝela-za(II) i fosfogipsu stosowanych na tle róŜnych nawozów wieloskładnikowych na kształtowanie się w glebie form przyswajalnych fosforu i potasu oraz rozpuszczalnych w 1 mol HCl siarki, kadmu, miedzi, niklu, ołowiu i cynku. Folia Univ. Agric. Stetin. 204, Agricultura 81: 169-174.

ŁABĘTOWICZ J. 1995. Skład chemiczny roztworu glebowego w zróŜnicowanych warun-kach nawoŜenia. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 421a: 245-251.

ŁABĘTOWICZ J., RUTKOWSKA B., SZULC W., SOSULSKI T. 2004. Ocena wapnowania oraz gipsowania na zawartość glinu wymiennego w glebie lekkiej. Annales UMCS, Scientio E, 59(2): 632-637.

RUTKOWSKA B., ŁABĘTOWICZ J., SZULC W. 2004. Stosunek stęŜenia Ca i Al w roztworze glebowym jako wskaźnik jakości środowiska glebowego. J. Elementol. 9(4): 735-742.

T. Sosulski i inni

354

SZYMA ŃSKA M., KORC M., ŁABĘTOWICZ J. 2008. Effects of single liming of sandy soil not limed for more than 40 years in the light of results of long-term fertilizing experiment. Polish J. of Soil Sci. 41(1): 05-114.

WOŁOSZYK C., KRZYWY E., JAKUBOWSKI W. 2001. Wpływ nawoŜenia kompostem i odpa-dami przemysłowymi na niektóre wskaźniki Ŝyzności gleb lekkich. Folia. Univ. Agric. Stetin., Agricultura 223(89): 191-198. Słowa kluczowe: gips, fosfogips, węglan wapnia, gleba, roślina Streszczenie

W doświadczeniu wazonowym przebadano wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na plon i skład chemiczny roślin oraz pH i zawartość Ca2+, Mg2+, K+ w roztworze glebowym. Do badań została uŜyta gleba lekka, pochodząca z warstwy ornej niewapnowanego obiektu NPK, trwałego doświadczenia nawozowego prowadzonego w Wydziałowej Stacji Doświadczalnej SGGW w Skierniewicach. Roślinami testowymi były: gorczyca biała (Sinapis alba L.) oraz koniczyna czerwona (Trifolium pratense L.). Dawki wapnia w uŜytych substancjach wyliczono na podstawie 1,2 i 4 Hh.

Największy przyrost plonów uzyskano stosując CaCO3, natomiast uŜyte do nawoŜenia odpady na ogół zmniejszały plony uprawianych roślin.

Węglan wapnia powodował wzrost zawartości Ca i Mg i spadek zawartości K w roślinach. Pobranie Ca, Mg i K przez rośliny było największe na obiektach z węglanem wapnia, mniejsze na obiektach z gipsem i najmniejsze na obiektach z fosfogipsem.

Zastosowanie największych dawek odpadów było przyczyną zaburzenia go-spodarki jonowej roślin w wyniku, którego dochodziło do rozszerzenia stosunku K : (Ca + Mg).

Dominującym jonem roztworu glebowego gleby silnie kwaśnej był potas, deficytowym zaś magnez. Wapnowanie zwiększyło zawartość wapnia, a zmniejszyło zawartość magnezu w roztworze glebowym po zbiorze roślin. Na obiektach z gipsem i fosfogipsem zawartość wszystkich badanych jonów była wielokrotnie większa niŜ na obiektach wapnowanych (Ca CO3), a dominującym jonem był kation wapnia. THE INFLUENCE OF CALCIUM CARBONATE AS WELL AS GYPSUM AND PHOSPHOGYPSUM ON CROPS AND CHEMICAL COMPOSITION OF PLANTS AND CHEMICAL COMPOSITION OF SOIL SOLUTION Tomasz Sosulski, Ewa Szara, Jan Łabętowicz, Katarzyna Domeradzka, Magdalena Felak Department of Soil Environments Sciences, Division of Agricultural Chemistry University of Life Sciences, Warszawa Key words: gypsum, phosphogypsum, calcium carbonate, soil, plant Summary

The influence of calcium carbonate and waste material: gypsum and phos-


355

phogypsum on yields and chemical composition of plants, pH and the content of Ca2+, Mg2+, K+ in the soil solution in a pot experiment was investigated. The soil was taken from the plough layer of non limed NPK object of long-term experiment carried out at the Experimental Station in Skierniewice belonging to Warsaw University of Life Science. Calcium rates in different on the basis of substances were calculated 1, 2 and 4 soil hydrolytic acidity. White mustard (Sinapis alba L.) and red clover (Trifolium pratense L.) were the test plants.

Higher crops were obtained using CaCO3 . The wastes mostly caused the crop decrease.

Calcium carbonate caused the increase of Ca and Mg content and decrease of K content in the plants. Ca, Mg and K uptake by plants was the highest on the object with CaCO3, lower on gypsum and the lowest on the phosphogypsum object.

The use of the highest rates of waste material disturbed the plant ion managment and widened the ratio K : (Ca + Mg).

Potassium was a dominating ion in the soil solution of the strongly acid soil which was least in magnesium. Liming increased the content of calcium and made the content of magnesium and potassium in soil solution lower after the harvest of plants. On the objects with gypsum and phosphogypsum the content of all the examined ions was higher than on objects repeatedly limed, and calcium was a dominating ion. Dr inŜ. Tomasz Sosulski Katedra Nauk o Środowisku Glebowym Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego ul. Nowoursynowska 159 02-776 WARSZAWA e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 357-368 WPŁYW W ĘGLANU WAPNIA, GIPSU I FOSFOGIPSU NA ZAWARTO ŚĆ GLINU W GLEBIE I RO ŚLINACH Tomasz Sosulski, Ewa Szara, Jan Łabętowicz, Małgorzata Przybysz Katedra Nauk o Środowisku Glebowym, Zakład Chemii Rolniczej, Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie Wstęp

W Polsce gleby lekkie, silnie zakwaszone stanowią ok. 60% gruntów ornych. Wielu autorów uwaŜa, Ŝe głównym czynnikiem, który limituje plony roślin na glebach kwaśnych jest toksyczność jonów glinu [BARSZCZAK, BILSKI 1983; FILIPEK, DECHNIK 1995; KACZOR 1998]. Przejawia się ona głównie upośledzeniem funkcji systemu korzeniowego roślin. Sposobem poprawy urodzajności pól jest regulacja odczynu poprzez wapnowanie. NaleŜy jednak zaznaczyć, Ŝe nakłady które są ponoszone na poprawę właściwości gleb zakwaszonych lekkich i bardzo lekkich są często większe od oczekiwanych zysków wynikających ze zwiększenia produkcji roślinnej. W związku z tym wydaje się, Ŝe optymalnym sposobem ich zagospodarowania jest zalesienie. W wielu wypadkach gleby te charakteryzują się tak duŜym stopniem degradacji chemicznej, Ŝe wydajna produkcja leśna na tych obszarach wydaje się trudna do realizacji. Ze względu na ograniczoną moŜliwość zastosowania nawozów wapniowych w celu poprawy właściwości gleb zalesianych, poszukuje się innych sposobów polepszenia jakości tych gruntów. Jednym z nich moŜe być zastosowanie odpadów przemysłowych - gipsu i fosfogipsu [MERCIK 1997]. Zastosowanie substancji odpadowych musi być poprzedzone dokładnymi badaniami nad ich wpływem na środowisko przyrodnicze.

Celem pracy była ocena wpływu gipsu i fosfogipsu na wybrane właściwości chemiczne gleby (pH, zawartość glinu i wapnia w glebie, zawartość i stosunek Ca : Al w roztworze glebowym) oraz wielkość plonów roślin i zawartość w nich glinu. Materiały i metody

W 2004 r. w hali wegetacyjnej SGGW w Warszawie przeprowadzono doś-wiadczenie wazonowe z gipsem, fosfogipsem. Wazony wypełniono 6 kg s.m. gleby pobranej z niewapnowanego i nienawoŜonego fosforem obiektu (NK) trwałego doświadczenia nawozowego (od 1962 r.) na Polu Doświadczalnym SGGW w Łyczynie. Przed wypełnieniem wazonów glebą oznaczono jej kwasowość hydrolityczną (Hh) metodą Kappena. W próbach gipsu (produktu odsiarczania spalin Elektrociepłowni Bełchatów) i fosfogipsu (odpadu powstającego w trakcie produkcji nawozów fosforowych w Z.Ch. Police) oznaczono zawartość wapnia metodą ASA po roztworzeniu ich w wodzie królewskiej. Kwasowość hydrolityczna gleby wynosiła 26

T. Sosulski i inni

358

mmol(+)⋅kg-1, zawartość wapnia w gipsie 130 g Ca⋅kg-1, a w fosfogipsie - 147 g Ca⋅kg-1. Dawki gipsu i fosfogipsu ustalono zakładając, Ŝe ilość wapnia jaka zostanie wprowadzona do gleby z odpadami ma równowaŜyć trzy i sześciokrotność kwasowości hydrolitycznej gleby (3 i 6 Hh). Zastosowano dawki: 118 g i 236 g gipsu oraz 104,5 g i 209 g fosfogipsu na wazon. Obok odpadów, w doświadczeniu zastosowano analogicznie wyliczone dawki CaCO3 (38,4 i 76,8 g na wazon). Wielkość dawek badanych substancji była podyktowana wcześniejszymi doniesieniami literaturowymi wskazującymi na korzystne działanie duŜych dawek gipsu na wielkość plonów roślin [ŁABĘTOWICZ i in. 2004]. Wpływ gipsu, fosfogipsu i węglanu wapnia na plony roślin, ich skład chemiczny i właściwości gleby był porównywany z wynikami uzyskanymi na obiekcie kontrolnym - bez dodatku związków wapnia. Łącznie doświadczenie obejmowało 7 obiektów i prowadzone było w czterech replikacjach. NiezaleŜnie od rodzaju i dawki związków wapnia do wszystkich wazonów wprowadzono nawoŜenie podstawowe: 0,3 g P i 1,4 g K⋅wazon-1 (KH2PO4). Wilgotność gleby utrzymywano na poziomie 60% całkowitej pojemności kapilarnej. Rośliną testową była lucerna siewna (Medicago sativa L.) odmiana Wembley, której zbioru dokonano w fazie kwitnienia.

