Załącznik nr 2 - SGGWwobiak.sggw.pl/wp-content/uploads/2014/05/Autoreferat3.pdfSæbø i in. 2012,...

Załącznik nr 2

AUTOREFERAT

dr inż. Arkadiusz Przybysz Samodzielny Zakład Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa

Wydział Ogrodnictwa, Biotechnologii i Architektury Krajobrazu Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie

ul. Nowoursynowska 159 02-776 Warszawa

[email protected] 22 59 320 96

Załącznik 2. Autoreferat dr inż. Arkadiusz Przybysz

1

1. Imię i Nazwisko: ARKADIUSZ PRZYBYSZ 2. Posiadane dyplomy, stopnie naukowe/artystyczne: Magister inżynier ogrodnictwa, 2005 r. Praca magisterska pt. „Transgeniczne rośliny ogórka (Cucumis sativus L.) z konstrukcją genową: 35S::cDNA taumatyny II” wykonana w Katedrze Genetyki, Biotechnologii i Hodowli Roślin; Wydział Ogrodnictwa i Architektury Krajobrazu (obecnie Wydział Ogrodnictwa, Biotechnologii i Architektury Krajobrazu); Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. W pracy tej wykorzystując metodę western blot wykazałem wysoką akumulację słodkiego białka taumatyny w transgenicznych ogórkach pokolenia T4 i T5 (załącznik 4.II.A. 12). Promotor: dr hab. Maria Szwacka. Doktor nauk rolniczych w zakresie ogrodnictwa, 2009 r. Praca doktorska pt. „Biologiczne podstawy działania biostymulatora Asahi SL” wykonana w Samodzielnym Zakładzie Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa; Wydział Ogrodnictwa i Architektury Krajobrazu (obecnie Wydział Ogrodnictwa, Biotechnologii i Architektury Krajobrazu); Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie. W pracy tej podjąłem się wyjaśnienia mechanizmów działania biostymulatora Asahi SL (substancje biologicznie czynne: para-nitrofenolan sodu, orto-nitrofenolan sodu, 5-nitroguajakolan sodu), który to do momentu przeprowadzenia niniejszych badań był niepoznany, mimo że biostymulator wykorzystywany był z sukcesami od dziesięcioleci w wielu krajach i uprawach. Przeprowadzone badania obejmowały ocenę wpływu stosowania biostymulatora na: (i) wzrost i rozwój roślin, (ii) plon i parametry jakościowe plonu, (iii) wybrane procesy fizjologiczne (sprawność aparatu fotosyntetycznego, uszkodzenia błon plazmatycznych i gospodarka wodna) oraz (iv) zmianę profilu ekspresji genów (mikromacierze cDNA) u roślin rzodkiewnika pospolitego (Arabidopsis thaliana L.) i rzepaku ozimego (Brassica napus L. var. napus), rosnących w warunkach optymalnych i stresu suszy (rzodkiewnik pospolity) oraz polowych (rzepak ozimy). Biostymulator pozytywnie wpływał na objęte badaniami parametry i procesy, a przyczyną stwierdzonych zmian była modyfikacja profilu ekspresji genów. Rośliny traktowane nitrofenolami rosły i rozwijały się szybciej, a ich procesy fizjologiczne przeprowadzane były efektywniej, szczególnie, gdy rośliny rosły w warunkach stresu (załącznik 4.II.A. 10 i 11, załącznik 4.II.D.1. 3 i 4, załącznik 4.II.D.2. 1). Promotor: prof. dr hab. Helena Gawrońska. 3. Informacje o dotychczasowym zatrudnieniu w jednostkach naukowych/ artystycznych: 2010 – obecnie: adiunkt w Samodzielnym Zakładzie Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa; Wydział Ogrodnictwa, Biotechnologii i Architektury Krajobrazu; Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie.


2

4. Wskazanie osiągnięcia wynikającego z art. 16 ust. 2 ustawy z dnia 14 marca 2003 r. o stopniach naukowych i tytule naukowym oraz o stopniach i tytule w zakresie sztuki (Dz. U. nr 65, poz. 595 ze zm.): a) Tytuł osiągnięcia naukowego: Czynniki środowiskowe wpływające na akumulację zanieczyszczeń powietrza przez rośliny. b) Publikacje składające się na osiągnięcie naukowe:

1. Przybysz A., Nersisyan G., Gawroński S.W. 2019. Urban greenery removes particulate matter and trace elements from ambient air during winter. Environmental Science and Pollution Research 26(1): 473-482.

2. Hanslin H.M., Przybysz A., Slimestad R., Sæbø A. 2017. Stress acclimation and responses to moderate combinations of air contamination, drought and soil salinity in Pinus sylvestris saplings. Science of the Total Environment 593-594: 581-591.

3. Przybysz A., Sæbø A., Hanslin H.M., Gawroński S.W. 2014. Accumulation of particulate matter and trace elements on vegetation as affected by pollution level, rainfall and the passage of time. Science of the Total Environment 481: 360-369.

4. Przybysz A., Popek R., Gawrońska H., Grab K., Łoskot K., Wrochna M., Gawroński S.W. 2014. Efficiency of photosynthetic apparatus of plants grown in sites differing in level of particulate matter. Acta Scientiarum Polonorum. Hortorum Cultus 13(1): 17-30.

Publikacje tworzące dzieło wyróżnione są w tekście autoreferatu pogrubieniem czcionki. c) omówienie celu naukowego/artystycznego ww. pracy/prac i osiągniętych wyników

wraz z omówieniem ich ewentualnego wykorzystania:

Rozwijającemu się przemysłowi oraz zwiększającemu się zapotrzebowaniu na energię i usługi transportowe towarzyszy wzrost zanieczyszczenia środowiska, w tym powietrza. Zanieczyszczenia powietrza stanowią ogromne zagrożenia dla zdrowia ludzi oraz obniżają komfort życia mieszkańców miast i terenów uprzemysłowionych (EEA 2015). Spośród wdychanych zanieczyszczeń do najgroźniejszych należy pył zawieszony (ang. Particulate Matter, PM) (WHO 2006, Kim i in. 2015), szczególnie ten o średnicy mniejszej niż 10 μm (PM10) (Lu i in. 2019). Pył zawieszony (zwany czasami mikropyłem) definiowany jest jako mieszanina substancji stałych i ciekłych, organicznych i nieorganicznych, pochodzących ze źródeł antropogenicznych i naturalnych (Bell i in. 2011), o średnicy aerodynamicznej zawierającej się w przedziale 0,001-100 μm (Farmer 2002). Może on powodować lub zaostrzać choroby układów oddechowego i krążenia, a w krytycznych sytuacjach prowadzić do poważnych dolegliwości zdrowotnych czy nawet śmierci (Silva i in. 2013, Kim i in. 2015). Długotrwała ekspozycja na działanie PM skraca życie Europejczyków o średnio dziesięć miesięcy, a w lokalizacjach o najwyższym zanieczyszczeniu powietrza (Nizina Padańska, przemysłowe obszary Beneluksu i północno-zachodniej Francji, Śląsk, Zagłębie Ruhry) nawet o trzy lata (EEA 2007, EEA 2018). Zanieczyszczenie powietrza pyłem zawieszonym PM2,5 (PM mniejszy niż 2,5 μm) tylko w roku 2014 odpowiedzialne było za ponad 400 000 przedwczesnych zgonów w krajach Unii Europejskiej, z czego prawie 80% spowodowanych było chorobami układu oddechowego i rakiem płuc (EEA 2018). Polska należy do krajów najbardziej zanieczyszczonych PM w Europie (EEA 2018), a polskie miasta co roku zajmują


3

wysokie pozycje w rankingu miast Unii Europejskiej o najwyższym stężeniu PM (oraz benzo(a)pirenu – toksycznego WWA) w powietrzu (EEA 2018).

Zupełne oczyszczenie powietrza z PM jest właściwie niemożliwe. Ogromne znaczenie ma stosowanie nowych technologii w przemyśle oraz transporcie, które zmniejszają emisję PM do środowiska. Mimo, że prace nad znalezieniem skutecznego sposobu na oczyszczenie powietrza z zanieczyszczeń trwają od wielu lat (np. nawierzchnie chodnikowe pochłaniające zanieczyszczenia powietrza), to jedyną skuteczną metodą pozwalającą na redukcję ilości PM w powietrzu miejskim nadal pozostaje zastosowanie roślin. Prace nad selekcją gatunków roślin najodpowiedniejszych do tego celu i nad najefektywniejszym planowaniem zieleni miejskiej, tak aby przyczyniała się do oczyszczania miast z PM, są bardzo zaawansowane (np. Sæbø i in. 2012, Popek i in. 2013, Liu i in. 2016, Shao i in. 2019), a skuteczność roślin w akumulacji PM z powietrza potwierdzono między innymi w wielu miastach Stanów Zjednoczonych (np. Nowak i in. 2006) oraz Chin (np. Mo i in. 2015).

Pomimo dość bogatej literatury dotyczącej akumulacji PM przez rośliny, do tej pory prawie nic nie wiadomo na temat akumulacji PM poza sezonem wegetacyjnym i wpływu czynników środowiskowych na intensywność usuwania PM z powietrza. Nie w pełni wyjaśniony został wpływ PM na kondycję roślin oraz nie określono jaka część metali ciężkich zakumulowanych w liściach pochodzi z powietrza, a jaka z innych źródeł, na przykład z gleby. Dlatego też szczegółowymi celami podjętych badań były:

1. ocena zdolności roślin do akumulacji PM poza sezonem wegetacyjnym;

2. zbadanie wpływu warunków atmosferycznych, przede wszystkim opadów, na akumulację PM przez rośliny;

3. określenie wielkości akumulacji metali ciężkich z powietrza wraz z PM;

4. ocena wpływu PM na rośliny rosnące w warunkach miejskich;

5. zbadanie wpływu suszy i zasolenia na akumulację PM przez rośliny.

Prace realizowane były w latach 2010-2019 i finansowane przez: a. Norweski Mechanizm Finansowy, Fundusz Stypendialny i Szkoleniowy (FSS), w ramach

projektu stypendialnego „Ocena wybranych gatunków roślin zimozielonych do akumulacji pyłów zawieszonych z powierza”, którego byłem kierownikiem (09.2011);

b. Norweski Mechanizm Finansowy, Fundusz Stypendialny i Szkoleniowy (FSS), w ramach projektu stypendialnego „Akumulacja pyłów zawieszonych przez rośliny Pinus sylvestris L. rosnące w warunkach stresów miejskich”, którego byłem kierownikiem (01-06.2011);

c. Norweski Mechanizm Finansowy, Fundacja Polsko-Norweska, w ramach projektu badawczego „Phytoremediation of air pollution as a tool of human health risk reduction” (PNRF-193-AI-1/07, #13/2008), którego byłem wykonawcą (projekt realizowany w latach 2008-2011);

d. Europejski Program Współpracy Naukowo-Technicznej (Cost Action FP 1204), w ramach współpracy Polsko – Armeńskiej (rok 2017).

W klimacie umiarkowanym stężenia PM w powietrzu są szczególnie wysokie w

okresie zimowym, kiedy to ich emisja ze źródeł antropogenicznych jest zwiększona z powodu konieczności ogrzewania budynków i intensywniejszego ruchu ulicznego, często


4

powiązanego z podwyższonym spalaniem paliw w niższych temperaturach (Majewski i in. 2011, Chen i in. 2017). Zwiększenie zanieczyszczenia powietrza zimą związane jest również z występującymi lokalnie niekorzystnymi zjawiskami meteorologicznymi, takimi jak: bardzo niska temperatura, mgły, mała prędkość wiatru czy inwersja termiczna (wzrost temperatury wraz z wysokością oraz brak pionowego mieszania się powietrza w atmosferze – zanieczyszczenia zatrzymywane są wtedy blisko powierzchni ziemi) (Juda-Rezler i in. 2011). Poza zwiększonym stężeniem PM w okresie zimowym, kolejnym niekorzystnym zjawiskiem jest zmiana składu PM emitowanego poza sezonem wegetacyjnym, który w dużej mierze składa się wtedy ze związków o wysokiej toksyczności pochodzących ze spalania paliw kopalnych (Dimitrio i Kassomenos 2017). Wyniki pomiarów jakości powietrza wykonane przez Główny Inspektorat Ochrony Środowiska (GIOŚ) w czasie prowadzenia badań w ramach niniejszego opracowania (styczeń – luty 2017) wykazały, że stężenia PM w okresie zimowym często przekraczają dopuszczalne normy dla PM2,5 (norma roczna: 25 µg m-3) oraz PM10 (norma roczna: 40 µg m-3, norma 24 godzinna: 50 µg m-3). Stężenia PM w powietrzu wyraźnie rosły wraz ze spadkiem temperatury poniżej 0oC (Przybysz i in. 2019). Korelacja pomiędzy stężeniami PM2,5 i PM10 w powietrzu a temperaturą była jednak tylko nieznacznie negatywna (r = -0,312 oraz r = -0,340, odpowiednio dla PM2,5 i PM10), co może być wytłumaczone tym, że wzrost stężenia PM w najchłodniejsze dni związany był przede wszystkim z indywidualnym ogrzewaniem domów, z którego emisja PM jest najczęściej opóźniona o kilkanaście godzin w stosunku do obniżenia temperatury (konieczność uruchomienia urządzeń grzewczych i kumulacja zanieczyszczeń w powietrzu) (Przybysz i in. 2019).

Skuteczność roślin, szczególnie liściastych drzew i krzewów, w usuwaniu PM z powietrza została już potwierdzona (np. Sæbø i in. 2012, Popek i in. 2013). Lista gatunków drzew i krzewów, które pełnią różne funkcje ekologiczne w miastach, w tym mogących skutecznie akumulować PM z powietrza, została opublikowane w opracowaniu „Species-specific information for enhancing ecosystem services”, którego jestem jednym z współautorów (Samson i in. 2017). Dotychczasowe badania koncentrowały się jednak wyłącznie na sezonie wegetacyjnym i dotyczyły przede wszystkim roślin liściastych, zrzucających liście jesienią (np. Sæbø i in. 2012, Popek i in. 2013). W krajach takich jak Polska, gdzie sezon wegetacyjny jest relatywnie krótki, a zanieczyszczenie PM jest najwyższe w okresie bezlistnym, wysoce uzasadnionym wydaje się poszukiwanie gatunków, które mogą skutecznie obniżać ilość PM w powietrzu także zimą. Do tego celu wykorzystane mogą być rośliny zimozielone. Wysoką przydatność roślin zimozielonych do akumulacji PM z powietrza udowodnili Beckett i in. (2000), Freer-Smith i in. (2005), Cavanagh i in. (2009), Sæbø i in. (2012) oraz Mori i in. (2015). Niestety, również w przypadku roślin zimozielonych badania prowadzone był podczas sezonu wegetacyjnego lub zaraz po jego zakończeniu, a nie w okresie zimowym, kiedy ich rola mogłaby być najważniejsza.

Spośród roślin zimozielonych na szczególną uwagę zasługują rośliny iglaste. Charakteryzują się one grubą warstwą woskową pokrywającą igły, dużą powierzchnią aktywną wynikającą z niewielkiej wielkości i nieregularnego kształtu igieł, złożoną strukturą pędów oraz zwartym kształtem korony (Freer-Smith i in. 2005). Cechy te, w połączeniu z warunkami powodującymi zwiększenie turbulencji powietrza wewnątrz i w bezpośrednim sąsiedztwie korony drzew, przyczyniają się do bardzo wysokiej zdolności przechwytywania zanieczyszczeń powietrza przez rośliny iglaste (Bunzl i in. 1989). Niestety, gatunki te zachowując igły zwykle przez dłużej niż jeden rok, stają się tak wydajne w zatrzymywaniu


5

zanieczyszczeń, że mogą zostać uszkodzone lub/i zamierać z powodu zbyt "dużego obciążenia" zanieczyszczeniami (Gawroński i in. 2017). Zanieczyszczenia powietrza mogą również obniżać ich zdolności fitoremediacyjne, na przykład poprzez uszkadzanie warstwy woskowej (Burkhardt i Pariyar 2014), co pośrednio wykazane zostało także w pracy Przybysz i in. (2019), gdzie ilość wosków u Pinus nigra Arn. znacząco różniła się pomiędzy powtórzeniami biologicznymi, prawdopodobnie w wyniku zimowych uszkodzeń i braku możliwości regeneracji wosku epikutikularnego w okresie poza sezonem wegetacyjnym. Dlatego też do celów fitoremediacyjnych należy stosować rośliny iglaste z gatunków tolerancyjnych na zanieczyszczenia powietrza (np. Taxus baccata L. oraz P. nigra Arn.), natomiast bardziej wrażliwe gatunki powinny być sadzone w odpowiedniej odległości od źródła emisji zanieczyszczeń (Sæbø i in. 2012). Innym rozwiązaniem może być wykorzystanie wiecznie zielonych roślin liściastych (np. Hedera helix L.) lub roślin, które utrzymują obumarłe zeszłoroczne liście przez okres zimowy (np. Carpinus betulus L. oraz Quercus rubra L.) (Przybysz i in. 2014a, 2019). Oczywiści rośliny te powinny również w różnym zakresie pełnić ważne funkcje ekologiczne (np. regulacja mikroklimatu, poprawa jakości gleby, sekwestracja CO2, retencja wody opadowej, źródło pożywienia dla zapylaczy i ptaków), tolerować trudne warunki środowiskowe (np. susza, zasolenie, pH, ubicie gleby, niska i wysoka temperatura, choroby, szkodniki) oraz nie stanowić zagrożenia dla mieszkańców miast (np. alergenność, toksyczność, emisja lotnych związków organicznych) (Samson i in. 2017).

W pracach Przybysz i in. 2014a oraz Przybysz i in. 2019 wykorzystałem metodę oznaczania PM na powierzchni roślin opracowaną w Samodzielnym Zakładzie Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa (SZPPO) SGGW (Dzierżanowski i in. 2011), która pozwala na określenie akumulacji PM w trzech frakcjach wielkości (0,2-2,5; 2,5-10; 10-100 µm) i dwóch kategoriach (PM powierzchniowe, relatywnie łatwo zmywane przez deszcz oraz PM trwale zatrzymane w woskach). Wykazałem, że rośliny iglaste Pinus sylvestris L., P. nigra Arn., i T. baccata L., zimozielone pnącze H. helix L. oraz utrzymujący obumarłe liście na zimę C. betulus L. akumulują PM na powierzchni liści/igieł w okresie zimowym, ale efektywność tego procesu była bardzo różna u badanych gatunków. Najskuteczniejszymi okazały się dwa gatunki sosny: P. nigra Arn. i P. sylvestris L., a najmniej PM zakumulowanych zostało na liściach C. betulus L. (Przybysz i in. 2014a, Przybysz i in. 2019). Wysoka akumulacja PM korespondowała dobrze z wielkością warstwy woskowej na liściach/igłach (sprzyja ona zatrzymywaniu PM o lipofilnym charakterze), która była największa u gatunków najefektywniej wyłapujących PM z powietrza (sosny i cis). Najniższa akumulacja PM przez C. betulus L. może być tłumaczona tym, że analizie poddane były liście wytworzone w zeszłorocznym sezonie wegetacyjnym, które mimo że obumarłe, wciąż utrzymywały się na roślinie (Przybysz i in. 2019). Warstwa wosku na liściach C. betulus L. została mechanicznie uszkodzona przez trudne warunki pogodowe (niska temperatura zimą, opady deszczu i śniegu, silny wiatr, uszkodzenia mechaniczne), a spoczynek roślin w jesiennych i zimowych miesiącach poprzedzających badania uniemożliwił jej regenerację. Z tego też powodu C. betulus L. w okresie zimowym powinien być traktowany raczej jako fizyczna bariera uniemożliwiająca dalsze rozprzestrzenianie się zanieczyszczeń, a nie gatunek odpowiedzialny za trwałą neutralizację PM. Gatunkiem, który również akumulował stosunkowo mało PM był H. helix L. (Przybysz i in. 2014a). Badane pnącze wydaje się jednak bardzo dobrym wyborem do miejsc, gdzie nie mogą być sadzone gatunki wymagające dużej przestrzeni (np. duże drzewa) lub gdzie stężenie zanieczyszczeń powietrza jest wyższe


6

niż w lokalizacjach objętych badaniami w mojej pracy (Sternberg i in. 2010). W pracach Przybysz i in. 2014a i Przybysz i in. 2019 wykazano że, akumulacja PM przez igły P. nigra Arn., P. sylvestris L. i T. baccata L. była zdecydowanie wyższa niż w większości prac, w których zastosowano te same lub podobne metody badawcze (np. Sæbø i in. 2012, Popek i in. 2013) i była zależna od stopnia zanieczyszczenia lokalizacji, w której rosły rośliny (Przybysz i in. 2014a). Zależność wielkości akumulacji PM przez rośliny od odległości od źródła emisji stwierdzona została także w pracy Przybysz i in. (2014b) oraz w pracach innych autorów (np. Beckett i in. 2000, Freer-Smith i in. 2005, Popek i in. 2015). Duża akumulacja zanieczyszczeń notowana u obu sosen i T. baccata L. związana jest również z tym, że skutecznie wiążą one PM nie tylko na powierzchni igieł, ale również pędów. U P. sylvestris L. wielkość akumulacji PM na pędach była porównywalna do tej na igłach, ale co bardzo ważne, pędy zatrzymywały więcej najdrobniejszych i najniebezpieczniejszych PM (0,2-2,5 µm) niż igły (Przybysz i in. 2014a). O potencjalnym znaczeniu pędów w akumulacji PM z powietrza wiadomo do tej pory niewiele (Freer-Smith i in. 2003, Xu i in. 2019), a ich rola jest zazwyczaj niedoceniana. W pracy Przybysz i in. (2014a) wykazano również, że niezależnie od badanej lokalizacji i przebiegu pogody, ilość PM zakumulowana przez rośliny P. sylvestris L., T. baccata L. i H. helix L. sukcesywnie wzrastała w okresie pomiędzy początkiem lutego a początkiem czerwca. Wyniki te sugerują, że celowe nasadzenia roślin iglastych i/lub innych gatunków zimozielonych mogą być istotniejszym czynnikiem ograniczającym poziom zanieczyszczenia powietrza niż nasadzenia roślin liściastych. Powyższe dotyczy przede wszystkim okresu zimowego, kiedy rośliny liściaste znajdują się w fazie bezlistnej, a stężenia PM i innych zanieczyszczeń powietrza są zazwyczaj najwyższe.

U wszystkich badanych gatunków roślin PM akumulowane były zarówno na powierzchni igieł/liści jak i w woskach epikutikularnych, ale zawsze w większej ilości bezpośrednio na powierzchni liści/igieł (Przybysz i in. 2014a, Przybysz i in. 2019). Podobną zależność wykazano także w badaniach Sæbø i in. (2012), Popek i in. (2013) oraz w pracy Przybysz i in. (2014b). Badane gatunki akumulowały PM należące do każdej frakcji wielkości, ale najwięcej PM usuniętych z powietrza przez rośliny należało do PM o największej średnicy cząsteczek (10-100 µm) (Przybysz i in. 2014a, Przybysz i in. 2019). Jest to fakt znany w literaturze (np. Sæbø i in. 2012, Popek i in. 2013), ale w niniejszym opracowaniu odsetek PM o największej średnicy cząsteczek w stosunku do pozostałych PM był wyjątkowo wysoki, gdyż wynosił nawet 90% u P. nigra Arn., P. sylvestris L. oraz T. baccata L. (Przybysz i in. 2014a, Przybysz i in. 2019). Największe PM (> 10 µm) mogą być stosunkowo łatwo usunięte z powierzchni liści/igieł przez deszcze i wiatr (Przybysz i in. 2014a), dlatego też ich duże stężenie na igłach/liściach w okresie zimowym świadczy o tym, że PM poza sezonem wegetacyjnym może utrzymywać się na powierzchni roślin przez dłuższy okres czasu niż latem, co dodatkowo wzmacnia tezę, że rola roślin w oczyszczaniu powietrza w okresie zimowym może być bardzo duża, jeżeli wykorzystane do tego celu będą właściwe gatunki. Duże PM są najmniej szkodliwe dla zdrowia człowieka (choć nadal niebezpieczne), ale mogą mieć istotny wpływ na kondycję roślin poprzez negatywny wpływ na sprawność aparatu fotosyntetycznego (Przybysz i in. 2014b).

Pył zawieszony może zostać zatrzymany bezpośrednio na powierzchni liści/igieł lub, szczególnie ten o lipofilnym charakterze, może zostać trwale zdeponowany w woskach roślinnych. Wyniki wstępnych doświadczeń przeprowadzonych przez Beckett i in. (2000), Jouraeva i in. (2002) i Heerden i in. 2007 sugerują, że PM powierzchniowy może być stosunkowo łatwo zmyty z powierzchni rośliny przez opady atmosferyczne (deszcz i śnieg).


7

W przeciwieństwie do PM powierzchniowego, PM zdeponowany w woskach roślinnych jest zatrzymywany przez zdecydowanie dłuższy okres czasu, dopiero uszkodzenie i degradacja warstwy woskowej może prowadzić do jego ponownego pojawienia się w środowisku. W literaturze brak jest prac, które w pełni wyjaśniłyby jak opady atmosferyczne wpływają na los PM zakumulowanego przez rośliny, szczególnie gatunki iglaste oraz zimozielone. W pracy Przybysz i in. (2014a) rośliny P. sylvestris L., T. baccata L. i H. helix L. podzielone zostały na dwie grupy. Połowa roślin rosnąca przy często uczęszczanej drodze została osłonięta przed opadami atmosferycznymi, a pozostałe rośliny rosły w ich bardzo bliskim sąsiedztwie (takie same warunki glebowe i mikroklimatyczne oraz odległość od źródła zanieczyszczenia – intensywnie użytkowanej drogi), ale w typowych warunkach miejskich (eksponowane na opady). Uzyskane wyniki potwierdziły, że niezależnie od badanego gatunku, rośliny osłonięte przed opadami (śnieg i deszcz) akumulowały kilkukrotnie więcej PM (Przybysz i in. 2014a). Oznacza to, że każdy opad deszczu/śniegu usuwa PM z powierzchni roślin. Spośród analizowanych frakcji wielkości PM opad atmosferyczny najłatwiej zmywał PM należące do największej frakcji wielkości (10-100 µm), a najtrwalej związane z rośliną były najmniejsze i tym samym najgroźniejsze PM (0,2-2,5 µm) (Przybysz i in. 2014a). Precyzyjne analizy laboratoryjne wykazały, że symulowany opad deszczu o intensywności 20 mm jest w stanie zmyć od 30 do 40% wszystkich PM zakumulowanych na powierzchni P. sylvestris L. (Przybysz i in. 2014a). Do tej pory zdania na temat roli deszczu w zmywaniu zanieczyszczeń PM z powierzchni roślin były podzielone. Kaupp i in. (2000) oraz Wang i in. (2015) wykazali, że 20-48% wszystkich zanieczyszczeń zakumulowanych na liściach może być usunięte w wyniku działania deszczu i wiatru. Z kolei Freer-Smith i in. (2005) stwierdzili brak związku pomiędzy ilością i intensywnością opadów a wielkością akumulacji PM różnych frakcji wielkości na powierzchni roślin. Moje badania jednoznacznie pokazują, że deszcz jest jednym z najważniejszych czynników wpływających na długość zatrzymywania PM przez rośliny (Przybysz i in. 2014a).