Oceniono plon suchej masy części nadziemnych i korzeni roślin. Po mineralizacji prób roślinnych w mieszaninie kwasów HNO3 i HClO4 oznaczono zawartość glinu metodą ASA oraz obliczono pobranie glinu przez rośliny. W próbach glebowych zmierzono pHKCl, zawartość glinu w glebie po ekstrakcji 1 M KCl oraz zawartość glinu i wapnia w roztworze glebowym uzyskanym metodą podciśnieniową [WOLT, GRAVEEL

1986]. Wyniki i dyskusja

W tabeli 1 przedstawiono wartości pHKCl gleby po zakończeniu doświadczenia. Na obiekcie kontrolnym utrzymywał się odczyn kwaśny gleby. Pomimo, Ŝe węglan wapnia jest nawozem wolno działającym [FILIPEK 2000; FOTYMA, PIETRUCH 2002], to na obiektach wapnowanych stwierdzono zmianę odczynu gleby z kwaśnego na zasadowy. Na obu obiektach z gipsem stwierdzono nieznaczne zwiększenie wartości pHKCl gleby w stosunku do obiektu kontrolnego, a zastosowanie fosfogipsu praktycznie nie miało wpływu na pH gleby. Podobne wyniki badań nad zastosowaniem gipsu uzyskał GĘBSKI [1998], SAS-PASZT i MERCIK [2002] oraz WOŁOSZCZYK i in. [2001].

Zawartość glinu wyekstrahowanego z gleby roztworem 1 M KCl wahała się na badanych obiektach od 2,13 do 99,23 mg Al⋅kg-1. Wapnowanie przyczyniło się do znacznego zmniejszenia zawartości glinu wymiennego w glebie. Podobne wyniki badań uzyskali równieŜ BEDNARK i LIPIŃSKI [1996], FILIPEK i BADORA [1999], KOPEĆ i NOWOROLNIK [1999]. Zawartość glinu w glebie nawoŜonej mniejszą dawką węglanu wapnia (wg 3 Hh gleby) była ok. 5,8 razy mniejsza niŜ w glebie obiektu kontrolnego. Dwukrotne zwiększenie dawki CaCO3 spowodowało dalsze, ok. dwukrotne zmniejszenie zawartości glinu w glebie. Na tym obiekcie (CaCO3 wg 6 Hh gleby) zawartość glinu była ok. 13 razy mniejsza niŜ na obiekcie kontrolnym. Przyczyną tak znacznego zmniejszenia zawartości glinu w glebach wapnowanych była zmiana odczynu gleby z kwaśnego na zasadowy (tab. 1) i związane z tym zmniejszenie zawartości wymiennej formy glinu Al(H2O)6

3+. Alkalizacja środowiska powoduje powstanie trudno rozpuszczalnego wodorotlenku glinu Al(OH)3, który jest źródłem tetraedrycznego anionu Al(OH)4_ oraz Al(OH)5

2_.

WPŁYW WĘGLANU WAPNIA, GIPSU I FOSFOGIPSU ...

359

Rys. 1. Wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na pobranie glinu przez lucernę siewną (µg

Al ⋅wazon-1) Fig. 1. Ihe influence of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the uptake of

aluminium by alfaalfa (µg Al⋅pot-1) Tabela 1; Table 1 Wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na pH gleby i zawartość glinu w glebie ekstrahowanej 1 M KCl (mg AlKCl⋅kg-1 gleby) The influence increasing doses of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on soil pH and the content of aluminium extractable in 1 M KCl (mg AlKCl⋅kg-1 soil)

Dawka Rate (A)

Substancje; Substance

(B)

Kontrola Control

węglan wapnia

calcium carbonate

gips; gypsum

fosfogips

phosphogypsum

średnia mean

pHKCl

Al KCl

pHKCl

Al KCl

pHKCl

Al KCl

Al KCl

pHKCl

Al KCl

3 Hh

7,5

4,8

5,0

29,4

4,7

76,6

36,9

4,6

27,8

6 Hh

7,6

2,1

4,9

44,2

4,7

99,2

48,5

Średnia; Mean

-

3,5

-

36,8

-

87,9

42,7

NIR0,05; LSD0.05 dla; for AlKCl A = 5,1 B = 7,5 A/B = 8,8 B/A = 10,7

Formy anionowe dobrze rozpuszczają się w wodzie. Dodatkowo przy większym pH gleby pojawiają się polimery, między innymi Al(OH)4

2+, Al7(OH)174+ oraz

polimeryczny jon Al13 [GRACZYK 1992]. Dlatego w ekstrakcie obu zwapnowanych gleb odnajdowano pewne ilości glinu. Wpływ gipsu na zawartość glinu w glebie był uzaleŜniony od dawki tego odpadu. Na obiekcie z mniejszą dawką gipsu zawartość glinu była podobna jak na obiekcie kontrolnym. Wprowadzenie do gleby dwukrotnie większej dawki gipsu spowodowało wyraźny (o ok. 59%) przyrost zawartości AlKCl w glebie. Tak znaczny przyrost zawartości glinu w glebie został stwierdzony pomimo, Ŝe gips nie miał większego wpływu na odczyn gleby (tab. 1). Według GĘBSKIEGO [1998] przyczyną wysokiej zawartości glinu w glebach z dodatkiem gipsu moŜe być silne działanie desorbujące jonów Ca2+ w glebie, a przede wszystkim dysfunkcja siarczanowego systemu buforowego w glebie przy zbyt wysokim stęŜeniu siarczanów w roztworze glebowym. Znacznie większy przyrost zawartości glinu w glebie spowodowało wprowadzenie do niej fosfogipsu. W glebie z obiektu z mniejszą dawką tego odpadu (wg 3 Hh gleby) zawartość glinu była ok. 2,8 razy większa, a w glebie

T. Sosulski i inni

360

obiektu z większą dawką (wg 6 Hh) ok. 3,6 razy większa niŜ w glebie na obiekcie kontrolnym. Takie zmiany zawartości glinu w glebie miały miejsce pomimo, Ŝe fosfogips podobnie jak gips praktycznie nie miał wpływu na pHKCl gleby (tab. 1). Oznacza to, Ŝe dostarczenie do gleby róŜnych związków wapnia nie zmniejsza zawartości AlKCl o ile nie towarzyszy temu wzrost pHKCl gleby.

Wprowadzenie mniejszej i większej dawki węglanu wapnia spowodowało ok. 50% wzrost zawartości jonów Ca2+ w roztworze glebowym, w porównaniu do obiektu kontrolnego (tab. 2). Na obu tych obiektach nie stwierdzono wymiennych form glinu w roztworze glebowym. Na wszystkich obiektach z gipsem i fosfogipsem zawartość wapnia w roztworze glebowym była większa niŜ na obiektach z węglanem wapniowym. Na obiektach z gipsem i fosfogipsem stwierdzono równieŜ większą zawartość glinu w roztworze glebowym niŜ na obiekcie kontrolnym. Przy czym na obiekcie z mniejszą dawką gipsu przyrost ten był stosunkowo niewielki w porównaniu do obiektu z większą dawką gipsu, a zwłaszcza w porównaniu do obiektów z fosfogipsem. Zawartość aktywnych form Al w roztworze glebowym na obiekcie z wyŜszą dawką gipsu była ponad dziesięć razy większa, a z fosfogipsem odpowiednio trzydzieści cztery i ponad sześćdziesiąt cztery razy większa niŜ na obiekcie kontrolnym. NaleŜy podkreślić, Ŝe wprowadzenie do gleby fosfogipsu spowodowało głębokie zmiany w składzie chemicznym roztworu glebowego. StęŜenie glinu w roztworze glebowym na tych obiektach było znacznie większe niŜ stęŜenie wapnia, co zdecydowało o zawęŜeniu stosunku Ca : Al (tab. 2). Tabela 2; Table 2 Wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na zawartość wapnia i glinu w roztworze glebowym (mmol⋅dm-3), oraz na stosunek równowaŜnikowy tych pierwiastków The influence of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the content of calcium and aluminium in the soil solution (mmol⋅dm-3) and the equivalent ratio of these elements


Dawka Ratio

Zawartość; Content

(mmol⋅dm-3)

Stosunek równowaŜnikowy

Equivalent ratio Ca : Al

Ca2+

Al 3+

Węglan wapnia; Calcium carbonate

3 Hh

0,27

n.o.

-

6 Hh

0,27

n.o.

-

Gips; Gypsum

3 Hh

0,31

0,08

2,8

6 Hh

0,31

0,21

1,0

Fosfogips; Phosphogypsum

3 Hh

0,31

0,68

0,3

6 Hh

0,31

1,29

0,2

Kontrola; Control

_

0,18

0,02

5,1

n.o. nie oznaczono; not determined

PoniewaŜ na obiektach z węglanem wapnia nie stwierdzono zawartości glinu w roztworze glebowym niemoŜliwe było wyliczenie wartości stosunku Ca : Al w roztworze glebowym. MoŜna jednak przyjąć, Ŝe spośród badanych substancji węglan wapnia w największym stopniu przyczynia się do rozszerzenia tego stosunku. Zastosowanie gipsu oraz fosfogipsu spowodowało zawęŜenie stosunku Ca : Al w roztworze glebowym. NaleŜy podkreślić, Ŝe na obu obiektach z fosfogipsem wartość równowaŜnikowego stosunku Ca : Al była mniejsza od wartości 1. Miało to miejsce pomimo, Ŝe na obiektach z tymi odpadami zawartość wapnia w roztworze glebowym była o ok. 7% większa niŜ na obiektach z węglanem wapnia. ZawęŜeniu stosunku Ca :


361

Al na obiektach z gipsem i fosfogipsem towarzyszył przyrost zawartości glinu wymiennego w glebie (tab. 1) oraz przewaŜnie zmniejszenie plonów roślin (tab. 3). Potwierdza to znany z literatury pogląd, Ŝe stosunek Ca : Al w roztworze glebowym moŜe być dobrym wskaźnikiem jakości środowiska glebowego [FILIPEK, DECHNIK 1995; RUTKOWSKA i in. 2004].

Zgodnie z oczekiwaniem na obu obiektach z węglanem wapnia plon suchej masy nadziemnych części lucerny był podobny i ok. 3,4 razy większy niŜ na obiekcie kontrolnym. Na obiekcie z mniejszą dawką gipsu (wg 3 Hh gleby) plon roślin był ok. 2,8 razy większy niŜ na obiekcie kontrolnym, lecz mniejszy niŜ na obiekcie z analogiczną dawką węglanu wapnia. Plon roślin na obiekcie z mniejszą dawką gipsu (wg 3 Hh gleby) był o ok. 21% mniejszy niŜ na obiekcie z analogiczną dawką węglanu wapnia. Zastosowanie większej dawki gipsu powodowało zmniejszenie plonów lucerny w stosunku do obiektu z mniejszą dawką tego odpadu. Według FILIPKA i BADORY [1994] toksyczne działanie glinu ujawnia się juŜ przy 40 mg Al⋅kg-1 gleby. Koresponduje to z wynikami uzyskanymi w omawianym doświadczeniu. Na obiekcie z większą dawką gipsu, na którym zawartość AlKCl w glebie wyniosła 44,2 mg Al⋅kg-1 uzyskano mniejszy plon roślin niŜ na obiekcie z mniejszą dawką tego odpadu i przy mniejszej zawartości glinu w glebie. Pomimo to sucha masa nadziemnych części roślin uzyskana pod wpływem większej dawki gipsu była o ok. 15% większa niŜ na obiekcie kontrolnym. Zastosowanie fosfogipsu miało niekorzystny wpływ na wielkość plonów lucerny siewnej. Na obiekcie z mniejszą dawką fosfogipsu uzyskano mniejsze o ok. 10%, a na obiekcie z większą dawką odpadu o ok. 76% mniejsze plony roślin niŜ na obiekcie kontrolnym. Zmniejszeniu plonów roślin na obiektach z fosfogipsem towarzyszył znaczny wzrost zawartości glinu w glebie i roztworze glebowym. Tabela 3; Table 3 Wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na plon suchej masy nadziemnych części roślin lucerny siewnej (g s.m.⋅wazon-1) The influence of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the yield of aboveground parts of alfaalfa (g DM⋅pot-1)

Dawka Ratio (A)

Substancja; Substance

(B)

Kontrola Control

węglan wapnia

calcium carbonate

gips

gypsum

fosfogips

phosphogypsum

średnia; mean

3 Hh

2,71

2,24

0,72

1,89

0,79

6 Hh

2,68

0,91

0,45

1,35

Średnia; Mean

2,7

1,58

0,59

1,62

NIR0,05; LSD0.05 A = 0,37 B = 0,55 A/B = 0,64 B/A = 0,78

Badane w doświadczeniu substancje miały róŜny wpływ na masę systemu

korzeniowego lucerny siewnej (tab. 4). Sucha masa systemu korzeniowego lucerny na obiekcie z mniejszą dawką węglanu wapnia była ok. 4,6, a na obiekcie z większą dawką ok. 5,7 razy większa niŜ na obiekcie kontrolnym. Wapnowanie gleby sprzyjało więc rozrostowi systemu korzeniowego nawet w większym stopniu niŜ przyrostowi biomasy części nadziemnych roślin (tab. 3). Wskazuje na to stosunek masy części nadziemnych do korzeni roślin wynoszący na obiekcie wapnowanym odpowiadającym 3 Hh 1 : 1,33, a na obiekcie wapnowanym odpowiadajacym 6 Hh - 1 : 1,67. Zastosowanie gipsu równieŜ przyczyniło się do lepszego rozwoju systemu korzeniowego. Na obiekcie z mniejszą dawką gipsu sucha masa systemu korzeniowego roślin była o ok. 60% większa

T. Sosulski i inni

362

niŜ na obiekcie kontrolnym i to pomimo, Ŝe zawartość AlKCl w glebie na tych obiektach była podobna. Nawet pomimo znacznego wzrostu zawartości glinu w glebie na obiekcie z większą dawką gipsu masa korzeni była o ok. 26% większa niŜ na obiekcie kon-trolnym. Dodatek fosfogipsu do gleby powodował zmniejszenie masy systemu korzeniowego roślin czemu towarzyszył przyrost zawartości AlKCl w glebie. JuŜ mniejsza dawka tego odpadu spowodowała zmniejszenie masy korzeni o ok. 46% w stosunku do obiektu kontrolnego. Natomiast masa korzeni roślin uprawianych na obiekcie z większą dawką fosfogipsu była ok. 3,7 razy mniejsza niŜ na obiekcie kontrolnym. NaleŜy zauwaŜyć, Ŝe zawartość AlKCl w glebie obiektu z fosfogipsem była ok. 3,6 razy większa niŜ na obiekcie kontrolnym (tab. 1). Toksyczne działanie glinu w glebie na obiektach z fosfogipsem przejawiało się nie tylko spadkiem masy korzeni, ale i zmianą stosunku masy części nadziemnych do korzeni roślin. Wynosił on odpowiednio dla niŜszej dawki odpadu 1: 0,67 i 1: 0,42. Tabela 4; Table 4 Wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na plon suchej masy korzeni lucerny siewnej (g s.m.⋅wazon-1) The influence of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the yield of dry mass of alfalfa roots (g DM⋅pot-1)

Dawka; Ratio (A)

Substabcja; Substance

(B)

Kontrola Control

węglan wapnia

calcium carbonate

gips

gypsum

fosfogips

phosphogypsum

średnia mean

3 Hh

3,61

1,12

0,48

1,74

0,7

6 Hh

4,48

0,88

0,19

1,85

Średnia; Mean

4,05

1,00

0,34

1,80

NIR0,05; LSD0.05 A = 0,32 B = 0,49 A/B = 0,57 B/A = 0,69

Na obiektach wapnowanych zawartości glinu w korzeniach roślin była o ok. 53%

i 116% mniejsza niŜ na obiekcie kontrolnym (tab. 5). Na obiekcie z mniejszą dawką gipsu (wg 3 Hh gleby), na którym zawartość AlKCl w glebie była podobna jak w glebie obiektu kontrolnego, zawartość tego pierwiastka w korzeniach była tylko o ok. 8% większa niŜ w korzeniach roślin bez dodatku związków wapnia. Wzrost dawki gipsu (i zawartości AlKCl w glebie), (tab. 1) spowodował wyraźny, ok. 134% wzrost zawartości Al w korzeniach w stosunku do obiektu kontrolnego. Zawartość glinu w korzeniach roślin uprawianych na obiektach z fosfogipsem była aŜ 2,8 i 3,8 razy większa niŜ na obiekcie kontrolnym. Tak wyraźny wzrost zawartości glinu w korzeniach roślin uprawianych na obiektach z fosfogipsem był wynikiem podobnego wzrostu zawartości tego pierwiastka w glebie (tab. 1). Tabela 5; Table 5 Wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na zawartość glinu w korzeniach lucerny siewnej (mg Al⋅kg-1 s.m.) The influence of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the content of aluminium in alfalfa roots (mg Al⋅kg-1 DM)

Dawka; Ratio (A)

Substancja; Substance

(B)

Kontrola; Control

węglan wapnia

calcium carbonate

gips

gypsum

fosfogips

phosphogypsum

średnia mean


363

3 Hh 80,8 133,1 345,2 186,4 123,4

6 Hh

57,1

288,9

463,8

269,9

Średnia; Mean

69,0

211,0

404,5

228,2

Na uwagę zasługuje fakt, Ŝe na obu obiektach wapnowanych oraz na obiekcie z

mniejszą dawką gipsu (wg 3 Hh gleby) nie stwierdzono występowania glinu w zielonych częściach roślin (tab. 6). Tak mała zawartość glinu w roślinach wynikała najprawdopodobniej z małej aktywności Al w glebie (tab. 2) i prawdopodobnie z dobrego odŜywienia roślin w wapń. UwaŜa się bowiem, Ŝe dobre zaopatrzenie roślin w ten składnik ogranicza przenikanie glinu przez błony plazmatyczne [WÓJCIK, WÓJCIK 1998]. Zawartość glinu w zielonych częściach roślin na obiekcie z większą dawką gipsu była ok. 6,4 razy mniejsza niŜ w roślinach z obiektu kontrolnego, jednak wysoka koncentracja tego pierwiastka w samych korzeniach były przyczyną znacznego zmniejszenia plonów roślin (tab. 3). Tabela 6; Table 6 Wpływ węglanu wapnia, gipsu i fosfogipsu na zawartość glinu w nadziemnych częściach lucerny siewnej (mg Al⋅kg-1 s.m.) The influence of calcium carbonate, gypsum and phosphogypsum on the content of aluminium in above-ground parts of alfaalfa (mg Al⋅ kg-1 DM)

Dawka Ratio (A)

Związki wapnia; Substance (B)

Kontrola Control

węglan wapnia

Calcium carbonate

gips; gypsum

fosfogips

phosphogypsum

średnia; mean

3 Hh

n.o.

n.o.

89,5

29,8

129,2

6 Hh

n.o.

20,2

177,1

65,8

Średnia; Mean

n.o.

10,1

133,3

47,8

NIR0,05; LSD0.05 A = 6,1 B = 9,0 A/B = 10,5 B/A = 12,7

n.o. - nie oznaczono; not determination

Zawartość glinu w roślinach na obiekcie z mniejszą dawką fosfogipsu była o ok. 44,4% mniejsza niŜ w roślinach z obiektu kontrolnego. Natomiast na obiekcie z większą dawką tego odpadu (wg 6 Hh gleby) - o ok. 37% większa niŜ na obiekcie kontrolnym. W obu wypadkach stosunkowo wysokim zawartościom glinu w zielonych częściach roślin towarzyszyła bardzo duŜa zawartość Al w korzeniach (tab. 5) i glebie (tab. 1, 2) oraz znaczne zmniejszenie plonów roślin (tab. 3). MoŜna więc uznać, Ŝe uzyskane w doświadczeniu zmniejszenie plonów roślin wiązało się z toksycznością glinu i był następstwem duŜej zawartości Al w glebie, korzeniach oraz przedostawaniem się tego pierwiastka z korzeni do części nadziemnych roślin.

Pobranie glinu przez zielone części roślin i korzenie było bardzo uzaleŜnione od rodzaju i dawki badanych związków wapnia (rys. 1). W literaturze panuje pogląd, iŜ glin słabo przemieszcza się z korzeni do części nadziemnych roślin [NIEMYSKA-ŁUKASZUK i in. 1998; MERCIK, SAS 1998]. Jednak pobranie całkowite glinu przez rośliny uprawiane na obiekcie kontrolnym było uzaleŜnione niemal w równej mierze od ilości Al pobieranej przez nadziemne części roślin, jak i korzenie. Spośród wszystkich obiektów eksperymentu, pobranie glinu przez nadziemne części roślin było największe na obiekcie kontrolnym i wyniosło 102,4 µg Al na wazon. Wapnowanie gleby oraz zastosowanie niŜszej dawki gipsu (wg 3 Hh gleby) nie zmniejszyło pobrania Al przez

T. Sosulski i inni

364

korzenie roślin ale ograniczyło przemieszczanie się tego pierwiastka z korzeni do nadziemnych części roślin.