Wiedza na temat dynamiki akumulacji PM przez rośliny w dłuższym okresie czasu, jego zmywanie z powierzchni liści/igieł przez opady atmosferyczne oraz ponowne uwolnienie do środowiska ma ogromne znaczenie dla zrozumienia oraz właściwego oszacowania wpływu roślin na jakość powietrza w miastach (Przybysz i in. 2014a). Analizy prowadzone tylko w jednym momencie sezonu wegetacyjnego (najczęściej pod jego koniec i w sytuacji kiedy woski epikutikularne roślin liściastych nie są już w pełni funkcjonalne) dają tylko fragmentaryczny obraz efektywności akumulacji PM przez badane gatunki roślin. Jeżeli duża część PM tymczasowo zakumulowanego przez rośliny jest usuwana z ich powierzchni wraz z każdym intensywniejszym opadem atmosferycznym, a zmyte PM zatrzymywane są na utwardzonych (beton, asfalt) lub innych niepokrytych roślinami powierzchniach, skąd ich ponowne zawieszenie w powietrzu jest bardzo prawdopodobne, to rola roślin w oczyszczaniu powietrza może być mniejsza niż oczekiwano. Z drugiej jednak strony, jeżeli deszcz zmywa z liści/igieł tylko najsłabiej związane PM, często te największe, najcięższe i najmniej groźne cząsteczki pyłu zawieszonego, które następnie zatrzymywane są przez rośliny rosnące niżej (trawy, rośliny zielne), to może być on traktowany jako czynnik czyszczący filtr biologiczny jakim w terenie zurbanizowanym są rośliny. Dlatego też niezwykle ważnym zagadnieniem wydaje się właściwe zaplanowanie zieleni pod drzewami i krzewami (także w ich najbliższym sąsiedztwie), która mogłyby efektywnie unieszkodliwiać PM zmyty przez deszcz z drzew i krzewów (Przybysz i in. 2014a). Taką rolę skutecznie pełnić mogą trawy oraz łąki kwietne, które obecnie oceniane są przeze mnie pod kątem zdolności akumulacji i zatrzymywania PM


8

(współpraca z fundacją „Łąka”, praca nad mieszankami antysmogowymi). Wstępne dane wskazują, że odpowiednio przygotowane łąki kwietne są zdecydowanie wartościowsze ekologicznie (pożytek dla zapylaczy, wysoka retencja wody) i są lepiej akceptowalne społecznie niż trawniki (estetyka, niewielka liczba terminów koszenia), przy jednocześnie większej akumulacji PM z powietrza. Przewiduję, że praca nad roślinami zielnymi akumulującymi PM i mieszankami antysmogowymi będzie jednym z głównych kierunków moich badań w bliskiej przyszłości. Wyniki uzyskane w pracy Przybysz i in. (2014a) wskazujące na stały wzrost ilości PM na materiale roślinnym pomiędzy lutym i czerwcem oraz największy procentowy udział PM o wielkości 10-100 µm w spłukiwanych z igieł PM (najniebezpieczniejsze drobne PM zostają na roślinie) sugerują, że deszcz, przy prawidłowo zaplanowanej zieleni miejskiej, może mieć korzystny wpływ na efektywność usuwania PM z powietrza przez rośliny. Innym kierunkiem badań, który w przyszłości będzie miał bardzo duże znaczenie praktyczne jest poznanie i następne wykorzystanie mikroorganizmów zasiedlających filosferę roślin miejskich. W pracy Weyens i in. (2015), której jestem współautorem, po raz pierwszy podsumowano stan wiedzy na temat roli mikroorganizmów w zmniejszaniu toksyczności zanieczyszczeń powietrza akumulowanych na powierzchni liści/igieł.

Skład chemiczny PM jest zróżnicowany i składa się z ponad 40 różnych grup związków chemicznych, w tym metali ciężkich (WHO 2013). Do zanieczyszczenia atmosfery metalami ciężkimi przyczynia się przede wszystkim działalność antropogeniczna (np. przemysł, ogrzewanie domowe, transport) (Shahid i in. 2017, Soleimani i in. 2018). Cząsteczki metali ciężkich po emisji do środowiska mogą być bardzo mobilne w powietrzu (Shahid i in. 2017) i mogą łatwo przyłączać się do cząsteczek PM (Eqani i in. 2016) podczas procesów spalania lub adsorpcji na powierzchni ferri-magnetycznych PM znajdujących się w atmosferze (Norouzi i in. 2016). Znaczna ilość metali ciężkich z atmosfery jest akumulowana przez liście roślin po ich mokrej i/lub suchej depozycji (Shahid i in. 2017). Potencjalny wpływ zanieczyszczeń powietrza, w tym PM, na wzrost zawartości metali ciężkich w liściach sygnalizowali już m. in. Maisto i in. (2004), Freer-Smith i in. (2005) oraz Mingorance i Rossini (2006). Uzu i in. (2010) wykazali, że nie wszystkie metale ciężkie akumulowane przez rośliny z powietrza są unieruchomione bezpośrednio na powierzchni liści, niektóre z metali ciężkich przyłączonych do PM mogą dostać się do wnętrza tkanek liści roślin i czasami nawet penetrować do innych organów. Dlatego też stężenia metali ciężkich w liściach roślin rosnących w sąsiedztwie źródeł emisji (np. dróg o dużym natężeniu ruchu) są zazwyczaj bardzo wysokie (np. Sæbø i in. 2012, Mori i in. 2015). Niestety, bardzo trudno jest udowodnić jaka część metali ciężkich została pobrana z gleby i następnie przemieszczona do liści, a jaka pochodzi ze zwiększonej akumulacji z powietrza na powierzchni liści (Sæbø i in. 2015).

W pracy Przybysz i in. (2014a) stwierdzono duże różnice w akumulacji metali ciężkich (analizy przeprowadzono z wykorzystaniem wysokorozdzielczego spektrometru ICP-MS Finnigan Element 2, ThermoFisher Scientific, Brema, Niemcy) pomiędzy badanymi gatunkami (P. sylvestris L, T. baccata L. i H. helix L.) oraz lokalizacjami (blisko drogi o dużym natężeniu ruchu: (i) stanowisko osłonięte od opadów atmosferycznych i (ii) warunki standardowe oraz (iii) stanowisko czyste, dalekie od źródeł zanieczyszczeń). Najwięcej metali ciężkich stwierdzono na pędach P. sylvestris L. Spośród badanych lokalizacji wyższymi stężeniami metali ciężkich cechowały się oba stanowiska znajdujące się przy drodze o dużym natężeniu ruchu, gdzie emisja zanieczyszczeń do powietrza i zawartości metali ciężkich w


9

glebie były bardzo wysokie (Przybysz i in. 2014a). Powyższe dotyczyło przede wszystkim metali ciężkich pochodzących z działań antropogenicznych (Cd, Pb, Cu, Zn, Sb, Ba, As, Sn, Cr, Co, Ni), związanych z transportem, spalaniem paliw oraz różnymi procesami przemysłowymi. Podobnej zależności nie stwierdzono jedynie w przypadku Fe oraz Ti. Uzyskane wyniki nie pozwalają jednoznacznie stwierdzić, jaka część metali ciężkich pochodzi z akumulacji bezpośrednio z powietrza, a jaka została pobrana przez rośliny z gleby. Badania zostały przeprowadzone jednak głównie poza sezonem wegetacyjnym, a rośliny na początku doświadczenia posadzone zostały wraz z podłożem z doniczek. Jako że początek sezonu wegetacyjnego w zachodniej Norwegii jest późny oraz cechuje się niskimi temperaturami, wzrost, rozwój i aktywność korzeni, w tym pobieranie składników mineralnych z gleby, przez większą część trwania doświadczenia nie mogły być intensywne. Mając na uwadze wyżej wymienione czynniki można założyć, że ilość metali ciężkich zakumulowanych przez liście/igły z powietrza musiała być znaczna i związana z intensywnym ruchem samochodowym (Przybysz i in. 2014a). Również Freer-Smith i in. (2005), Hovmand (2009), Gandois i Probst (2012) oraz Kocic i in. (2014) stwierdzili, że PM i metale ciężkie akumulowane na powierzchni liści odpowiadają ilościowo i jakościowo emisji zanieczyszczeń na danym terenie.

Aby móc jednoznacznie stwierdzić jaka proporcja metali ciężkich zakumulowanych przez rośliny (gatunki ważne fitoremediacyjne poza sezonem wegetacyjnym - P. nigra Arn., T. baccata L. i C. betulus L.) rosnące bezpośrednio przy drodze na pewno pochodzi z powietrza, w pracy Przybysz i in. (2019) stężenia metali ciężkich mierzono (analizy przeprowadzono z wykorzystaniem atomowej spektrometrii absorpcyjnej, AAnalyst 800, Perkin Elmer, USA) w (i) glebie w której rosły rośliny, w (ii) PM zebranym z roślin oraz w (iii) igłach/liściach pozostałych po analizie PM (po usunięciu PM). Uzyskane wyniki wykazały, że wraz z PM rośliny akumulują znaczne ilości metali ciężkich osadzonych na jego powierzchni. Stężenia czterech metali ciężkich (Ni, Pb, Cd i Sb) były wyższe w zakumulowanym przez rośliny PM, a dwóch (Zn, Cr) i nie należącego do metali ciężkich Mg w tkankach roślinnych (Przybysz i in. 2019). Metale ciężkie obecne w wyższych stężeniach w PM związane są ze źródłami antropogenicznymi, takimi jak transport, ogrzewanie oraz przemysł i są powszechnie uznane za bardzo toksyczne. Z kolei metale, które były stwierdzone przede wszystkim w materiale roślinnym, z powierzchni którego usunięto PM, wyjąwszy Cr, zaliczane są do ważnych składników odżywczych i są łatwo pobierane przez rośliny z gleby (Przybysz i in. 2019). Wyniki te są zgodne z pracą Deljanin i in. (2016), gdzie również dowiedziono, że pierwiastki pochodzenia antropogenicznego (Al, V, Cr, As, Cd i Sb) lokalizowane są głównie na powierzchni liści, a mikroelementy (Mn, Ni, Cu i Zn) akumulowane są wewnątrz liści, mimo że ich źródłem może być powietrze i gleba. W badaniach przeprowadzonych w ramach pracy Przybysz i in. (2019) pobieranie metali z gleby nie mogło być intensywne z powodu ich niskich stężeń w glebie (poniżej norm ustalonych dla terenów miejskich) i wysokiego pH gleby (>7), które nie sprzyja biodostępności metali ciężkich. Dlatego też zaskakującym wydaje się wysokie stężenie Cr w tkankach roślinnych. Chrom, podobnie jak Pb i Ni, jest dobrym indykatorem zanieczyszczenia powietrza związanego z źródłami drogowymi (Ny i Lee 2011) i trafia do atmosfery wraz z trójtlenkiem chromu oraz ścieraniem się opon samochodowych (Galvagno i in. 2002, Pastuszka i in. 2010). Jak już wcześniej zauważono, Cr należy do tych pierwiastków, które mimo, że osadzają się na roślinach, mogą przemieszczać się z powierzchni liści do wewnętrznych komórek liściowych (Uzu i in. 2010, Shahid i in. 2017).


10

Podobnie zachowywać mogą się też inne labilne metale, np. Al, Mn, Co, Ni i Zn (Gandois i Probst 2012).