Pomimo znacznie mniejszej zawartości glinu w poszczególnych organach i częściach roślin pobranie Al przez korzenie roślin na obiektach z CaCO3 było większe niŜ całkowite pobranie tego pierwiastka przez rośliny na obiekcie kontrolnym. Większe pobranie glinu przez korzenie roślin na obiektach wapnowanych i na obiekcie z mniejszą dawką gipsu niŜ na obiekcie kontrolnym było spowodowane wykształceniem większej biomasy roślinnej (tab. 5). Na obiektach z większą dawką gipsu (wg 6 Hh gleby) i z mniejszą dawką fosfogipsu stwierdzono ok. 1,9-2,9 razy większe pobranie glinu przez korzenie roślin niŜ na obiekcie kontrolnym. Natomiast pobranie glinu przez korzenie roślin na obiekcie z większą dawką fosfogipsu było podobne jak na obiekcie kontrolnym, co było spowodowane zahamowaniem wzrostu korzeni roślin. Na obiektach z większą dawką gipsu i z fosfogipsem stwierdzono przemieszczenie i nagromadzenie tego pierwiastka w częściach nadziemnych roślin. Pomimo większego pobrania glinu przez korzenie roślin na obiektach wapnowanych i na obiekcie z mniejszą dawką gipsu plon roślin był większy niŜ na obiekcie kontrolnym (tab. 3). Korzystne działanie wapnowania i mniejszej dawki gipsu wiązało się ze znacznym ograniczeniem przemieszczania Al z korzeni do zielonych części roślin. Dopiero nagromadzenie glinu przez korzenie roślin i przemieszczenie tego pierwiastka do zielonych części roślin na obiektach z większą dawką gipsu i z fosfogipsem spowodowało znaczne zmniejszenie plonów (tab. 3). Oznacza to, Ŝe toksyczne działanie glinu polega nie tylko na upośledzeniu funkcji korzeni [ŚLĄSKI 1992], ale i na zaburzeniu przemieszczania jonów z korzeni do części nadziemnych roślin i niekorzystnemu oddziaływaniu Al na procesy biochemiczne zachodzące w zielonych częściach rośliny np. tempo fotosyntezy i transpiracji [BOROWSKI 1999]. Wnioski 1. Spośród badanych substancji zawierających wapń, jedynie węglan wapnia moŜe

być wykorzystany do regulacji odczynu gleby kwaśnej. Odpady przemysłowe gips i fosfogips nie mają wpływu na zmianę pHKCl gleby kwaśnej.

2. Wapnowanie gleby poprawia właściwości gleb kwaśnych, zmniejszając za-wartość toksycznych dla roślin form glinu wymiennego w glebie oraz rozszerza stosunek Ca : Al w roztworze glebowym. Gips i fosfogips zwiększa zawartość glinu wymiennego w glebie oraz powoduje zawęŜenie stosunku Ca : Al w roztworze glebowym.

3. Wartość stosunku Ca : Al w roztworze glebowym jest dobrym wskaźnikiem oceny jakości środowiska glebowego. ZawęŜenie stosunku Ca : Al w roztworze glebowym powoduje spadek plonów roślin.

4. Zastosowanie małej dawki gipsu korzystnie wpływa na plonowanie roślin pomimo, Ŝe odpad ten nie poprawia wskaźników zakwaszenia gleby. Zasto-sowanie duŜych dawek gipsu oraz fosfogipsu powoduje zmniejszenie plonów roślin. Oznacza to, Ŝe fosfogips jest substancją nieprzydatną do nawoŜenia roślin. Natomiast wykorzystanie gipsu w celach nawozowych jest moŜliwe tylko przy zastosowaniu małych dawek tego odpadu.

5. Wapnowanie zmniejsza zawartość glinu w korzeniach roślin i ogranicza jego przemieszczanie do nadziemnej części roślin. Pomimo, Ŝe zastosowanie małych dawek gipsu zwiększa zawartość glinu w korzeniach roślin, to jednak ogranicza jego przemieszczanie do części nadziemnych roślin. Ograniczenie


365

przemieszczania Al w roślinach umoŜliwia uzyskanie stosunkowo wysokich plonów roślin. Zastosowanie fosfogipsu i duŜych dawek gipsu powoduje wzrost zawartości glinu w korzeniach i częściach nadziemnych roślin oraz zmniejszenie plonu. Zmniejszenie plonów roślin jest następstwem nie tylko wzrostu stęŜenia Al w korzeniach roślin upośledzającego ich funkcje, ale równieŜ toksycznego działania tego pierwiastka w zielonych częściach roślin.

Literatura BARSZCZAK T., BILSKI J. 1983. Działanie glinu na rośliny. Post. Nauk Roln. 3: 23-30.

BEDNAREK W., L IPIŃSKI W. 1996. Oddziaływanie nawoŜenia mineralnego i wapnowania na fizykochemiczne właściwości gleby lekkiej, plonowanie oraz niektóre cechy jęcz-mienia jarego. Roczn. Glebozn. 47: 109-115.

BOROWSKI E. 1999. Wpływ dodatku do kultur piaskowych hydroŜelu potasowego (Akrygelu K) lub zwiększonego nawoŜenia potasem na rośliny pomidora, rosnące w obecności zróŜnicowanych dawek glinu. Cz. I. Reakcja roślin na glin i dodatek hy-droŜelu potasowego. Acta UMCS Lublin- Polonia. Sec. EEE 7: 101-110.

FILIPEK T. 2000. Degradacja środowiska wskutek zakwaszenia - moŜliwość przeciw-działania. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 472: 193-202.

FILIPEK T., BADORA A. 1994. Skutki fizjologiczne silnego zakwaszenia gleb dla roślin zboŜowych. Fragm. Agronom. 11, 1(41): 52-60.

FILIPEK T., BADORA A. 1999. Oddziaływanie nawoŜenia na kwasowość gleb. Zesz. Nauk AR w Krakowie 349(64): 81-88.

FILIPEK T., DECHNIK J. 1995. Glin wymienny jako wskaźnik Ŝyzności gleby. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 421a: 67-76.

FOTYMA M., PIETRUCH C. 2002. Przyrodnicze i organizacyjne podstawy wapnowania gleb w Polsce. Biul. Inf. IUNG 18: 34-36.

GĘBSKI M. 1998. Wpływ formy nawozu potasowego, oraz wapna, gipsu i słomy na aktywność glinu w glebie lekkiej oraz wartość pH roztworu glebowego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 456: 153-158.

GRACZYK A. 1992. Glin nowa trucizna środowiska. Biblioteka Monitoringu Środowiska. Warszawa: 86 ss.

KACZOR A. 1998. OdŜywianie się roślin w warunkach gleb silnie zakwaszonych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 456: 55-62.

KOPEĆ M., NOWOROLNIK A. 1999. Wybrane właściwości fizyko-chemiczne gleby w 30-sto letnim doświadczeniu nawozowym na górskim uŜytku zielonym (Czarny Potok). Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 465: 559-567.

ŁABĘTOWICZ J., RUTKOWSKA B., SZULC W., SOSULSKI T. 2004. Ocena wapnowania oraz gipsowania na zawartość glinu wymiennego w glebie lekkiej. Annales UMCS, Scientio E 59(2): 632-637.

M ERCIK S. 1997. Ujemny wpływ nadmiernego zakwaszenia gleby na rośliny. II Mi ędzyn. Symp. Nauk. „Przyrodnicze i antropogeniczne przyczyny oraz skutki zakwaszenia gleb” 23-24 IX Lublin: 98-103.

M ERCIK S., SAS L. 1998. Ujemny wpływ nadmiernego zakwaszenia gleby na rośliny. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 456: 29-39.

NIEMYSKA -ŁUKASZUK J., M IECHÓWKA A., GĄSIOREK M., KOWALCZYK E. 1998. Glin w gle-

T. Sosulski i inni

366

bach i roślinach polan pasterskich Tatrzańskiego Parku Narodowego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 456: 207-215.

RUTKOWSKA B., ŁABĘTOWICZ J., SZULC W. 2004. Stosunek stęŜenia Ca i Al w roztworze glebowym jako wskaźnik jakości środowiska glebowego. J Elementol. 9(4): 735-742.

SAS-PASZT L., M ERCIK S. 2002. Wpływ pH, form azotu oraz rozpuszczalnych form glinu na skład chemiczny gleb oraz korzeni i liści podkładki jabłoni M9. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 482: 475-483.

ŚLĄSKI J.J. 1992. Mechanizmy tolerancyjności na toksyczne działanie jonów glinu u roślin wyŜszych. Wiad. Bot. 36(1): 31-45.

WOLT J., GRAVEEL J.G. 1986. A rapid routine method for obtaining soil solution using vacuum displacement. Soil Sci. Soc. Am. J. 50: 602-605.

WOŁOSZYK C., KRZYWY E., JAKUBOWSKI W. 2001. Wpływ nawoŜenia kompostem i odpa-dami przemysłowymi na niektóre wskaźniki Ŝyzności gleb lekkich. Folia. Univ. Agric. Stetin. 223, Agricultura 89: 191-198.

WÓJCIK P., WÓJCIK M. 1998. Rola wapnia w fitotoksyczności glinu. Post. Nauk Rol. 4: 25-39. Słowa kluczowe: gips, fosfogips, węglan wapnia, glin, gleba, roślina Streszczenie

W doświadczeniu wazonowym badano wpływ róŜnych substancji zawierających wapń: wapno węglanowe, gips oraz fosfogips na wielkość biomasy roślin, zawartości glinu w korzeniach i zielonych częściach roślin oraz na zawartość Al3+ w glebie i roztworze glebowym. Rośliną testową była lucerna siewna (Medicago sativa L.). Do badań została uŜyta gleba pochodzącej z warstwy ornej niewapnowanych poletek NK, Pola Doświadczalnego SGGW w Łyczynie.

Spośród badanych substancji jedynie węglan wapnia korzystnie wpływał na odczyn gleby natomiast odpady przemysłowe: gips i fosfogips nie miały wpływu na zmianę pH gleby kwaśnej. Wraz ze wzrostem pH gleby spowodowanym jej zwapnowaniem stwierdzono spadek zawartości toksycznego dla roślin glinu wy-miennego w glebie i roztworze glebowym. Na obiektach z gipsem i fosfogipsem przyrostowi zawartości glinu wymiennego w glebie towarzyszył wzrost zawartości Al3+ w roztworze glebowym i zawęŜenie równowaŜnikowego stosunku Ca : Al. Zastosowanie wyŜszej dawki gipsu (6 Hh) i zastosowanie fosfogipsu (3 i 6 Hh) spowodowało wyraźny spadek plonów roślin. Spadkowi plonów towarzyszył wzrost zawartości glinu w korzeniach oraz w zielonych częściach roślin. NajwyŜszy plon roślin uzyskano na obiekcie z mniejszą dawką węglanu wapnia (3 Hh). Na obiektach wapnowanych stwierdzono znaczący spadek zawartości glinu w korzeniach i zielonych częściach roślin. THE INFLUENCE OF CALCIUM CARBONATE, GYPSUM AND PHOSPHOGYPSUM ON THE ALUMINIUM CONTENT IN SOIL AND PLANTS


367

Tomasz Sosulski, Ewa Szara, Jan Łabętowicz, Małgorzata Przybysz Department of Soil Environment Sciences, Division of Agricultural Chemistry University of Life Sciences, Warszawa Key words: gypsum, phosphogypsum, calcium carbonate, aluminium, plant, soil Summary

The influence of different substances containing calcium: calcium carbonate, gypsum, phosphogypsum on plant biomass, the aluminium content in roots and green parts of plants and Al3+ content in soil and soil solution in a pot experiment was estimated. The soil was taken from plough layer of non limed NK fields, of the Experimental Field in Łyczyn belonging to Warsaw University of Life Sciences. The tested plant was alfalfa (Medicago sativa L.).

From all the studied substances only calcium carbonate caused a decrease of soil pH. The waste materials; gypsum and phosphogypsum did not influence the acid soil pH. Together with the increase of soil pH caused by the liming, the decrease of toxic for plants aluminium content in soil and soil solution was confirmed. The increase of exchangeable aluminium in soil was associated with the increase of Al3+ in soil solution and the equivalent ratio of Ca : Al on object with gypsum and phosphogypsum. The application of a higher dose of gypsum (6 Hh) and phosphogypsum (3 i 6 Hh) caused the plant crop decrease. The decrease of yields was associated with the increase of alu-minium content in roots and green parts of plants. The highest plants yield was obtained on the object with lower rate of calcium carbonate. A significant decrease of aluminium content in roots and green parts of plants was observed on limed objects. Dr inŜ. Tomasz Sosulski Katedra Nauk o Środowisku Glebowym Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego ul. Nowoursynowska 159 02-776 WARSZAWA e-mail: [email protected]

WSTĘPNE WYNIKI BADAŃ WPŁYWU GATUNKU GLEBY ...

1

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 369-375 WSTĘPNE WYNIKI BADA Ń WPŁYWU GATUNKU GLEBY NA ZANIECZYSZCZENIE WÓD GRUNTOWYCH SKŁADNIKAMI BIOGENNYMI NA OBIEKCIE PRAKTYCZNEGO NAWOśENIA GNOJOWIC Ą W TARNOWCU WOJ. OPOLSKIE Maria Strzelczyk Dolnośląski Ośrodek Badawczy we Wrocławiu, Instytut Melioracji i UŜytków Zielonych w Falentach Wstęp

Gnojowica jest płynnym nawozem naturalnym bogatym w składniki pokarmowe. Rolnicze wykorzystanie gnojowicy, powoduje przedostawanie się składników w niej zawartych do wód gruntowych i powierzchniowych i ich zanieczyszczenie [VETTER, KLASINK 1972; MAJDOWSKI 1978; MAZUR 1996; CZYśYK 2002; SIERADZKI 2003]. PrzewaŜająca część azotu zawarta w gnojowicy występuje w formie amonowej, która w środowisku glebowym ulega łatwo nitryfikacji. Intensywność procesu wymywania składników pokarmowych zaleŜy między innymi od dawek gnojowicy i terminów ich stosowania [KUTERA 1994; MAZUR 1996]. Przepisy prawne dotyczące stosowania nawozów i środków wspomagających uprawę roślin determinują terminy stosowania płynnych nawozów naturalnych, dobór terenu poddawanego takiemu nawoŜeniu, oraz dopuszczalną dawkę azotu (170 kg⋅ha-1⋅rok-1) [USTAWA 2000].

Proces oczyszczania ścieków w naturalnym środowisku glebowo-roślinnym jest bardzo złoŜony i zaleŜy między innymi od gatunku gleby [CZYśYK 1994; BOĆKO 1965]. Faza pierwsza obejmuje sorpcję mechaniczną grubszych cząstek. Drobne części o właściwościach koloidalnych są zatrzymywane w glebie na drodze sorpcji fizycznej, której wielkość zaleŜy od sumarycznej powierzchni cząstek glebowych. Skuteczność zatrzymywania zanieczyszczeń o właściwościach koloidalnych jest więc większa w glebach zwięzłych o duŜej ilości najdrobniejszych cząsteczek. Kolejne fazy obejmują proces mineralizacji i zagospodarowania składników biogennych, z których część moŜe być wypłukiwana do wód gruntowych powodując ich zanieczyszczenie [KUTERA, HUS

1998]. Podobnie jak w przypadku oczyszczania ścieków w środowisku glebowo-roś-

linnym, ilość składników pokarmowych przedostających się do wód gruntowych przy nawoŜeniu gnojowicą zaleŜy od właściwości sorpcyjnych gleby [CZYśYK, STRZELCZYK

2008]. Materiały i metody badań

M. Strzelczyk

2

Badania prowadzono na obiekcie praktycznego nawoŜenia gleb gnojowicą o powierzchni 16 ha w Tarnowcu w woj. opolskim. Gnojowica wykorzystywana do nawoŜenia pochodziła z fermy trzody chlewnej w Mąkoszycach oddalonej od niego o 3 km. Warunki glebowe panujące na obiekcie są zróŜnicowane. Pod względem składu granulometrycznego w przewaŜającej części obiektu dominują piaski gliniaste zalegające na glinach średnich i piaskach słabogliniastych, natomiast w południowo-zachodniej części obiektu zalegają gliny średnie pylaste, charakteryzujące się znacznie większą zwięzłością. Głębokość zalegania zwierciadła wody gruntowej w czasie prowadzenia badań wahała się od 0,8 do 2,3 m w piaskach, 1,8 do ponad 3,3 m w glinach. Próbki wody do badań pobierano raz w miesiącu w okresie od sierpnia 2007 r. do maja 2008 r. z 2 studzienek zlokalizowanych na glebach lekkich i z 1 na glebie zwięzłej. Dla porównania pobierano równieŜ próbki ze studzienki znajdującej się poza obszarem nawoŜonym, gdzie dominują piaski gliniaste zalegające na piaskach słabogliniastych. Obszar ten stanowią nieuŜytki trawiaste. Głębokość studzienek wynosi 3-4 m. Obiekt uŜytkowany jest jako pole orne. NawoŜenie gnojowicą stosowane jest tu od 2005 roku jesienią, po Ŝniwach na ściętą słomę z jednoczesnym przyoraniem. Jesienią 2007 roku nie wykonano nawoŜenia, dopiero w lutym 2008 roku obiekt ponownie poddano nawoŜeniu gnojowicą. Jednorazowa dawka gnojowicy wynosiła w tych latach 33-35 m3⋅ha-1 i zawierała 4,04 g⋅dm-3 azotu ogólnego, w tym ok. 60% azotu amonowego. W omawianym okresie roślinami uprawianymi na obszarze objętym na-woŜeniem gnojowicą była kukurydza i pszenŜyto. Do rozlewania gnojowicy uŜywano beczkowozu wyposaŜonego w łyŜki rozbryzgowe.

Analizy chemiczne prób gnojowicy i wód gruntowych wykonano w laboratorium analitycznym Instytutu Melioracji i UŜytków Zielonych w Dolnośląskim Ośrodku Badawczym przy pomocy powszechnie stosowanych metod [ZESTAW NORM 1999; HERMANOWICZ i in. 1999]. Wyniki i dyskusja

Wyniki badań przedstawione na rysunku 1 oraz w tabeli 1 wykazały znaczny wpływ nawoŜenia gnojowicą gleb lekkich na zawartość azotu azotanowego w wodach gruntowych. W okresie prowadzenia badań zawartość N-NO3 w wodach gruntowych na glebach lekkich stale przekraczała wartość graniczną dla IV klasy jakości wód podziemnych [ROZPORZĄDZENIE MŚ 2004]. Średnia zawartość azotu azotanowego wzrosła na tych glebach po wykonaniu nawoŜenia o 10,8 mg⋅dm-3 (tab. 1). Na glebach zwięzłych zanieczyszczenie wód spowodowane wykonaniem nawoŜenia było znacznie mniejsze niŜ na glebach lekkich i spowodowało zmianę jakości wód podziemnych o 1 klasę (rys. 1).

Średnia zawartość analizowanego wskaźnika w wodach gruntowych poza obszarem nawoŜonym wynosiła w okresie badawczym 1,8 mg N-NO3⋅dm-3 i odpo-wiadała I klasie jakości wód podziemnych (rys. 1). Średnia zawartość N-NO3 w wodach gruntowych na glebach zwięzłych wyniosła 4,3 mg N-NO3⋅dm-3, co oznacza, Ŝe wody te naleŜą do II klasy jakości wód podziemnych.

Na obiekcie badawczym stęŜenie azotanów w wodach gruntowych na glebach lekkich o słabych właściwościach sorpcyjnych było wielokrotnie wyŜsze niŜ na glebach zwięzłych (tab. 1, rys. 1). Tabela 1; Table 1 Średnie i ekstremalne wskaźniki zanieczyszczenia wód gruntowych na terenie rolniczego wykorzystania gnojowicy w Tarnowcu w okresie VIII 2007-V 2008 r.


3

Means and extremes indicators of pollution in the underground waters of the areas fertilized with slurry at Tarnowiec, in the VIII 2007-V 2008

Wskaźnik zanieczyszczenia Indicators of pollution

Zawartość składników; Contents of elements

przed nawoŜeniem gnojowicą

before fertilization with liquid manure

po nawoŜeniu gnojowicą

after fertilization with liquid manure

gleba lekka light soil

gleba cięŜka heavy soil

gleba lekka light soil

gleba cięŜka heavy soil

Azot amonowy; Ammonium nitrogen (mg NH4⋅dm-3)

0,6

------- 0,4-0,8

0,3

------- 0,1-0,4

0,6

------- 0,5-0,7

0,3

------- 0,2-0,5

Azot azotanowy; Nitrate nitrogen (mg N-NO3⋅dm-3)

24,9

------- 10,7-31,5

3,1

------- 2,1-7,6

35,7

------- 33,9-37,6

4,6

------- 2,9-8,5

Fosfor; Phosphorus (mg P⋅dm-3)

0,2

------- 0,1-0,4

0,2

------- 0,1-0,2

0,3

------- 0,1-0,5

0,2

------- 0,1-0,3

Potas; Potassium (mg K⋅dm-3)

9,5

------- 7,1-11,9

2,6

------- 2,1-3,3

11,9

------- 8,9-14,1

4,4

------- 2,2-7,5

Nie stwierdzono wzrostu ilości formy przejściowej (N-NH4) w wodach gruntowych po wykonaniu nawoŜenia gnojowicą (tab. 1). Wynika to z procesu nitryfikacji azotu spowodowanego wzrostem temperatur w okresie wiosennym, o czym świadczy wzrost ilości formy azotanowej w wodach gruntowych po wykonaniu nawoŜenia. Na glebach lekkich średnia zawartość N-NH4 w wodach gruntowych była wyŜsza o 0,3 mg⋅dm-3 niŜ w glebach zwięzłych (rys. 1).

Wcześniejsze wyniki badań między innymi MAZURA i WRÓBLA [1977], MAJDO-WSKIEGO [1978], SIERADZKIEGO [2003] potwierdzają znaczne ryzyko zanieczyszczenia wód gruntowych związkami azotu, zwłaszcza formą azotanową na obszarach nawoŜonych gnojowicą.

Wyniki badań na obiekcie w Tarnowcu nie wykazały istotnego zwiększenia stęŜenia fosforu w wodach gruntowych pod wpływem nawoŜenia gnojowicą (tab. 1, rys. 1). Średnia zawartość tego wskaźnika, zarówno w glebach lekkich i zwięzłych wyniosła 0,2 mg P⋅dm-3, co odpowiada II klasie jakości wód. Migracja tego składnika zwłaszcza w glebach zwięzłych jest niewielka i odbywa się tylko w wierzchniej warstwie [MAĆKOWIAK 2001].