Obecność metali ciężkich stwierdzono na PM każdej frakcji wielkości (0,2-2,5, 2,5-10 i 10-100 µm) zmytym z powierzchni roślin (Przybysz i in. 2019). Uśredniając wyniki uzyskane dla wszystkich gatunków roślin, wyższe stężenia Zn, Ni, Pb i Cd odnotowane były na drobnym PM (0,2-2,5 µm), a Sb w PM grubym (10-100 µm). Należy jednak podkreślić, że pomiędzy badanymi gatunkami stwierdzono duże różnice w rozkładzie metali ciężkich pomiędzy różnym frakcjami wielkości PM. Najwyższe stężenie Pb w T. baccata L. stwierdzono na PM grubym (10-100 µm), a w P. nigra Arn. na PM drobnym (0,2-2,5 µm). Tylko w przypadku Sb najwyższe stężenia zawsze notowane były na PM należącym do największej frakcji wielkości (Przybysz i in. 2019). Zdaniem Dubinskayi (1998) Cu, Cs, Zn, As, Cd i Pb w 75% znajdują się na PM mniejszym niż 2 µm (PM2), z kolei Mn i Fe są zazwyczaj związane z PM10 (pył zawieszony mniejszy niż 10 µm). Canepari i in. (2008) zademonstrowali, że metale ciężkie wytworzone w procesach antropogenicznych, np. pochodzące z emisji związanej z użytkowaniem samochodów i dróg, najczęściej spotykane są na PM drobnym (>50% całkowitej ilości Pb i Cd związane jest z frakcją PM <1 µm), natomiast Ba, Fe, Mg i Mn są głównie związane z PM grubym(> 10 µm). Wyniki uzyskane w pracy Przybysz i in. (2019) tylko częściowo potwierdzają wcześniejsze doniesienia literaturowe. Wydaje się, że poszczególne metale ciężkie nie są związane z określonymi frakcjami wielkości PM, a różnice w rozkładzie metali ciężkich między PM różnej średnicy wynikają raczej z lokalizacji, źródła emisji zanieczyszczeń, gatunku rośliny oraz terminu przeprowadzenia badań. Pinus nigra Arn., T. baccata L. i C. betulus L. znacząco różniły się stężeniami metali ciężkich w tkankach liści/igieł (Przybysz i in. 2019). Duże różnice pomiędzy różnymi gatunkami w akumulacji metali ciężkich w liściach/igłach, nawet jeśli badane rośliny rosły w tych samych lokalizacjach, stwierdzono już wcześniej (Sæbø i in. 2012, 2015, Przybysz i in. 2014a). Bardzo interesującym wynikiem uzyskanym w pracy Przybysz i in. (2019) jest natomiast odnotowanie najwyższego stężenia metali ciężkich, z wyjątkiem Sb, nie u iglastych P. nigra Arn. i T. baccata L., a u liściastego C. betulus L., w przypadku którego materiałem badawczym były liście wytworzone w poprzednim sezonie wegetacyjnym. Jest to szczególnie zaskakujące biorąc pod uwagę, że C. betulus L. zakumulował również istotnie najmniej PM spośród trzech badanych gatunków, ponad 15 razy mniej niż P. nigra Arn. Wyniki te nie potwierdzają danych uzyskanych wcześniej w pracy Przybysz i in. (2014a), gdzie wykazano bardzo wysoką akumulację metali ciężkich przez P. sylvestris L. Również Mori i in. (2015) potwierdzili wysoką efektywność roślin iglastych (Picea sitchensis Bong. i P. sylvestris L.) w akumulacji metali ciężkich. Z drugiej jednak strony, Reimann i in. (2007) wykazali, że iglasty Picea abies L. gromadzi niewielkie ilości pierwiastków śladowych (Ba, Co, La, Na, Pb, Sb i Sr) w igłach. Zdaniem autorów może to oznaczać, że najbardziej tolerancyjne gatunki roślin iglastych, do których zalicza się też badana w pracy Przybysz i in. (2019) P. nigra Arn., mają mechanizmy obronne chroniące je przed niekorzystnym działaniem zanieczyszczeń powietrza i kumulacją toksycznych jonów w tkankach. Taką rolę spełniać może odpowiednio zmodyfikowana warstwa woskowa. Innym wytłumaczeniem tego zjawiska może być niższa akumulacja metali ciężkich w igłach (np. poprzez translokację do pędów czy korzeni) u roślin, które nie zrzucają corocznie liści/igieł (Reimann i in. 2007). Wyniki pracy Przybysz i in. (2019) nie wykluczają żadnej z tych hipotez. Rośliny P. nigra Arn. pokryte są grubym nalotem woskowym, który może stanowić fizyczną barierę dla metali ciężkich. Ilość metali


11

ciężkich u roślin iglastych jest również zależna od wieku igieł. Stężenia metali ciężkich pochodzących z powietrza (np. Cd, Cu i Pb) są wysokie w młodych igłach, natomiast w przypadku starszych igieł (co najmniej rocznych), czyli w zbliżonym wieku do badanych w pracy Przybysz i in. (2019), najbardziej prawdopodobne jest ich pobranie i translokacja do innych organów lub spłukanie z powierzchni roślin przez deszcz (Gandois i Probst 2012). Wyniki te sugerują, że spośród dwóch badanych gatunków sosen, P. nigra Arn. jest gatunkiem lepiej dostosowanym do warunków miejskich niż P. sylvestris L. i może być włączona do nasadzeń w lokalizacjach miejskich o bardziej zanieczyszczonym powietrzu (Przybysz i in. 2019).

Akumulacja PM jest niestety zależna od kondycji roślin. Pył zawieszony negatywnie wpływa na stan i funkcjonalność ekologiczną roślin. Po osadzeniu się na powierzchni liści/igieł PM może blokować aparaty szparkowe, zmieniać właściwości optyczne liści, znacząco tym samym obniżając ilość pobranego CO2 oraz absorbowanego światła (Vardaka i in. 1995, Beckett i in. 1998, Farmer 2002). W wyniku nadmiernej akumulacji PM procesy fizjologiczne, takie jak wymiana gazowa, szczególnie fotosynteza i transpiracja, są zakłócone, a roślina może dodatkowo cierpieć w wyniku zaostrzenia się stresów wtórnych, np. stresu oksydacyjnego. Jak już wcześniej dowiedziono, na powierzchni PM znajdują się inne zanieczyszczenia (metale ciężkie, toksyczne związki organiczne np. WWA), które mogą penetrować wraz z PM w głąb tkanek roślinnych (Beckett i in. 1998, Caricchia i in. 1999, Farmer 2002, Jouraeva i in. 2002, Yu i in. 2006). W literaturze istnieją już dane mówiące o tym, że PM ma negatywny wpływ na rośliny, niestety większość dotychczasowych badań przeprowadzono w warunkach kontrolowanych lub badając wpływ jednorodnego PM, pochodzącego głównie ze źródeł przemysłowych (Hirano i in. 1995, Vardaka i in. 1995, Heerden i in. 2007, Uzu i in. 2010).

W pracy Przybysz i in. (2014b) zbadano wpływ miejskich zanieczyszczeń powietrza (przede wszystkim PM) na często sadzone na terenach zurbanizowanych rośliny Acer platanoides L., Acer pseudoplatanus L., Sorbaria sorbifolia L., Parthenocissus tricuspidata (Siebold & Zucc.) i Parthenocissus quinquefolia L. Rośliny rosły w dwóch lokalizacjach: centrum Warszawy (stanowisko zanieczyszczone, blisko ważnych szlaków komunikacyjnych) i kampus SGGW (stanowisko relatywnie czyste). Wyniki pomiarów wymiany gazowej (intensywność fotosyntezy i transpiracji, opory szparkowe, LICOR 6200 Photosynthesis System, Lincoln, Nebraska, USA) oraz fluorescencji chlorofilu a (Fv/Fm i P.i., Handy PEA, Hansatech, UK) wykazały, że warunki panujące w centrum Warszawy mają negatywny wpływ na sprawność aparatu fotosyntetycznego u większości badanych gatunków. Rośliny rosnące w bardziej zanieczyszczonej lokalizacji charakteryzowały się niższą intensywnością fotosyntezy w porównaniu do roślin ze stanowiska czystszego. Obniżenie intensywności fotosyntezy było największe w przypadku dwóch pnączy (P. tricuspidata L. i P. quinquefolia L.) i wynosiło około 32%. Z kolei S. sorbifolia L. przeprowadzała fotosyntezę intensywniej (o 42%), gdy rosła w centrum miasta, mimo jednocześnie najwyższej akumulacji PM (Przybysz i in. 2014b). Wyższa intensywność fotosyntezy u rosnącej w warunkach miejskich S. sorbifolia L. może być wyjaśniona poprzez możliwe ograniczenie fotoinhibicji w przypadku zwiększonej akumulacji PM u tego gatunku i/lub większej tolerancji na stres oksydacyjny bądź inne stresy wtórne. Podobne zjawisko opisali Takagi i Gyokusen (2004), którzy wykazali, że intensywność fotosyntezy u roślin Ilex rotunda Thunb. rosnących w centrum miasta jest wyższa niż na terenach pozamiejskich. Autorzy zauważyli, że intensywność fotosyntezy była negatywnie skorelowana z intensywnością światła i czystością powietrza, co


12

sugeruje, że słabsza operacja słoneczna i wyższe stężenie zanieczyszczeń może chronić rośliny przed fotoinhibicją. U wszystkich badanych gatunków poza S. sorbifolia L. wykazano negatywną korelację między wysokością akumulacji PM i sprawnością aparatu fotosyntetycznego (Przybysz i in. 2014b). Powyższe, przynajmniej w pewnym zakresie, dowodzi, że kondycja roślin w terenie miejskim zależy od ilości PM w powietrzu. Hirano i in. (1995) dowiedli, że szczególnie niebezpieczne dla roślin są PM o najmniejszych rozmiarach, gdyż to one są głównie odpowiedzialne za blokowanie aparatów szparkowych. W pracy Przybysz i in. (2014b) nie stwierdzono jednak różnic we wpływie różnej wielkości PM na intensywność fotosyntezy u badanych roślin.

Niższa intensywność fotosyntezy u roślin rosnących w centrum Warszawy wynikała między innymi z podwyższonych oporów szparkowych (o 9-48%) (Przybysz i in. 2014b). Istotna pozytywna korelacja wykazana została pomiędzy oporami szparkowymi a najdrobniejszymi PM, natomiast średnia korelacja dla PM z powierzchni liści, zatrzymanych w woskach i wszystkich PM (Przybysz i in. 2014b). Zwiększenie oporów szparkowych u roślin akumulujących duże ilości PM zostało wcześniej stwierdzone przez Vardaka i in. (1995) i Heerden i in. (2007). Zwiększone opory szparkowe utrudniają przepływ CO2 z atmosfery do chloroplastów, co przy jednoczesnym ograniczeniu absorpcji promieni świetlnych tłumaczy obniżenie intensywności fotosyntezy u roślin rosnących w centrum miasta (Przybysz i in. 2014b).

Negatywny wpływ PM na sprawność aparatu fotosyntetycznego u rośliny A. platanoides L., A. pseudoplatanus L., P. tricuspidata (Siebold & Zucc.) i P. quinquefolia L. nie zawsze był bardzo wysoki i istotny statystycznie (Przybysz i in. 2014b). Należy jednak podkreślić, że fotosynteza to proces ciągły i nawet niewielkie zmiany w intensywności tego procesu w momencie przeprowadzenia pomiaru mogą świadczyć o spadku produktywności roślin. Podobny wpływ PM na intensywność fotosyntezy u drzew i krzewów rosnących w miastach stwierdzono w pracy Popek i in. (2018), której jestem współautorem. Wyniki uzyskane w pracy Przybysz i in. (2014b) potwierdzają tezę, że rośliny wykorzystane do fitoremediacji PM z powietrza w terenie miejskim narażone są na ich negatywne oddziaływanie, co może skutkować obniżeniem ich kondycji, a w niektórych przypadkach nawet poważnymi uszkodzeniami i zamieraniem. Dlatego też do fitoremediacji powietrza wykorzystywane powinny być tylko najbardziej tolerancyjne gatunki, takie jak przebadana w pracy Przybysz i in. (2014b) S. sorbifolia L. Powyższe tyczy się szczególnie roślin iglastych, które w ogromnej większości charakteryzują się dużą wrażliwością na zanieczyszczenia powietrza. Jednym z nielicznych wyjątków jest T. baccata L. i P. nigra Arn., których potencjał fitoremediacyjny dowiedziony został w pracach Przybysz i in. (2014b) oraz Przybysz i in. (2019).

Pył zawieszony nie jest jedynym czynnikiem obniżającym intensywność fotosyntezy u roślin rosnących w terenie zurbanizowanym. W miastach rośliny narażone są na brak światła, suszę, ograniczoną przestrzeń, podwyższoną temperaturę, ubite podłoże czy wysokie zasolenie (Bussotti i in. 2014, Ferrini i in. 2014) oraz różne zanieczyszczenia (Jouraeva i in. 2002, Yu i in. 2006, Uzu i in. 2010), co w odniesieniu do metali ciężkich potwierdzone zostało w pracach Przybysz i in. (2014a, 2019). W pełni poznany nie jest również wpływ różnych zanieczyszczeń powietrza działających na rośliny jednocześnie. Bell i in. (2011) i Gratani i in. (2008) dowiedli, że wpływ zanieczyszczeń powietrza na rośliny jest zależny od gatunku i może być zarówno negatywny jak i pozytywny.


13

Zanieczyszczenia powietrza nie działają na rośliny tak samo w każdych warunkach i bardzo interesująca jest ich relacja z innymi warunkami stresowymi, które mogą wpływać na zieleń miejską. W pracy Hanslin i in. (2017) zbadano wpływ spalin samochodowych na rośliny P. sylvestris L. rosnące w warunkach optymalnych, suszy, zasolenia oraz kombinacji obydwu czynników stresowych. Rośliny sosny traktowane były spalinami dwa razy dziennie, tak aby zasymulować rzeczywiste warunki szczytu drogowego w godzinach porannych (8-9) oraz przedwieczornych (17-18). Najciekawszym wynikiem uzyskanym w tej pracy było wykazanie, że spaliny samochodowe mogą złagodzić negatywny wpływ suszy i wysokiego zasolenia, co wykazano obserwując stymulację wzrostu i akumulacji biomasy u roślin P. sylvestris L. (Hanslin i in. 2017). Mimo że efekt ten był tylko umiarkowany, można wnioskować, że spaliny samochodowe mogą mieć wpływ na aklimatyzację krzyżową roślin do stresów miejskich. Oczywiście, jedno sezonowe doświadczenie nie uwzględnia kumulującego się wpływu zanieczyszczeń powietrza na przestrzeni kilku lat, ale uzyskane wyniki są w wyraźnej kontrze w stosunku do dotychczasowych danych, sugerujących między innymi zwiększenie wrażliwości na zimno i suszę u roślin eksponowanych na zanieczyszczenia powietrza (Caporn 2013) i prawdopodobnie są wiarygodne w odniesieniu do miejsc o niższych poziomach stresu i zanieczyszczeń (Hanslin i in. 2017).