RównieŜ zanieczyszczenie wód gruntowych potasem pod wpływem nawoŜenia gnojowicą nie spowodowało istotnych zmian w jakości badanych wód. Jedynie na glebach lekkich po nawoŜeniu średnie stęŜenia nieznacznie przekroczyły wartości graniczne dla I i II klasy jakości wód podziemnych (rys. 1). Na glebach zwięzłych wzrost tych stęŜeń nie spowodował zmiany jakości wód, w porównaniu do obszaru nienawoŜonego (rys. 1).

M. Strzelczyk

4

I gleba lekka; light soil II gleba cięŜka; heavy soil III obszar nienawoŜony; area not fertilized Rys. 1. Średnie zawartości wybranych składników biogennychw wodach gruntowych. Fig. 1. Longterm mean contents of chosen components in the underground waters Wnioski 1. NawoŜenie gnojowicą gruntów ornych powoduje przenikanie niektórych jej

składników do wód gruntowych i zanieczyszczenie tych wód.

2. Największe zagroŜenie przy nawoŜeniu gnojowicą stanowi azot, zwłaszcza jego forma azotanowa.

3. Zanieczyszczenie wód gruntowych, zwłaszcza azotanami, jest zdecydowanie wyŜsze na glebach lekkich niŜ na cięŜkich.

4. Przy nawoŜeniu gnojowicą gleb lekkich, ze względu na ich słabszy kompleks sorpcyjny, naleŜy zwracać szczególną uwagę na racjonalną gospodarkę gnojo-wicą a nawet obniŜyć stosowaną dawkę azotu w celu ochrony wód przed zanieczyszczeniem.

Literatura BOĆKO J. 1965. Gleba jako środowisko oczyszczania ścieków. Rocz. Glebozn. 15(2): 497-548.

CZYśYK F. 1994. Wpływ wieloletnich nawodnień ściekami na glebę, wody gruntowe i rośliny. Wyd. IMUZ Falenty, Rozprawy: 76 ss.


5

CZYśYK F. 2002. The effect of objects of agricultural liquid manure utilization in the industrial pig farm on aquatic environment - a compact soils case. J. of Water and Land Development 6: 105-115.

CZYśYK F., STRZELCZYK M. 2008. Zanieczyszczenie środowiska wodnego pod wpływem stosowania gnojowicy na glebie lekkiej i cięŜkiej. Woda-Środowisko-Obszary Wiejskie IMUZ 8(1): 61-68.

HERMANOWICZ W., DOśAŃSKA W., DOJLIDO J., KOZIOROWSKI B., ZERBE J. 1999. Fizyczno-chemiczne badania wody i ścieków. Arkady, Warszawa: 540 ss.

KUTERA J. 1994. Gospodarka gnojowicą. Wyd. AR Wrocław: 370 ss.

KUTERA J., HUS S. 1998. Rolnicze oczyszczanie i wykorzystanie ścieków i gnojowicy. Wyd. AR Wrocław 342, Monografie XIV: 58-62.

M AĆKOWIAK C. 2001. Bilans fosforu przy wieloletnim obciąŜeniu gleby gnojowicą. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 475: 209-213.

M AJDOWSKI J. 1978. Oczyszczanie gnojowicy z fermy trzody chlewnej w glebie w wa-runkach lizymetrycznych. Rocz. Nauk. Rol., Ser. F 79(4): 45-66.

M AZUR T. 1996. Ekologiczne skutki stosowania gnojowicy w rolnictwie. Zesz. Nauk. AR we Wrocławiu 293(2): 155-163.

M AZUR T., WRÓBEL Z. 1977. Zanieczyszczenie wód gruntowych i powierzchniowych gnojowicą. Mat. Symp. Nauk. „Stan i kierunki badań nad wykorzystaniem gnojowicy do celów nawozowych”. PAN i ART, 15-16 XII, Olsztyn: 177-185.

ROZPORZĄDZENIE MŚ 2004. Z dnia 11 lutego 2004 r. w sprawie klasyfikacji dla pre-zentowania stanu wód powierzchniowych i podziemnych, sposobu prowadzenia mo-nitoringu oraz sposobu interpretacji wyników i prezentacji stanu tych wód. Dz. U. Nr 32, poz. 284.

SIERADZKI T. 2003. Wpływ wieloletniego nawoŜenia gleb gnojowicą trzody chlewnej na wody gruntowe i drenarskie. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 494: 399-406.

VETTER H., KLASINK A. 1972. Untersuchugen zu den Grenzen der Anwendung von Schweine und Hühnergülle. Landwirtschaftliche Forschung. Sonderheft, 27/I: 122-134.

ZESTAW NORM 1999. Woda i ścieki. Wyd. Norm ALFA-WERO, Warszawa.

USTAWA 2000. Z dnia 26 lipca 2000 r. o nawozach i nawoŜeniu. Dz. U. 89, poz. 991, Art. 11 i 13. Słowa kluczowe: nawoŜenie gnojowicą, wody gruntowe Streszczenie

W pracy przedstawiono wstępne wyniki badań zawartości najwaŜniejszych składników biogennych (N-NO3, N-NH4, P i K) w wodach gruntowych na obiekcie rolniczego wykorzystania gnojowicy z fermy trzody chlewnej w zaleŜności od zwięzłości gleby. Na obiekcie prowadzona jest racjonalna gospodarka gnojowicą a jej dawki nie przekraczały zapotrzebowania na azot uprawianych roślin. Badaniami objęto 16 ha gruntów ornych, charakteryzujących się znaczną zmiennością glebową. Zmienność glebowa na obszarze badawczym stanowiącym w całości jedno pole orne pozwoliła na wyraźne określenie wpływu stosowania nawoŜenia gnojowicą gleb o róŜnej zwięzłości na jakość wód gruntowych. Na obszarze objętym badaniami dominują gleby lekkie (piaski gliniaste), natomiast w południowo- zachodniej części obiektu zalegają, charakteryzujące się znacznie większą zwięzłością gliny średnie.

Badania wykazały znaczne róŜnice zanieczyszczenia wód gruntowych, zwłaszcza

M. Strzelczyk

6

azotanami, w zaleŜności od zwięzłości gleby. Zawartość azotu azotanowego w wodach gruntowych na glebach przepuszczalnych była zdecydowanie wyŜsza niŜ na glebach zwięzłych i przekroczyła wartość dopuszczalną dla IV klasy jakości wód podziemnych. Na glebach zwięzłych średni wzrost zawartości azotanów w wodach gruntowych w porównaniu do obszaru nie objętego nawoŜeniem był nieznaczny i spowodował zmianę jakości wód podziemnych o 1 klasę. NawoŜenie gnojowicą nie spowodowało zmiany jakości wód ze względu na zawartość potasu i fosforu. PRELIMINARY RESULTS OF EXAMINING THE INFLUENCE OF SOIL GRADE ON THE POLLUTION OF GROUNDWATER WITH BIOGENIC COMPONENTS ON THE OBJECT OF PRACTICAL LIQUID MANURE FERTILIZATION AT TARNOWIEC, OPOLE PROVINCE Maria Strzelczyk Regional Division, Wrocław, Institute for Land Reclamation and Grassland Farming, Falenty Key words: fertilizing with slurry, groundwater Summary

Presented in the paper are the preliminary results of examining the contents of the most important biogenic components (N-NO3, N-NH4, P and K) in groundwater on the agricultural object utilizing liquid manure from pig farm, depending on soil firmness. Rational agriculture is conducted on the object with liquid manure and its dosage not exceeding the nitrogen requirement of plants cultivated. The study covered 16 ha of arable land characterized by a considerable soil variation. Soil variation on the examined area, constituting one whole arable field, allowed an explicit specification of the influence of utilizing liquid manure fertilization of soil of varying firmness/compactness on the quality of groundwater. Dominating in the area covered by the study is light soil (clayey sand) whereas the south-western part of the object contains deposits of medium clay characterized by a greater firmness.

The examination showed substantial differences in the pollution of groundwater, especially with nitrates, depending on the firmness of soil. Nitrate nitrogen content in groundwater on the permeable soil was decidedly higher than on the compact soil and exceeded the value admissible for class IV quality of groundwater. Average rise in nitrate contents in groundwater on compact soil the in comparison with the area not fertilized was slight and caused changes in their class of quality. Fertilization with liquid manure did not cause any change in the groundwater quality due to potassium and phosphorus content. Dr inŜ. Maria Strzelczyk Instytut Melioracji i UŜytków Zielonych w Falentach Dolnośląski Ośrodek Badawczy we Wrocławiu ul. Berlinga 7 51-209 WROCŁAW e-mail: [email protected]

ZESZYTY PROBLEMOWE POSTĘPÓW NAUK ROLNICZYCH 2008 z. 533: 377-384 ZAWARTO ŚĆ WĘGLA I AZOTU W WYCI ĄGACH Z RÓśNYCH MATERIAŁÓW ORGANICZNYCH Beata Wiśniewska, Dorota Kalembasa Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolniczej, Akademia Podlaska w Siedlcach Wstęp

Do powszechnie znanych i stosowanych na świecie metod przeróbki i osta-tecznego usuwania odpadów organicznych naleŜy ich unieszkodliwianie, czyli poddawanie obróbce, mającej na celu zmianę cech fizycznych, chemicznych oraz biologicznych [KOSTECKA 1996, KALEMBASA, KALEMBASA 1997].

Komposty i wermikomposty otrzymywane z osadów ściekowych z dodatkiem róŜnych organicznych materiałów odpadowych zawierają znaczne ilości składników pokarmowych dla roślin oraz związki próchniczne [KALEMBASA i in. 1993]. Ilość i formy węgla w związkach organicznych w duŜym stopniu decydują o szybkości przebiegu procesów mineralizacji i immobilizacji składników pokarmowych [KALEMBASA 1996b]. Składniki pokarmowe w wermikompostach znajdują się częściowo w formie mineralnej, a częściowo w organicznej, z której stopniowo są uwalniane w wyniku procesu mineralizacji. Proces wermikompostowania wpływa równieŜ na poprawę jakości substancji organicznej, szczególnie na zwiększenie w niej udziału związków humusowych.

Celem przeprowadzonych badań było określenie zawartości organicznych związków węgla i azotu w wermikompostach i świeŜych materiałach organicznych, poprzez analizę frakcyjną z uŜyciem róŜnych odczynników ekstrakcyjnych. Materiał i metody badań Badaniami objęto następujące materiały organiczne: A - obornik bydlęcy świeŜy (100%); B - kompost z obornika bydlęcego (100%), kompostowany 2 miesiące (m-ce); C - kompost z obornika bydlęcego (100%), kompostowany 4 m-ce; D - wermikompost z obornika bydlęcego (100%), wermikompostowany 2 m-ce; E - wermikompost z obornika bydlęcego (100%), wermikompostowany 4 m-ce; F - świeŜa mieszanina osadu ściekowego (75%) i torfu (25%); G - wermikompost z osadu ściekowego (75%) i torfu (25%), wermikompostowany 2

m-ce; H - wermikompost z osadu ściekowego (75%) i torfu (25%), wermikompostowany 4

m-ce;

B. Wiśniewska, D. Kalembasa

378

I - świeŜa mieszanina osadu ściekowego (75%), torfu (12,5%) i kurzeńca (12,5%); J - wermikompost z osadu ściekowego (75%), torfu (12,5%) i kurzeńca (12,5%),

wermikompostowany 2 m-ce; K - wermikompost z osadu ściekowego (75%), torfu (12,5%) i kurzeńca (12,5%),

wermikompostowany 4 m-ce.