Trudno wyjaśnić, dlaczego zanieczyszczenia powietrza (np. spaliny) w określonych warunkach mają pozytywny wpływ na rośliny miejskie. Może być to po części związane z odżywczymi właściwościami niektórych zanieczyszczeń powietrza (Burkhardt 2010), które mogą przeważyć ich toksyczność przy niskim poziomie zanieczyszczenia. W pracy Hanslin i in. (2017) stwierdzono tylko słaby bezpośredni wpływ spalin samochodowych na młode rośliny P. sylvestris L. Zanieczyszczenie powietrza nie powodowały zmian w zwartości fenoli, tłuszczu (w tym tłuszczy nienasyconych), barwników fotosyntetycznych (chlorofil a i b, karotenoidy), wartościach parametrów fluorescencji chlorofilu a (Fo i Fv/Fm), akumulacji biomasy oraz względnej zawartości wody w igłach (Hanslin i in. 2017). Spaliny nie zagrażały roślinom, ale mogły uruchomić mechanizmy obronne przeciw innym stresom występującym w miastach oraz stresom wtórnym, takim jak stres oksydacyjny, które aktywowane są między innymi w wyniku traktowania roślin suszą i zasoleniem. Stresy suszy i zasolenia, powodujące zamykanie aparatów szparkowych, mogły również ograniczyć bezpośrednią toksyczność spalin samochodowych poprzez fizyczne ograniczenie ich wnikania do tkanek roślinnych, co wykazano wcześniej na przykładzie toksycznego oddziaływania na rośliny tlenków azotu (Breuninger i in. 2013). Ta część pracy zdecydowanie wymaga kontynuacji i dalszych badań.

Różne kombinacje oraz natężenie stresów występujących w miastach na pewno mają wpływ na zdolności fitoremediacyjne roślin. W pracy Hanslin i in. (2017) po raz pierwszy zbadano wpływ więcej niż jednego czynnika stresowego typowego dla terenów miejskich (susza oraz zasolenie) na akumulację PM pochodzącego ze spalin samochodowych. Uzyskane wyniki pozwoliły stwierdzić, że kombinacja suszy i zasolenia, aplikowanych w typowych dla warunków miejskich intensywności oraz czasie trwania, znacząco obniżały akumulację PM przez młode rośliny P. sylvestris L. Zmniejszenie akumulacji PM (szczególnie PM frakcji 10-100 µm i PM deponowanych w woskach) wynikało przede wszystkim z niekorzystnego oddziaływania zasolenia. Wynik ten był zaskakujący, ponieważ to susza miała w trakcie trwania doświadczenia większy negatywny wpływ na rośliny P. sylvestris L. Susza zaburzała prawidłowe funkcjonowanie aparatów szparkowych, zwiększała temperaturę igieł, czyli wpływała na istotne dla efektywnego pobierania PM warunki mikro-meteorologiczne na


14

powierzchni igieł, oraz niespodziewanie zmniejszała ilość wosków na igłach (Hanslin i in. 2017). Te nowe dane, do tej pory nie publikowane, mają praktyczne konsekwencje przy ocenie i przewidywaniu wielkości akumulacji zanieczyszczeń powietrza przez rośliny rosnące w terenie zurbanizowanym. W świetle powyższego, dbałość o odpowiednie warunki wzrostu może być równie ważna, co wybór najlepszego gatunku i lokalizacji nasadzeń roślinnych. Na szczęście frakcją wielkości PM, której akumulacja była najmniej zależna od badanych stresów miejskich, był najmniejszy i najniebezpieczniejszy PM (0,2-2,5 µm) (Hanslin i in. 2017). Przeciwne wyniki uzyskali Räsänen i współpracownicy (2012, 2013), którzy stwierdzili, że rośliny P. abies L. oraz P. sylvestris L. akumulowały więcej PM w sytuacji, kiedy rosły w warunkach stresu suszy, co autorzy łączyli z zaburzeniami funkcjonowania aparatów szparkowych, a nie ze zwiększoną ilością wosków epikutikularnych (mimo stresu suszy autorzy nie stwierdzili różnic w warstwie woskowej). Ten drugi wniosek jest zaskakujący, ponieważ akumulacja PM jest związana z właściwościami liści, a szczególnie pozytywny wpływ na ilość zatrzymanego PM ma gruby nalot woskowy (np. Sæbø i in. 2012, Popek i in. 2013). Woski roślinne są również jednym z lepiej poznanych elementów obrony roślin przeciwko stresom związanym z brakiem/niedostępnością wody. Hydrofobowość wosków chroni rośliny przed nadmierną utratą wody (Prior i in. 1997, Shepherd i Griffiths 2006). W pracy Hanslin i in. (2017) wykazano, że spaliny samochodowe, susza i podwyższone stężenie soli mają różny wpływ na ilość wosków na igłach. Jak już wcześniej wspomniano czynnikiem, który szczególnie wpływał na zmniejszenie warstwy woskowej była nieoczekiwanie susza. Zasolenia również obniżało ilość wosków, ale nieistotnie i w zdecydowanie mniejszym stopniu niż brak wody w podłożu. Różny wpływ suszy oraz zasolenia na poziom akumulacji PM (większy wpływ zasolenia) i wielkość warstwy woskowej (większy wpływ suszy) wskazuje, że na efektywność roślin w oczyszczaniu powietrza z PM wpływa nie tylko ilość, ale najprawdopodobniej także skład chemiczny oraz struktura wosków (Hanslin i in. 2017). Uzyskane wyniki wskazują również na potrzebę przeprowadzanie podobnych badań na innych gatunkach roślin i z wykorzystaniem kombinacji różnych czynników stresowych. Mimo, że w omawianej pracy spaliny samochodowe nie miały wpływu na ilość wosków na igłach roślin P. sylvestris L. (Hanslin i in. 2017), to w literaturze degradacja wosków bardzo często wiązana jest z podwyższonym poziomem zanieczyszczenia powierza (Altieri i in. 1994, Viskari 2000). Dezorganizację i zmianę składu chemicznego wosku u roślin eksponowanych na spaliny samochodowe wykazali Pal i współpracownicy (2002). Tworzenie i funkcjonalność wosku u roślin iglastych może być zmodyfikowane pod wpływem różnych zanieczyszczeń powietrza, np: SO2, NOx, NH3, kwaśnych deszczy, PM i ozonu (Kupčinskienė i Huttunen 2005). Pył zawieszony może negatywnie wpływać również na kutikulę, epidermę, aparaty szparkowe i włoski roślinne (Honour i in. 2009, Rai i in. 2010). Powyższe wzmacnia wcześniejszy postulat o konieczności wyboru do nasadzeń miejskich tylko najbardziej tolerancyjnych gatunków roślin iglastych np. P. nigra Arn. czy T. baccata L., posiadających powłokę woskową chemicznie i strukturalnie odporną na negatywne czynniki środowiska (Przybysz i in. 2014a, Hanslin i in. 2017, Przybysz i in. 2019).


15

Podsumowując badania prowadzone nad wpływem warunków środowiskowych (sezon, czynniki atmosferyczne – deszcz, typowe stresy terenów zurbanizowanych – susza i zasolenie) na akumulację przez rośliny PM i metali ciężkich z powietrza, mogę stwierdzić, że do największych osiągnięć mojego dzieła należy wykazanie, że:

1. Rośliny iglaste i zimozielone skutecznie akumulacją PM z powietrza w okresie zimowym.

2. Deszcz usuwa z powierzchni roślin znaczną część wcześniej zakumulowanego PM.

3. Najłatwiej usuwane przez deszcz z powierzchni liści są PM należące do największej frakcji wielkości (10-100 µm), a najtrudniej najdrobniejsze PM (0,2-2,5 µm).

4. Znaczna część metali ciężkich znajdujących się w liściach roślin rosnących w terenie zurbanizowanym akumulowanych jest z powietrza wraz z PM.

5. PM jest źródłem przede wszystkim toksycznych metali ciężkich pochodzenia antropogenicznego.

6. Rośliny rosnące w warunkach podwyższonego stężenia PM w powietrzu mają obniżoną sprawność aparatu fotosyntetycznego, ale w niektórych przypadkach spaliny samochodowe mogą łagodzić niekorzystne skutki suszy i zasolenia w glebie.

7. Zasolenie gleby w przeciwieństwie do suszy może obniżać efektywność akumulacji PM przez rośliny.

Wszystkie powyższe wnioski rozszerzają stan wiedzy na temat mechanizmów akumulacji PM przez rośliny i stanowią mój autorski wkład w badane zagadnienie. Dostarczają też cennych informacji praktycznych dla osób i organizacji pracujących z zielenią, szczególnie na terenach zurbanizowanych.

Bibliografia: W bibliografii nie są ujęte prace własne stanowiące osiągnięcie naukowe. 1. Altieri A., Del Caldo L., Manes F. 1994. Morphology of epicuticular waxes in Pinus pinea

needles in relation to season and pollution‐climate. Eur J For Path 24: 79-91. 2. Beckett K.P., Freer-Smith P., Taylor G. 1998. Urban woodlands: their role in reducing the effects

of particulate pollution. Environ Pollut 99(3): 347-360. 3. Beckett K.P., Freer-Smith P., Taylor G. 2000. Effective tree species for local air quality

management. J. Arboric. 26(1): 12-19. 4. Bell M.L., Morgenstern R.D., Harrington W. 2011. Quantifying the human health benefits of air

pollution policies: review of recent studies and new directions in accountability research. Environ Sci Policy 14: 357-368.

5. Breuninger C., Meixner F.X., Kesselmeier J. 2013. Field investigations of nitrogen dioxide (NO2) exchange between plants and the atmosphere. Atmos Chem Phys 13: 773-790.

6. Bunzl K., Schimmack W., Kreutzer K., Schierl R. 1989. Interception and retention of Chernobyl-derived 134.137 Cs and 100 Ru in a spruce stand. Sci Total Environ 78: 77-87.

7. Burkhardt J. 2010. Hygroscopic particles on leaves: nutrients or desiccants? Ecol Monogr 80(3): 369-399.


16

8. Burkhardt J., Pariyar S. 2014. Particulate pollutants are capable to ‘degrade’ epicuticular waxes and to decrease the drought tolerance of Scots pine (Pinus sylvestris L.). Environ Pollut 184: 659-667.

9. Bussotti F., Pollastrini M., Killi D., Ferrini F., Fini A. 2014. Ecophysiology of urban trees in a perspective of climate change. Agrochimica 58(3) 247-268.

10. Canepari S., Perrino C., Olivieri F., Astolfi M.L. 2008. Characterisation of the traffic sources of PM through size-segregated sampling, sequential leaching and ICP analysis. Atmos Environ 42: 8161–8175.

11. Caporn S.J.M. 2013. Ecophysiological responses of plants to air pollution. In: eLS. John Wiley & Sons, Ltd, Chichester.

12. Caricchia A.M., Chiavarini S., Pezza M. 1999. Polycyclic aromatic hydrocarbons in the urban atmospheric particulate matter in the city of Naples (Italy). Atmos Environ 33(23): 3731–3738.

13. Cavanagh J.-A.E., Zawar-Reza P., Wilson J.G. 2009. Spatial attenuation of ambient particulate matter air pollution within an urbanised native forest patch. Urban For Urban Green 8(1): 21–30.

14. Chen R., Cheng J., Lv J.G., Wu L.J., Wu J. 2017. Comparison of chemical compositions in air particulate matter during summer and winter in Beijing, China. Environ Geochem Health 39: 913–921.

15. Deljanin I., Antanasijević D., Bjelajac A., Urošević M.S., Nikolić M., Perić-Grujić A., Ristić M. 2016. Chemometrics in biomonitoring: distribution and correlation of trace elements in tree leaves. Sci Total Environ 545–546: 361–371.

16. Dimitriou K., Kassomenos P. 2017. Airborne heavy metals in two cities of North Rhine Westphalia - Performing inhalation cancer risk assessment in terms of atmospheric circulation. Chemosphere 86: 78-87.

17. Dubinskaya F. 1998. Environmental aspects of heavy-metal atmospheric pollution in disposal of household solid waste. Chem Petrol Eng 34: 528–531.

18. Dzierżanowski K., Popek R., Gawrońska H., Sæbø A., Gawroński S.W. 2011. Deposition of particulate matter of different size fractions on leaf surface and in waxes of urban forest species. Int J Phytoremediation 13: 1037–1046

19. Eqani S.A.M.A.S., Kanwal A., Bhowmik A.K., Sohail M., Ullah R., Ali S.M., Alamdar A., Ali N., Fasola M., Shen H. 2016. Spatial distribution of dust–bound trace elements in Pakistan and their implications for human exposure. Environ Pollut 213: 213-222.

20. European Environment Agency (EEA). 2007. Air pollution in Europe 1990–2004. Report No 2/2007. Copenhagen: Official Publications of the European Communities.