Głównymi substratami do produkcji kompostów i wermikompostów były obornik bydlęcy (świeŜy), osad ściekowy z mechaniczno-biologicznej oczyszczalni ścieków komunalnych w Siedlcach, torf wysoki oraz kurzeniec od kur niosek. Po wstępnym przygotowaniu materiały wymieszano w odpowiednich stosunkach i poddano procesowi kompostowania oraz wermikompostowania - przy udziale dŜdŜownicy Eisenia fetida (SAV).

Wermikomposty wykorzystane w niniejszych badaniach otrzymano stosując technologię podaną w patencie KALEMBASA i in. [1995]. W warunkach laboratoryjnych (temp. 20-25°C), odpowiednie mieszaniny organiczne umieszczono w skrzynkach o pojemności 20 dm-3 i nawilŜano w celu utrzymania optymalnej wilgotności 70-75% wagowych. Po kilku dniach wstępnego rozkładu (w celu usunięcia nadmiaru amoniaku), doprowadzono podłoŜa (za pomocą węglanu wapnia) do pH 6,8-7,2. Do tak przygotowanych podłoŜy wprowadzono dŜdŜownice Eisenia fetida. Po upływie 2 i 4 miesięcy wermikompostowania dŜdŜownice usunięto, a otrzymane wermikomposty wykorzystano do dalszych badań. Próbki wszystkich materiałów organicznych wysuszono w temperaturze 105°C, rozdrobniono i poddano ekstrakcji: zimną i gorącą wodą, 5% K2SO4, 0,05 mol⋅dm-3 NaHCO3 i 0,1 mol⋅dm-3 NaOH (odczynniki ekstrakcyjne o zwiększającym się stopniu alkalizacji), zachowując stosunek wermikompostu (s.m.) do odczynnika 1 : 10 [KALEMBASA 1996a, 1996b]. Ekstrakcję prowadzono dla kaŜdego odczynnika oddzielnie: w wodzie zimnej przez 60 minut, w wodzie gorącej i w pozostałych ekstrahentach przez 30 minut.

W otrzymanych wyciągach z kompostów, wermikompostów i świeŜych ma-teriałów wyjściowych oznaczono: - węgiel w związkach organicznych (C org.) w suchym materiale, metodą

oksydacyjno-miareczkową [KALEBASA, KALEMBASA 1992]; - azot w materiale świeŜym, w wyniku mineralizacji ze stęŜonym kwasem

siarkowym(VI) i dwuchromianem potasu, a następnie destylacji amoniaku. Istotność róŜnic w zawartości węgla i azotu w badanych wyciągach oceniono stosując analizę wariancji (test Fishera-Snedecora), a wartość NIR testem Tukey’a. Wyniki badań i dyskusja

Analizę frakcyjną z zastosowaniem odczynników ekstrakcyjnych o róŜnym stęŜeniu jonów wodorowych i wodorotlenowych zastosowano w celu określenia stopnia przyswajalności składników pokarmowych zawartych w wermikompostach. Ten sposób frakcjonowania opiera się na załoŜeniu, Ŝe roztwory ekstrakcyjne o mniejszym stęŜeniu ekstrahują bardziej przyswajalne formy składników pokarmowych.

W wyniku ekstrakcji zimną wodą najmniejsze ilości węgla w związkach organicznych, w stosunku do C całkowitego, przeprowadzono do roztworu ze świeŜego obornika (A) - 2,14%; najwięcej z kompostowanego 2 m-ce obornika (B) - 10,7% i obornika kompostowanego 4 m-ce (C) 9,75% (tab. 1). Z wermikompostów otrzymanych na bazie osadu ściekowego (G, H, J, K) wyekstrahowano średnio nieco mniej węgla (6,54%) niŜ z obornika wermikompostowanego (średnio 6,98%). Tabela 1; Table 1 Zawartość węgla w związkach organicznych (g⋅kg-1 s.m.),

ZAWARTOŚĆ WĘGLA I AZOTU W WYCIĄGACH ...

379

w róŜnych wyciągach z obornika świeŜego i kompostowanego oraz z wermikompostów The content of carbon in organic compounds (g⋅kg-1 DM), in different extracts from fresh FYM, composts and vermicomposts

Materiał organiczny*

Organic materials

Węgiel

całkowity Total

carbon

Węgiel związków organicznych w wyciągach

Carbon in organic compounds and extracts

H2O

zimna; cold

H2O

gorąca; hot

5%

K2SO4

0,05 M

NaHCO3

0,1 M NaOH

A

391

8,40

2,14**

40,2

10,3**

25,8

6,58**

35,7

9,11**

58,9

15,0**

B

336

36,0 10,7

38,0 11,3

15,1

4,49

22,5

6,69

55,4 16,5

C

384

38,0

9,75

38,6

9,91

17,0

4,36

25,4

6,52

79,5 20,4

D

361

24,0

6,65

38,0 10,5

21,2

5,87

25,0

6,93

53,0 14,6

E

345

25,2

7,30

16,2

4,69

18,6

5,39

20,9

5,94

78,6 22,2

F

289

16,7

5,78

39,0 13,5

15,8

5,47

22,8

7,89

72,8 25,2

G

261

30,6 11,7

22,1

8,47

13,6

5,21

14,5

5,56

47,5 18,2

H

260

15,5

5,95

29,7 11,4

14,4

5,53

20,1

7,71

25,2

9,59

I

264

30,4 11,5

25,0

9,48

19,7

7,47

33,4 12,7

41,0 15,5

J

249

9,10 3,66

24,0

9,65

16,5

6,64

18,4

7,40

4,20 1,69

K

251

12,2

4,86

21,4

8,52

16,6

6,61

8,80 3,50

33,0 13,2

Średnia; Mean

309

22,4 7,25

30,2

9,77

17,7 5,73

22,5 7,28

49,9 16,1

NIR0,05; LSD0.05

4,15

1,42

1,61

1,46

1,11

1,13

** C całk. (%); total C (%) * materiał organiczny; organic materials A obornik bydlęcy świeŜy (100%); catlle fresh farmyard manure (100%) B kompost z obornika bydlęcego (100%), kompostowany 2 m-ce; compost produced from catlle

farmyard manure (100%), composted for 2 months C kompost z obornika bydlęcego (100%), kompostowany 4 m-ce; compost produced from catlle

farmyard manure (100%), composted for 4 months D wermikompost z obornika bydlęcego (100%), wermikompostowany 2 m-ce; vermicomposts produced

from catlle farmyard manure (100%), vermicomposted for 2 months E wermikompost z obornika bydlęcego (100%), wermikompostowany 4 m-ce; vermicomposts produced

from catlle farmyard manure (100%), vermicomposted for 4 months F świeŜa mieszanina osadu ściekowego (75%) i torfu (25%); fresh mixture prepared from waste

activated sludge (75%) and peat (25%) G wermikompost z osadu ściekowego (75%) i torfu (25%), wermikompostowany 2 m-ce; vermicompost

produced from waste activated sludge (75%) and peat (25%), vermicomposted for 2 months H wermikompost z osadu ściekowego (75%) i torfu (25%), wermikompostowany 4 m-ce; vermicompost

produced from waste activated sludge (75%) and peat (25%), vermicomposted for 4 months I świeŜa mieszanina osadu ściekowego (75%), torfu (12,5%) i kurzeńca (12,5%); fresh mixture

prepared from waste activated sludge (75%), peat (12.5%) and from laying hen droppings (12.5 %) J świeŜa mieszanina osadu ściekowego (75%), torfu (12,5%) i kurzeńca (12,5%), wermikompostowany

2 m-ce; vermicompost produced from waste activated sludge (75%), peat (12.5%) and from laying


380

hen droppings (12.5%), vermicomposted for 2 months K wermikompost z osadu ściekowego (75%), torfu (12,5%) i kurzeńca (12,5%), wermikompostowany 4

m-ce; vermicompost produced from waste activated sludge (75%), peat (12.5%) and from laying hen droppings (12.5%) vermicomposted for 4 months

Z większości badanych materiałów organicznych gorąca woda wyekstrahowała

(średnio) więcej węgla (9,77%) niŜ woda zimna (7,25%); więcej z wermikompostów otrzymanych na bazie osadu ściekowego (9,51%) niŜ wermikompostów z obornika (7,60%); więcej ze świeŜego obornika niŜ z obornika wermikompostowanego (średnio 7,60%).

Średnio dla wszystkich analizowanych materiałów organicznych 5% K2SO4 wyekstrahował najmniej węgla związków organicznych (5,73%), w porównaniu z innymi ekstrahentami, i wartości te były stosunkowo najmniej zróŜnicowane (4,36-7,47%). Najmniej węgla tej frakcji zanotowano w oborniku kompostowanym (B i C - 4,49 i 4,36%), a najwięcej ze świeŜej mieszaniny osadu, torfu i kurzeńca (I) - 7,47%.

W wyniku ekstrakcji 0,05 M NaHCO3 wymyto średnio nieznacznie więcej węgla (7,28%) niŜ zimną wodą i 5% K2SO4 (5,73%); nieco więcej z wermikompostów obornikowych (C, D - 6,52%), niŜ wermikompostów na bazie osadu ściekowego (G, H, J, K - 6,04%); więcej z wermikomopostów z osadu i torfu (6,63%), niŜ z osadu, torfu i kurzeńca (5,45%). Najwięcej tym roztworem wyekstrahowano węgla związków organicznych ze świeŜej mieszaniny osadu, torfu i kurzeńca (I - 12,7%) oraz świeŜego obornika(A - 9,11%).

0,1 mol⋅dm-3 NaOH wyekstrahował największe ilości organicznych związków węgla z badanych materiałów organicznych, w porównaniu z innymi ekstrahentami. Więcej węgla związków organicznych (średnio) wyekstrahowano z kompostów (B, C - 18,5%) i wermikompostów obornikowych (D, E - 18,4%), niŜ wermikompostów na bazie osadu ściekowego (G, H J, K - 10,7%); więcej ze świeŜych mieszanin (F, I - 20,4%) i świeŜego obornika (A - 15,0%), niŜ z kompostów i wermikompostów (14,5%), przy średniej dla wszystkich badanych materiałów 16,1%.

Obliczone wartości współczynników korelacji między całkowitą zawartością węgla w związkach organicznych a ilością węgla w wyciągu gorącej wody, 5% K2SO4 i 0,1 mol⋅dm-3 NaOH wynosiły odpowiednio: r = +0,60*, r = +0,61*, r = 0,72*.