21. European Environment Agency (EEA). 2015. Air quality in Europe - 2015 report. Report No 5/2015. Luxembourg: Publications Office of the European Union.

22. European Environment Agency (EEA). 2018. Air quality in Europe - 2018 report. Report No 12/2018. Luxembourg: Publications Office of the European Union.

23. Farmer A. 2002. Effects of particulates. In: Bell JNB, Treshow M (eds) Air pollution and plant life, hoboken, John Wiley & Sons Inc, New York, pp 187–199.

24. Ferrini F., Bussotti F., Tattini M., Fini A. 2014. Trees in the urban environment: response mechanisms and benefits for the ecosystem should guide plant selection for future plantings. Agrochimica (58)3: 234-246.

25. Freer-Smith P.H., El-Khatib A.A., Taylor G. 2003. Capture of particulate pollution by trees: a comparison of species typical of semi-arid areas (Ficus nitida and Eucalyptus globulus) with European and north American species. Water Air Soil Pollut 155: 173–187.

26. Freer-Smith P.H., Beckett K.P., Taylor G. 2005. Deposition velocities to Sorbus aria, Acer campestre, Populus deltoides × trichocarpa ‘Beaupre’, Pinus nigra and × Cupressocyparis leylandii for coarse, fine and ultra-fine particles in the urban environment. Environ Pollut 133(1): 157–167.

27. Galvagno S., Casu S., Casabianca T., Calabrese A., Cornacchia G. 2002. Pyrolysis process for the treatment of scrap tires: preliminary experimental results. J Air Waste Manage Assoc 22: 917–923.


17

28. Gandois L., Probst A. 2012. Localisation and mobility of trace metal in silver fir needles. Chemosphere 87(2): 204–210.

29. Gawroński S.W., Gawrońska H., Lomnicki S., Sæbø A., Vangronsveld J. 2017. Plants in air phytoremediation. Adv Bot Res 83: 319–346.

30. Gratani L., Crescente M.F., Varone L. 2008. Long-term monitoring of metal pollution by urban trees. Atmos Environ 42: 8273–8277.

31. Heerden van P.D.R., Krüger G.H.J., Kilbourn Louw M. 2007. Dynamic responses of photosystem II in the Namib Desert shrub, Zygophyllum prismatocarpum, during and after foliar deposition of limestone dust. Environ Pollut 146: 34–45.

32. Hirano T., Kiyota M., Aiga I. 1995. Physical effects of dust on leaf physiology of cucumber and kidney bean plants. Environ Pollut 89(3): 255-261.

33. Honour S.L., Bell J.N.B., Ashenden T.W., Caped J.N., Power S.A. 2009. Responses of herbaceous plants to urban air pollution: Effects on growth, phenology and leaf surface characteristics. Environ Pollut 157(4): 1279-1286.

34. Hovmand M.F., Nielsen S.P., Johnsen I. 2009. Root uptake of lead by Norway spruce grown on 210Pb spiked soils. Environ Pollut 157: 404-409.

35. Jouraeva V.A., Johnson D.L., Hassett J.P., Nowak D.J. 2002. Differences in accumulation of PAHs and metals on the leaves of Tilia × euchlora and Pyrus calleryana. Environ Pollut 120(2): 331-338.

36. Juda-Rezler K., Reizer M., Oudinet J.-P. 2011. Determination and analysis of PM10 source apportionment during episodes of air pollution in Central Eastern European urban areas: The case of wintertime 2006. Atmos Environ 45(36): 6557-6566.

37. Kaupp H., Blumenstock M., McLachlan M.S. 2000. Retention and mobility of atmospheric particle-associated organic pollutant PCDD/Fs and PAHs on maize leaves. New Phytol 148(3): 473-480.

38. Kim K.-H., Kabir E., Kabir S. 2015. A review on the human health impact of airborne particulate matter. Environ Int 74: 136-143.

39. Kocic K., Spasic T., Anicic-Urosevic M., Tomasevic M. 2014. Trees as natural barriers against heavy metal pollution and their role in the protection of cultural heritage. J Cult Herit 15: 227-233.

40. Kupčinskienė E., Huttunen S. 2005. Long-termevaluation of the needle surface wax condition of Pinus sylvestris around different industries in Lithuania. Environ Pollut 137: 610-618.

41. Lu X.C., Lin C.Q., Li W.K., Chen Y.A., Huang Y.Q., Fung J.C.H., Lau A.K.H. 2019. Analysis of the adverse health effects of PM2,5 from 2001 to 2017 in China and the role of urbanization in aggravating the health burden. Sci Total Environ 652: 683-695.

42. Liu J.K., Zhu L.J., Wang H.H., Yang Y.L., Liu J.T., Qiu D.D., Ma W., Zhanga Z.M., Liu J.L. 2016. Dry deposition of particulate matter at an urban forest, wetland and lake surface in Beijing. Atmos Environ 125: 178-187.

43. Maisto G., Alfani A., Baldantoni D., De Marco A., Virzo De Santo A. 2004. Trace metals in the soil and in Quercus ilex L. leaves at anthropic and remote sites of the Campania Region of Italy. Geoderma 122(2–4): 269-279.

44. Majewski G., Kleniewska M., Brandyk A. 2011. Seasonal variation of particulate matter mass concentration and content of metals. Polish J of Environ Stud 20(2): 417-427.

45. Mingorance M.D., Rossini O.S. 2006. Heavy metals content in N. oleander leaves as urban pollution assessment. Environ Monit Assess 119(1–3): 57-68.

46. Mo L., Ma Z., Xu Y., Sun F., Lun X., Liu X., Chen J., Yu X. 2015. Assessing the capacity of plant species to accumulate particulate matter in Beijing, China. PLoS ONE 10(10): e0140664.

47. Mori J., Hanslin H.M., Burchi G., Sæbø A. 2015. Particulate matter and element accumulation on coniferous trees at different distance from a highway. Urban For Urban Green 14: 170-177.

48. Norouzi S., Khademi H., Cano A.F., Acosta J.A. 2016. Biomagnetic monitoring of heavy metals contamination in deposited atmospheric dust, a case study from Isfahan Iran. J Environ Manage 173: 55-64.


18

49. Nowak D.J., Crane D.E., Stevens J.C. 2006. Air pollution removal by urban trees and shrubs in the United States. Urban For Urban Green 4: 115-123.

50. Ny M.T., Lee B.-K. 2011. Size distribution of airborne particulate matter and associated elements in an urban area of an industrial city in Korea. Aerosol Air Qual Res 11: 643–653.

51. Pal A., Kulshreshtha K., Ahmad K.J. Behl, H.M. 2002. Do leaf surface characters play a role in plant resistance to auto exhaust pollution? Flora 197: 47-55.

52. Pastuszka J.S., Rogula-Kozłowska W., Zajusz-Zubek E. 2010. Characterization of PM10 and PM2,5 and associated heavy metals at the crossroads and urban background site in Zabrze, upper Silesia, Poland, during the smog episodes. Environ Monit Assess 168(1): 613-627.

53. Popek R., Gawrońska H., Sæbø A., Wrochna M., Gawroński S.W. 2013. Particulate matter on foliage of 13 woody species: Deposition on surfaces and phytostabilisation in waxes - a 3year study. Int J Phytorem 15(3): 245-256.

54. Popek R., Gawrońska H., Gawroński S.W. 2015. The level of particulate matter on foliage depends on the distance from the source of emission. Int J Phytorem 17(12): 1262-1268.

55. Popek R., Przybysz A., Gawrońska H., Klamkowski K., Gawroński S.W. 2018. Impact of particulate matter accumulation on the photosynthetic apparatus of roadside woody plants growing in the urban conditions. Ecotoxicol Environ Saf 163: 56-62.

56. Prior S., Pritchard S., Runion G., Rogers H., Mitchell R. 1997. Influence of atmospheric CO2 enrichment, soil N, and water stress on needle surface wax formation in Pinus palustris (Pinaceae). Am J Bot 84: 1070-1077.

57. Rai A., Kulshreshtha K., Srivastava P.K., Mohanty C.S. 2010. Leaf surface structure alterations due to particulate pollution in some common plants. Environmentalist 30: 18-23.

58. Räsänen J.V., Yli-Pirilä P., Holopainen T., Joutsensaari J., Pasanen P., Kivimäenpää M. 2012. Soil drought increases atmospheric fine particle capture efficiency of Norway spruce. Boreal Environ Res 17: 21-30.

59. Räsänen J.V., Holopainen T., Joutsensaari J., Ndam C., Pasanen P., Rinnan Å., Kivimäenpää M. 2013. Effects of species-specific leaf characteristics and reduced water availability on fine particle capture efficiency of trees. Environ Pollut 183: 64-70.

60. Reimann C., Arnoldussen A., Boyd R., Finne T.E., Koller F., Nordgulen Ø., Englmaier P. 2007. Element contents in leaves of four plant species (birch, mountain ash, fern and spruce) along anthropogenic and geogenic concentration gradients. Sci Total Environ 377: 416-433.

61. Sæbø A., Popek R., Nawrot B., Hanslin H.M., Gawrońska H., Gawroński S.W. 2012. Plant species differences in particulate matter accumulation on leaf surfaces. Sci Total Environ 427-428: 347-335.

62. Sæbø A., Hanslin H.M., Torp T., Lierhagen S., Gawronska H., Dzierzanowski K., Gawroński S. 2015. Chemical composition of vegetation along urbanisation gradients in two European cities. Environ Pollut 198: 116-125.

63. Samson R., Ningal T.F., Tiwary A., Grote R., Fares S., Saaroni H., Hiemstra J.A., Zhiyanski M., Vilhar U., Cariñanos P., Järvi L., Przybysz A., Moretti M., Zürcher N. 2017. Species-specific information for enhancing ecosystem services. In: Pearlmutter D., Calfapietra C., Samson R., O’Brien L., Krajter Ostoic S., S., Giovanni, Alonso del Amo R. (eds) The Urban forest. Cultivating green infrastructure for people and the environment. Springer, Cham, Switzerland, 111-144.

64. Shahid M., Dumat C., Khalid S., Schreck E., Xiong T., Khan N.N. 2017. Foliar heavy metal uptake, toxicity and detoxification in plants: A comparison of foliar and root metal uptake. J Hazard Mater 325: 36-58.

65. Shao F., Wang L.H., Sun F.B., Li G., Yu L., Wang Y.J. 2019. Study on different particulate matter retention capacities of the leaf surfaces of eight common garden plants in Hangzhou, China. Sci Total Environ 652: 939-951.

66. Shepherd T., Wynne Griffiths D. 2006. The effects of stress on plant cuticular waxes. New Phytol 171: 469-499.


19

67. Silva R.A., West J.J., Zhang Y., Anenberg S.C., Lamarque J.-F., Shindell D.T., Collins W.J., Dalsoren S., Faluvegi G., Folberth G., Horowitz L.W. 2013. Global premature mortality due to anthropogenic outdoor air pollution and the contribution of past climate change. Environ Res Lett 8(3): 034005.

68. Soleimani M., Nasibeh A., Babak S., Dongsheng W., Liping F. 2018. Heavy metals and their source identification in particulate matter (PM2,5) in Isfahan City, Iran. J Environ Sci (72): 166-175.

69. Sternberg T., Viles H., Cathersides A., Edwards M. 2010. Dust particulate absorption by ivy (Hedera helix L.) on historic walls in urban environments. Sci Total Environ 409(1): 162-168.

70. Takagi M., Gyokusen K., 2004. Light and atmospheric pollution affect photosynthesis of street trees in urban environments. Urb Green 2: 167-171.

71. Uzu G., Sobanska S., Sarret G., Muñoz M., Dumat C. 2010. Foliar lead uptake by lettuce exposed to atmospheric fallouts. Environ Sci Technol 44: 1036-1042.

72. Vardaka E., Cook C.M., Lanaras T., Sgardelis S.P., Pantis J.D. 1995. Effect of dust from a limestone quarry on the photosynthesis of Quercus coccifera, an evergreen schlerophyllous shrub. Environ Contam Toxicol 54: 414-419.

73. Viskari E.-L., Kärenlampi L. 2000 Roadside Scots pine as an indicator of deicing salt use - a comparative study from two consecutive winters. Water Air Soil Pollut 122(3-4): 405–419.

74. Wang H., Shi H., Wang Y. 2015. Effects of weather, time, and pollution level on the amount of particulate matter deposited on leaves of Ligustrum lucidum. The Scientific World Journal, vol. 2015, Article ID 935942.

75. Weyens N., Thijs S., Popek R., Witters N., Przybysz A., Espenshade J., Gawronska H., Vangronsveld J., Gawronski S.W. 2015. The Role of plant–microbe interactions and their exploitation for phytoremediation of air pollutants. Int J Mol Sci 16: 25576-25604.

76. World Health Organization (WHO). 2006. Health risks of particulate matter from long-range trans boundary air pollution. Joint WHO/Convention Task Force on the Health Aspects of Air Pollution, Copenhagen.

77. World Health Organization (WHO). 2013. World Health Organization (WHO) Health effects of particulate matter. Policy implications for countries in eastern Europe, Caucasus and central Asia WHO Regional Office for Europe, Copenhagen.

78. Xu X., Yu X., Mo L., Xu Y., Bao L., Lun X. 2019. Atmospheric particulate matter accumulation on trees: A comparison of boles, branches and leaves. Journal of Cleaner Production, in press, accepted manuscript.

79. Yu L., Mai B., Meng X., Bi X., Sheng G., Fu J., Peng P. 2006. Particle-bound polychlorinated dibenzop-dioxins and dibenzofurans in the atmosphere of Guangzhou, China. Atmos Environ 40(1): 96–108.


20

5. Omówienie pozostałych osiągnięć naukowo - badawczych Po uzyskaniu stopnia doktora w roku 2010 uczestniczyłem lub/i uczestniczę w różnych pracach badawczych prowadzonych w Samodzielnym Zakładzie Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa SGGW oraz we współpracy z europejskimi i światowymi zespołami badawczymi. Moje główne zainteresowania naukowe dotyczą:

a. fitoremediacji powietrza z pyłu zawieszonego (PM),

b. wzbogacenia (biofortyfikacji) roślin w ważne odżywczo pierwiastki śladowe,

c. wpływu szkodliwych pierwiastków śladowych na rośliny,

d. interakcji roślina-mikroorganizmy i ich roli w zwiększaniu efektywności procesu fitoremediacji,

e. mechanizmów działania biostymulatorów roślinnych,

f. wpływu multi-stresów miejskich na rośliny.

Ad a. Fitoremediacja powietrza z pyłu zwieszonego (PM) Ponad połowa ludzi na świecie mieszka obecnie w miastach. Jednym z najtrudniejszych do ochrony i oczyszczenia komponentów środowiska miejskiego jest powietrze. W miastach powietrze zanieczyszczone jest przez szereg groźnych substancji: tlenki azotu (NO i NO2), dwutlenek (CO2) i tlenek (CO) węgla, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA), pył zawieszony (PM), ozon (O3) i metale ciężkie. W ostatnich latach na czoło listy najgroźniejszych zanieczyszczeń powietrza wysunął się PM. Jedyną skuteczną metodą oczyszczenia powietrza miejskiego z PM jest obecnie zastosowanie roślin, które służą jako biologiczne filtry akumulujące zanieczyszczenia na powierzchni liści i pędów.

Jako jeden z wykonawców w projekcie „Phytoremediation of air pollution as a tool of human health risk reduction” (PNRF-193-AI-1/07, #13/2008) kierowanym przez prof. dr hab. Stanisława W. Gawrońskiego uczestniczyłem w pracach nad selekcją gatunków drzew i krzewów najodpowiedniejszych do oczyszczenia powietrza z PM w terenie zurbanizowanym. Moja rola dotyczyła przede wszystkim oceny kondycji roślin narażonych na podwyższone stężenie PM w powietrzu miejskim. Najważniejszym wynikiem przeprowadzonych badań było wykazanie, że PM zdeponowany na powierzchni liści badanych roślin ma istotny negatywny wpływ na sprawność ich aparatu fotosyntetycznego. Rośliny rosnące w zanieczyszczonej lokalizacji (centrum Warszawy, okolicy najważniejszych szlaków komunikacyjnych) charakteryzowały się spadkiem efektywności wymiany gazowej (intensywność fotosyntezy i transpiracji, przewodność szparkowa), wartości wybranych parametrów fluorescencji chlorofilu a (między innymi Fv/Fm, indeks witalności – P. I.) oraz całkowitej zawartości chlorofilu. Intensywność fotosyntezy roślin rosnących w centrum miasta była średnio niższa o 13% od roślin z obszarów podmiejskich, co najprawdopodobniej wynikało z jednocześnie znacznie niższej (o 32%) przewodności szparkowej u roślin z bardziej zanieczyszczonej lokalizacji. Można założyć, że zanieczyszczenie powietrza PM jest jednym z ważnych czynników (poza suszą, zasoleniem, metalami ciężkimi, brakiem światła czy ubiciem gleby) obniżających produktywność oraz ograniczających prawidłowy rozwój i funkcjonalność ekologiczną roślin rosnących w terenie zurbanizowanym. Należy jednak podkreślić, że negatywny wpływ PM na sprawność aparatu fotosyntetycznego polegał raczej


21

na obniżeniu jego efektywności, a nie trwałym uszkodzeniu (tylko nieznaczne obniżenie wartości parametrów fluorescencji chlorofilu a). Spośród przebadanych gatunków udało się wytypować również gatunki najlepiej zaadaptowane do warunków miejskich (np. Physocarpus opulifolius L.), które powinny być polecane do nasadzeń na terenach zurbanizowanych o ponadnormatywnym zanieczyszczeniu powietrza. Praca ta została upowszechniona w formie publikacji (załącznik 4.II.A. 1) oraz doniesień konferencyjnych (załącznik 4.II.E.1 20, 22, 30 i 34, załącznik 4.II.E.2 7 i 9). Część wyników uzyskanych w ramach powyższych badań włączona została do opisywanego w autoreferacie osiągnięcia naukowego (załącznik 4.I.B. 4).

W latach 2013-2017 byłem członkiem (MC Substitute) akcji Cost Action FP1204 GreenInUrbs „Green Infrastructure approach: linking environmental with social aspects in studying and managing urban forests”. Moja aktywność związana była z selekcją drzew i krzewów miejskich o dużym potencjale fitoremediacyjnym, które mogłyby być wykorzystane na terenach zurbanizowanych w Europie. Efektem mojej pracy jest współautorstwo rozdziału w książce „The Urban Forest. Cultivating Green Infrastructure for People and the Environment”, w którym po raz pierwszy opublikowano szeroką listę drzew i dużych krzewów (150 gatunków) pełniących ważne funkcje ekologiczne (regulacja mikroklimatu, oczyszczanie powietrza z zanieczyszczeń, poprawa jakości gleby, sekwestracja CO2, retencja wody opadowej, źródło pożywienia dla zapylaczy i ptaków) w terenie zurbanizowanym. Każdemu z gatunków przypisano też wymagania uprawowe, w tym tolerancję na stresy abiotyczne i biotyczne oraz czynniki klimatyczne (susza, zasolenie, pH, niska i wysoka temperatura, choroby, szkodniki), oraz możliwe zagrożenia dla mieszkańców miast (alergenność, toksyczność, emisja lotnych związków organicznych). Opracowanie to powinno pomóc osobom zajmującym się zielenią miejską, decydentom, urbanistom, architektom krajobrazu, arborystom, naukowcom i obywatelom w dokonywaniu świadomych wyborów dotyczących wykorzystywania roślin na obszarach miejskich W przyszłości planowana jest aktualizacja powyższej publikacji (załącznik 4.II.D.1. 1).

Stosunkowo nowym, ale coraz szybciej rozwijającym się działem fitoremediacji jest fitoremediacja powietrza w pomieszczeniach (domy, biura czy przestrzenie publiczne). Z badań wynika, że mieszkańcy miast średnio spędzają do 90% czasu w pomieszczeniach, i jeśli powietrze w nich jest złej jakości, to są oni stale narażeni na jego niekorzystny wpływ i prawdopodobne negatywne zmiany zdrowotne. Wykazano, że poziom zanieczyszczenia powietrza wewnątrz pomieszczeń może być nawet 10-krotnie wyższy od powietrza zewnętrznego, a stężenie niektórych szkodliwych substancji nawet ponad 100-krotnie przekraczać dozwolone normy, w tym norm dotyczące najbardziej niebezpiecznych związków kancerogennych. W pracach prowadzonych w SZPPO SGGW mój udział polegał przede wszystkim na uczestnictwie w selekcji najlepszych gatunków roślin doniczkowych do oczyszczania powietrza w domach oraz biurach, szczególnie takich które efektywnie prowadzą wymianę gazową, najlepiej też w okresie nocnym (źródło tlenu dla śpiących ludzi). Praca ta została upowszechniona w formie doniesień konferencyjnych (załącznik 4.II.E.1 1 i 30).

Wraz z partnerem chińskim (College of Horticulture and Forestry Sciences, Huazhong Agricultural University) prowadzę (lata 2017-2019) badania nad wpływem zbiorowisk roślinnych oraz ukształtowania terenu na obniżenie stężenia PM w powietrzu w parkach miejskich. Prace zostały wykonane na przykładzie kompleksu parkowego w chińskim mieście Wuhan. W przeprowadzonej pracy oceniane były różne parametry charakteryzujące zbiorowiska roślinne (między innymi skład gatunkowy, wiek i wielkość roślin tworzących zbiorowisko czy odległość od źródła emisji), które mogą decydować o skuteczności usuwania PM z powietrza. Uzyskane wyniki wykazały, że wpływ roślinności parkowej na poziom zanieczyszczenia powietrza PM różni się zależnie od pory roku i jest najwyraźniejszy w


22

grudniu, kiedy to stwierdzono największą redukcję stężenia zanieczyszczeń powietrza w sąsiedztwie roślin. Największy wpływ na redukcję zanieczyszczenia powietrza miały największe zbiorowiska roślinne zlokalizowane najbliżej źródła emisji (drogi szybkiego ruchu). Wnioski wysunięte w tej pracy mogą mieć duże znaczenie praktyczne, szczególnie podczas celowego planowania zieleni miejskiej pod kątem fitoremediacji powietrza z PM. Publikacja z tego tematu jest w trakcie recenzji (Urban Forestry & Urban Greening) i została pozytywnie oceniona w pierwszej turze recenzji.

W ramach projektu „Inwentaryzacja i określenie możliwości rekultywacji wybranych nieużytków warszawskich na potrzeby ich wykorzystania w systemie terenów zieleni miejskiej” (11/PN/2017, 44/2017/IZW) realizowanego w latach 2018-2019 na zlecenie Zarządu Zieleni m. st. Warszawy biorę udział jak koordynator dwóch zadań badawczych w pracach mających na celu ocenę potencjału ekologicznego nieużytków warszawskich. Moja rola w prowadzonych badaniach polega na wykazaniu, że roślinność nieużytków miejskich (analizowane są najczęściej występujące na terenach nieużytków drzewa, krzewy, rośliny zielne i trawy) jest skuteczna w oczyszczaniu powietrza z PM w co najmniej równym stopniu co zieleń zorganizowana, np. parki czy zieleń przyuliczna. Do gatunków najskuteczniej akumulujących PM z powietrza na terenach nieużytków należą robinia akacjowa (Robinia pseudoacacia L.), klon jesionolistny (Acer negundo L.) czy nawłoć późna (Solidago gigantea Aiton). Uzyskane wyniki poza wartością poznawczą powinny mieć również duże znaczenie praktyczne i będą mogły być argumentem w dyskusji nad pozostawieniem nieużytków zielonych w miejscach, gdzie zaplanowanie zieleni zorganizowanej z wielu względów jest niemożliwe. Wyniki tych prac są obecnie upowszechnione w formie raportów przekazywanych kwartalnie Zarządowi Zieleni m. st. Warszawy. Publikacje z tego tematu planowane są w najbliższych dwunastu miesiącach.

Ad. b. Wzbogacenie (biofortyfikacja) roślin w ważne odżywczo pierwiastki śladowe Prace te prowadziłem w ramach projektu badawczego „Poprawa wartości odżywczej

kiełków i warzyw liściowych poprzez ich wzbogacenie w cenne dla zdrowia człowieka pierwiastki” (#799/N-COST/2010/0), którego byłem głównym wykonawcą. Projekt realizowany był pod kierownictwem Prof. dr hab. Stanisława W. Gawrońskiego w ramach programu Cost Action FA 0905. Podstawowym celem przeprowadzonych badań była próba znalezienia rozwiązania problemów związanych z obniżeniem wartości odżywczych spożywanych obecnie produktów roślinnych poprzez bezpieczne zwiększenie ilości mikroskładników w chętnie zjadanych warzywach i kiełkach. Badania dotyczyły biofortyfikacji (wzbogacania) produktów roślinnych w cenne dla zdrowia pierwiastki (żelazo, cynk i magnez) oraz związki o potencjale antyoksydacyjnym (witamina C, związki fenolowe, enzymy antyoksydacyjne), które mogą być wytworzone przez rośliny podczas procesów wzbogacania. Biofortyfikowane w ramach projektu rośliny, warzywa liściowe (różne odmiany sałaty siewnej - Lactuca sativa L., cykorii endywii - Cichorium endivia L. i rokietty siewnej - Eruca vesicaria (L.) Cav.) oraz kiełki warzywne (głównie z rodzin kapustowatych – Brasicaceae i bobowatych - Fabaceae), uprawiane są w warunkach kontrolowanych i/lub polowych w każdej strefie klimatycznej, niezależnie od pory roku, co świadczy o uniwersalności przeprowadzonych badań. Ogromna akceptacja społeczna i szerokie możliwości spożywczego wykorzystania warzyw liściowych i kiełków mogą sprawić, że wzbogacone w żelazo, cynk i magnez mogą mieć istotny wpływ na poprawę wartości odżywczych spożywanych posiłków. W pracy tej wzbogacane rośliny uprawiane były w pełni kontrolowanych warunkach kultur hydroponicznych (warzywa liściowe) lub podłożach


23

płynnych (kiełki). Taka forma uprawy umożliwiała pełną kontrolę warunków uprawy, precyzyjne dozowanie biofortyfikowanych metali oraz ich łatwiejsze pobieranie przez rośliny. Uzyskane wyniki pozwoliły sformułować wniosek, że wzbogacenie wyżej wymienionych roślin w ważne mikroelementy jest możliwe, szczególnie w przypadku żelaza i magnezu. Najodpowiedniejszymi roślinami do wzbogacenia żelazem (w stężeniach do 24 mg Fe na L-1 pożywki) okazały się kiełki brokułu oraz lucerny, a magnezem kiełki fasoli mung (w stężeniach do 200 mg Mg na L-1 pożywki) oraz rośliny cykorii endywii (w stężeniach do 120 mg Mg na L-1 pożywki). W każdym z tych przypadków wysokiej akumulacji badanych metali nie towarzyszyło zaostrzenie stresu oksydacyjnego oraz utrata biomasy. Praca ta została upowszechniona w formie trzech publikacji (załącznik 4.II.A. 5-7, załącznik 4.II.D.3. 1) oraz licznych doniesień konferencyjnych (załącznik 4.II.E.1 5-6, 13, 15, 23 i 26-27, załącznik 4.II.E.2 5). Cykl publikacji dotyczący biofortyfikacji został nagrodzony przez Rektora SGGW zespołową nagrodą naukową pierwszego stopnia.