Zimna woda ekstrahuje głównie monocukry (np. glukozę), a woda gorąca prawdopodobnie dwu- i wielocukry (np. sacharozę i skrobię), co potwierdzają wcześniej przeprowadzone badania na wermikompostach otrzymanych z innych materiałów organicznych [KALEMBASA 1996a, 1996b]. Ekstrakcja zimną wodą miała takŜe na celu wykazanie moŜliwości wymywania składników pokarmowych w czasie ciągłego podlewania wermikompostów, zwłaszcza w gorące, letnie miesiące, w trakcie ich produkcji (jeśli zostanie przekroczona ich zdolność retencji) [KALEMBASA 2000]. Tabela 2; Table 2 Zawartość azotu w związkach organicznych (g⋅kg-1 s.m.) w róŜnych wyciągach z obornika świeŜego, kompostowanego oraz z wermikompostów The content of nitrogen in organic compounds (g⋅kg-1 DM), in different extracts from fresh FYM, composted and vermicomposted

Materiał organiczny *

Organic materials *

Azot ogólny

Total nitrogen

Azot w wyciągach; Nitrogen in extracts

H2O

zimna; cold

H2O

gorąca; hot

5%

K2SO4

0,05 M

NaHCO3

0,1 M NaOH


381

A 22,5 3,25 14,4**

4,52 20,1**

2,13 9,47**

2,64 11,7**

8,30 36,6**

B

24,0

4,11 17,1

4,06 16,9

3,34 13,9

4,11 17,1

7,21 30,0

C

19,4

4,14 21,3

5,47 28,2

4,37 22,5

3,42 17,6

5,60 28,8

D

20,6

3,52 17,1

4,09 19,8

2,11 10,2

5,18 25,1

8,00 38,8

E

26,5

2,07 7,81

2,73 10,3

1,62 6,11

1,57 5,92

4,46 16,8

F

48,8

5,20 10,6

7,00 14,3

4,07 8,34

4,21 8,62

11,0 22,5

G

43,4

4,50 10,4

5,28 12,2

1,58 3,64

3,70 8,52

5,60 12,9

H

33,6

2,33 6,93

5,60 16,7

1,65 4,91

3,18 9,46

5,77 17,2

I

47,6

5,46 11,5

5,95 12,5

4,42 9,28

3,27 6,87

10,2 21,4

J

41,0

4,33 10,5

5,38 13,1

3,72 9,05

4,66 11,3

8,23 20,0

K

28,8

2,90 10,1

3,75 13,0

3,21 11,1

3,23 11,2

7,52 26,1

Średnia; Mean

32,4

3,80 12,5

4,89 16,1

2,92 9,87

3,56 12,1

7,44 24,6

NIR0,05; LSD0.05

1,40

0,64

0,85

1,07

0,66

0,67

** N całk. (%); total N (%) * materiał organiczny (objaśnienia jak pod tabelą 1); organic materials (explanations see Table 1)

Ilość wyekstrahowanego azotu w wyciągach z badanych materiałów organi-cznych układała się podobnie jak zawartość węgla (tab. 2). Największe ilości (średnio) azotu wyekstrahowano 0,1 mol⋅dm-3 NaOH (24,6%), następnie gorącą wodą (16,1%), zimną wodą (12,5%), 0,05 mol⋅dm-3 NaHCO3 (12,1%), a najmniejsze 5% K2SO4 (9,87%). Zastosowane roztwory wyekstrahowały więcej azotu niŜ węgla. Zimna woda wyekstrahowała więcej azotu (średnio) z kompostów (B, C - 19,2%) i wermikompostów (D, E - 12,5%) obornikowych oraz ze świeŜego obornika (A-14,4%), a mniej ze świeŜych mieszanin (F, J - 11,0%), wermikompostów z osadu, torfu i kurzeńca (J, K - 10,3%) oraz osadu i torfu (G, H - 8,67).

Więcej azotu wyekstrahowano gorącą niŜ zimną wodą; więcej takŜe z kompostów ( B, C - 22,6%) i wermikompostów obornikowych (D, E - 15,1%) oraz z obornika świeŜego (A - 20,1%), a mniej z wermikompostów na bazie osadu ściekowego (G, H, J, K - 13,8%) oraz świeŜych mieszanin osadu z komponentami (F, J - 13,4%). Roztwór K2SO4 wyekstrahował najwięcej (średnio) azotu z kompostów obornikowych (B, C - 18,2%), a zwłaszcza z 4-miesięcznego (22,5%); znacznie mniej z obornika świeŜego (9,47%) i z wermikompostów obornikowych (D, E - 8,16%), a takŜe z wermikompostów na bazie osadu ściekowego (7,18%) oraz ze świeŜych mieszanin (8,81%).

Najwięcej azotu (średnio) wyekstrahowano 0,05 M NaHCO3 takŜe z kompostów (17,4%) i wermikompostów (15,5%) obornikowych, mniejsze ze świeŜego obornika (11,7%) oraz z wermikompostów z udziałem osadu ściekowego (10,1%), a najmniej ze świeŜych mieszanin osadu z komponentami (7,74%).

Roztwór 0,1 M NaOH wyekstrahował najwięcej azotu (średnio) ze świeŜego


382

obornika (36,6%), a takŜe z kompostów (29,4%) i wermikompostów obornikowych (27,8%), zwłaszcza 2-miesięcznego (38,8%), a mniej ze świeŜych mieszanin (22,0%) oraz z wermikompostów z udziałem osadu ściekowego (19,0%), zwłaszcza z dodatkiem kurzeńca (J, K - 23,0%).

Pomiędzy całkowitą zawartością azotu a zawartością azotu w wyciągach zimnej i gorącej wody wartości współczynnika korelacji wynosiły: r = +0,61* i r = +0,68*. Wnioski 1. Roztwory uŜyte do ekstrakcji węgla i azotu z róŜnych materiałów organicznych

moŜna ułoŜyć w następującym szeregu skuteczności: 0,1 M NaOH >H2O gorąca > H2O zimna = 0,05 M NaHCO3 > %K2SO4.

2. Zastosowane roztwory wyekstrahowały z uŜytych materiałów organicznych więcej azotu niŜ węgla. Najsilniejszy roztwór 0,1 M NaOH wydzielił więcej tych pierwiastków z kompostów i wermikompostów obornikowych oraz z obornika świeŜego, niŜ z wermikompostów otrzymanych na bazie osadu ściekowego i świeŜych materiałów wyjściowych, z których powstały te wermikomposty.

3. Podlewanie zimną wodą kompostowanych i wermikompostowanych materiałów organicznych moŜe powodować wymywanie pewnej ilości związków węgla i azotu, jeśli przekroczy się zdolność ich retencji.

4. Na zawartość węgla związków organicznych i azotu ogólnego korzystniej wpłynęło, przewaŜnie, kompostowanie 2 miesięczne oraz wermikompostowanie 4 miesięczne; w przypadku materiałów z udziałem osadów ściekowych nie stwierdzono jednoznacznie tego wpływu czasowego.

Literatura KALEMBASA D. 1996a. Zawartość azotu w wyciągach z wermikompostów. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 437: 235-239.

KALEMBASA D. 1996b. Zawartość węgla związków organicznych i glukozy w wyciągach z wermikompostów. Zesz Probl. Post. Nauk Roln. 437: 241-247.

KALEMBASA D. 2000. Charakterystyka wermikompostów i ich przemiany w utworach piaszczystych. Rozprawy Nauk. AP w Siedlcach 59: 5-85.

KALEMBASA D., KALEMBASA S., M AKOWIECKI K., GODLEWSKA A. 1993. Zawartość węgla i azotu w wyciągach alkalicznych biohumusów uzyskanych z odpadów organicznych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 409: 167-174.

KALEMBASA S., KALEMBASA D. 1992. A quick method for the determination of C/N ratio in mineral soils. Polish J. Soil Sci. 25(1): 41-46.

KALEMBASA S., KALEMBASA D. 1997. Wybrane chemiczne i biologiczne metody przeróbki osadów ściekowych. Biotechnologia 36(1): 51-54.

KALEMBASA S., KALEMBASA D., KANIA R. 1995. Sposób utylizacji osadów z biologicznych oczyszczalni ścieków. PL 167663 B1.

KOSTECKA J. 1996. Wybrane cechy wermikompostów produkowanych z osadów ście-kowych. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 437: 259-265.


383

Słowa kluczowe: kompost, wermikompost, węgiel, azot Streszczenie

Obornik świeŜy, kompostowany i wermikompostowany oraz mieszaniny osadu ściekowego z dodatkiem torfu oraz kurzeńca a takŜe wermikomposty z tych materiałów poddano ekstrakcji zimną i gorącą H2O, roztworem 5 %K2SO4, 0,05 M NaHCO3 i 0,1 M NaOH. Zastosowane roztwory wyekstrahowały z uŜytych materiałów organicznych więcej azotu niŜ węgla. Najsilniejszy roztwór 0,1 M NaOH wydzielił więcej tych pierwiastków z kompostów i wermikompostów obornikowych oraz obornika świeŜego, niŜ z wermikompostów otrzymanych na bazie osadu ściekowego i świeŜych materiałów wyjściowych z których powstały te wermikomposty. Kompostowanie obornika przez 2 miesiące oraz wermikompostowanie przez 4 miesiące wpłynęło korzystnie na zawartość węgla związków organicznych i azotu ogólnego. Wpływu tego nie stwierdzono w przypadku materiałów z udziałem osadu ściekowego. THE CONTENT OF CARBON AND NITROGEN IN EXTRACTS FROM DIFFERENT ORGANIC MATERIALS Beata Wiśniewska, Dorota Kalembasa Department Soil Science and Plant Nutrition, Academy of Podlasie, Siedlce Key words: composts, vermicomposts, carbon, nitrogen Summary

Fresh, composted and vermicomposted farmyard manure, and the mixtures of waste activated sludge with peat and poultry litter and vermicomposts from those materials were extracted with cold and hot H2O, 5% K2SO4, 0.05 M NaHCO3 and 0.1 M NaOH solution.

The used solutions extracted from the organic materials used more nitrogen than carbon. The strongest solution 0.1 M NaOH released more of those elements from FYM composts and vermicomposts and fresh FYM than from vermicomposts obtained on the basis of sewage sludge and fresh initial materials from which vermicomposts were produced. Composting manure for 2 months and vermicomposting for 4 months favourably affected the content of carbon from organic compounds and total nitrogen. Such an effect was not noted in the case of material containing sewage sludge. Prof. dr hab. Dorota Kalembasa Katedra Gleboznawstwa i Chemii Rolnej Akademia Podlaska ul. B. Prusa 14 08-110 SIEDLCE e-mail: [email protected]

Wst ęp - SGGWpolowego wysycenia gleby wod ą przy warto ści potencjału w kPa -15,54 (odpowiednio...

Documents

Transcript of Wst ęp - SGGWpolowego wysycenia gleby wod ą przy warto ści potencjału w kPa -15,54 (odpowiednio...