Niezwykle ważnym i zupełnie nowym problem poruszonym w omawianych badaniach jest zwrócenie uwagi na potencjalne zagrożenia dla zdrowia ludzi, które mogą pojawić się podczas prowadzenia procesu biofortyfikacji metalami produktów roślinnych. Opublikowane wyniki pokazują, że oceniając skuteczność biofortyfikacji szczególną uwagę należy zwrócić na możliwość gromadzenia się w wzbogacanych roślinach szkodliwych pierwiastków pochodzących z użytkowania obiektów szklarniowych (np. mangan, antymon czy bar) lub/i wolnych rodników tlenu. Wolne rodniki tlenu mogą tworzyć się w wzbogacanych roślinach w wyniku przekroczeniu progu bezpieczeństwa podczas procesu biofortyfikacji (w takiej sytuacji obecność podwyższonej ilości wolnych rodników tlenu notowana była podczas przeprowadzonych badań u wszystkich testowanych roślin i metali) lub/i jako efekt uboczny pobierania szkodliwych metali. Podkreślić należy różnice gatunkowe i odmianowe w odpowiedzi roślin na biofortyfikację oraz akumulacje niebezpiecznych pierwiastków. Ten aspekt biofortyfikacji nie był do tej pory badany i prezentowany, a biofortyfikacja postrzegana była jako absolutnie bezpieczna metoda wzbogacania diety w ważne dla zdrowia pierwiastki. Osiągnięte rezultaty dowodzą jednak, że niezwykle istotne jest opracowanie precyzyjnych metod biofortyfikacji, uwzględniających wszystkie parametry prowadzonego wzbogacania, które mogą stanowić potencjalne źródło zagrożenia dla zdrowia człowieka. Praca ta została upowszechniona w formie publikacji (załącznik 4.II.A. 3) oraz doniesień konferencyjnych (załącznik 4.II.E.1 16-17).

Ad c. Wpływ szkodliwych pierwiastków śladowych na rośliny Pierwiastki śladowe stanowią jedno z najpoważniejszych zagrożeń środowiskowych. W badaniach tych zainteresowany byłem oceną wpływu pierwiastków śladowych (metali ciężkich i szlachetnych) na rośliny o potencjale fitoremediacyjnym.

Platyna (Pt) występuje w środowisku w niewielkich ilościach, niestety jej stężenia na terenach zurbanizowanych ciągle rosną w wyniku aktywności antropogenicznej, głównie związanej z intensywnością transportu i wykorzystaniem w terapii anty-nowotworowej. Platyna w stężeniach obecnie notowanych w miastach nie jest jeszcze toksyczna dla roślin, ale może już zagrażać zdrowiu ludzi, szczególnie gdy występuje w postaci pyłu zawieszonego i jest wdychana przez mieszkańców miast. Do momentu przeprowadzenia tych badań w literaturze nie było doniesień na temat szkodliwego wpływu Pt na rośliny. W pracy tej, wspólnie z pracownikami Katedry Chemii Analitycznej Politechniki Warszawskiej,


24

oceniałem poziom akumulacji Pt(II) przez rośliny A. thaliana L., jej dystrybucję pomiędzy różnymi organami roślin oraz toksyczność. Rośliny rzodkiewnika uprawiane były w kulturze hydroponicznej w obecności wzrastających stężeń platyny (0,025–100 μM). Uzyskane wyniki pozwoliły stwierdzić, że Pt(II) jest stosunkowo łatwo pobierana przez rośliny i przenoszona z korzeni do części nadziemnych roślin. W niższych stężeniach (≤2,5 μM) Pt ma korzystny wpływ na A. thaliana L. (efekt hormezy), który objawiał się stymulacją wzrostu i rozwoju, większą akumulacją biomasy oraz wyższą sprawnością aparatu fotosyntetycznego. W wyższych stężeniach (>2,5 μM) Pt(II) miała wyraźnie negatywny wpływ na rośliny A. thaliana L. U roślin rosnących w obecności wysokich stężeń Pt(II) intensywność procesów fizjologicznych (badane były wymiana gazowa, fluorescencja chlorofilu a, całkowita zawartość chlorofilu) była obniżona a błony komórkowe uszkodzone. Ekspozycja roślin na działanie platyny skutkowała także podwyższoną zawartością fitochelatyn w całej roślinie i glutationu w rozecie, co świadczy o uruchomieniu mechanizmów obronnych związanych z detoksykacją metali ciężkich. Praca ta została upowszechniona w formie publikacji (załącznik 4.II.A. 2) i doniesień konferencyjnych (załącznik 4.II.E.1 19 i 35-36).

Prowadziłem również badania na szkodliwością metali ciężkich (ołów, mangan) na wybrane gatunki roślin o dużym potencjale fitoremediacyjnym (Eichhornia crassipes (Mart.) Solms, Canna × generalis). Prace te zostały upowszechnione w formie doniesień konferencyjnych (załącznik 4.II.E.1 12, 18 i 29).

Ad d. Interakcje roślina-mikroorganizmy i ich roli w zwiększaniu efektywności procesu fitoremediacji

Badaniami dotyczącymi interakcji pomiędzy roślinami wyższymi a mikroorganizmy zajmuję się od 2012 roku. W dużej mierze prowadzone są one we współpracy z partnerem belgijskim (Hasselt University, Centre For Environmental Sciences) w ramach projektu „Warsaw Plant Health Initiative” (FP7-REGPOT-2011-1-286093), którego byłem wykonawcą.

Wraz z zespołem ekspertów z Centre for Environmental Sciences (Universiteit Hasselt) oraz Samodzielnego Zakładu Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa (SGGW) brałem udział w przygotowaniu publikacji przeglądowej dotyczącej wpływu mikroorganizmów (głównie bakterii endofitycznych) żyjących na powierzchni i/lub wewnątrz liści na rozkład lub zmniejszenie toksyczności zanieczyszczeń powietrza akumulowanych przez rośliny. Do tej pory zagadnienie to nie było opisane w literaturze. Ważną rolę mikroorganizmów w poprawieniu efektywności procesów fitoremediacji wiązano przede wszystkim z degradacją związków organicznych w glebie oraz zwiększeniem akumulacją zanieczyszczeń nieorganicznych z gleby i wody. Dowiedziono także, że symbiotyczne bakterie i grzyby łagodzą negatywne skutki stresów abiotycznych i stymulują wzrost i rozwój roślin w niekorzystnych warunkach. W publikacji, której jestem współautorem, omówiona została możliwa pozytywna rola mikroorganizmów (poza rozkładem zanieczyszczeń i ograniczaniem ich toksyczności również stymulacja wzrostu i poprawa kondycji roślin) w sytuacji gdy rośliny akumulują bezpośrednio z powietrza PM, lotne związki organiczne, SO2, CO2, CO, NOx oraz O3 (załącznik 4.II.A. 8).

Efektywny rozkład biologiczny niektórych złożonych związków organicznych możliwy jest tylko z zastosowaniem grzybów. Do takich zanieczyszczeń należą produkty ropopochodne, na przykład przepracowany olej silnikowy. Badania prowadzone wraz z dr inż. Juliuszem Markowskim dotyczyły możliwości wykorzystania grzybni boczniaka ostrygowatego (Pleurotus ostreatus (Jacq.) P. Kumm.) do rozkładu zużytego oleju


25

silnikowego oraz określenie najwyższej koncentracji tej substancji w podłożu umożliwiającej zarówno wzrost grzybni, jak i efektywny rozkład zanieczyszczeń. Przeprowadzone analizy potwierdziły, że boczniak ostrygowaty rozkłada węglowodory wchodzące w skład oleju silnikowego, a najbardziej wydajny rozkład zachodzi przy koncentracji 10 g oleju na kg-1 świeżej masy substratu (25 g oleju na kg-1 masy suchej podłoża). Wzrost koncentracji oleju w podłożu powyżej 10 g na kg-1 świeżej masy powoduje ograniczenie wzrostu grzybni boczniaka ostrygowatego. Należy podkreślić, że nawet przy wyższych stężeniach oleju, jego rozkład nadal ma miejsce, jest on jednak mniej intensywny (załącznik 4.II.D.1. 2).

Podczas stażów naukowych w Universiteit Hasselt, Centre For Environmental Sciences (dwa trzymiesięczne staże w latach 2012 i 2013) zajmowałem się identyfikacją genotypową bakterii endofitycznych zasiedlających korzenie roślin hiacynta wodnego (Eichhornia crassipes (Mart.) Solms) rosnących w warunkach optymalnych i stresu metali ciężkich (bar). Identyfikację bakterii endofitycznych prowadziłem wykorzystując analizę restrykcyjną amplifikowanych fragmentów operonu rybosomalnego (ang. Amplified Ribosomal DNA Restriction Analysis, ARDRA). Wyizolowane i zidentyfikowane bakterie endofityczne zostały następnie scharakteryzowane fenotypowo pod kątem możliwości wspomagania wzrostu i rozwoju roślin (produkcja IAA, aktywności deaminazy ACC, wiązanie azotu cząsteczkowego i solubilizacja fosforu nieorganicznego), tolerancji na wybrane metale ciężkie (kadm, bar miedź, cynk i nikiel) oraz zwiększenia efektywności procesu fitoremediacji (produkcja siderforów i kwasów organicznych). Badania nad E. crassipes Mart. były następnie kontynuowane w laboratoriach Samodzielnego Zakładu Przyrodniczych Podstaw Ogrodnictwa w SGGW, gdzie podjąłem próbę zwiększenia efektywności pobierania baru przez hiacynta wodnego poprzez inokulację korzeni roślin bakteriami endofitycznymi. W przypadku niektórych szczepów uzyskane wyniki były bardzo obiecujące. Wybrane szczepy bakterii stymulowały wzrost i produkcję biomasy roślin E. crassipes Mart.w obecności baru oraz zwiększały jego akumulację i transport do części nadziemnych. Prace te zostały upowszechnione w formie doniesień konferencyjnych (załącznik 4.II.E.1. 7-9 i 11).

Metody badawcze poznane podczas stażów w Universiteit Hasselt, Centre for Environmental Sciences wykorzystałem również do uruchomienia laboratorium zajmującego się interakcjami pomiędzy roślinami a bakteriami endofitycznymi w macierzystej jednostce. Prowadziłem badania nad identyfikację genotypową i charakterystyką fenotypową bakterii endofitycznych zasiedlających korzenie kilku gatunków roślin, między innymi gorczycy białej (Sinapis alba L.), lipy drobnolistnej (Tilia cordata Mill.) i grabu pospolitego (Carpinus betulus L.). Prace te zostały upowszechnione w formie doniesień konferencyjnych (załącznik 4.II.E.1. 3-4, załącznik 4.II.E.2 2). Ad. e. Mechanizmy działania biostymulatorów roślinnych

Biostymulatory to preparaty wykorzystywane w nowoczesnej produkcji roślinnej w celu zwiększenia plonowania i poprawy jakości plonu roślin uprawnych, szczególnie gdy uprawa poddana jest niekorzystnemu działaniu stresów roślinnych, co w warunkach polowych jest właściwie nieuniknione.

Przeprowadziłem badania dowodzące, że biostymulator oparty na nitrofenolach (para-nitrofenolan sodu, orto-nitrofenolan sodu, 5-nitroguajakolan sodu) łagodzi niekorzystny wpływ jonów kadmu (Cd, przykład ważnego środowiskowo metalu ciężkiego – możliwość obecności w nawozach fosforowych) oraz platyny (Pt, przykład metalu szlachetnego i jednocześnie nowego zagrożenia środowiskowego, szczególnie w okolicach dróg) na rośliny A. thaliana L. Rośliny rzodkiewnika pospolitego eksponowane na negatywny wpływ obu metali i traktowane biostymulatorem były większe (wyższe, większa całkowita powierzchnia i liczba liści), rozwijały się szybciej (szczególnie generatywnie – szybciej wytwarzane były


26

kwiatostany i łuszczyny z nasionami) oraz cechowały się sprawniejszym aparatem fotosyntetycznym (intensywność wymiany gazowej, wartości parametrów fluorescencji chlorofilu a, całkowita zawartość chlorofilu). Biostymulator zmniejszał też stopień uszkodzeń błon plazmatycznych i poprawiał gospodarkę wodną roślin. Uzyskane wyniki dowodzą, że biostymulator oparty na nitrofenolach może łagodzić stres wywołany metalami, szczególnie w przypadku jeżeli zastosowanie zostanie prewencyjnie lub we wczesnej fazie stresu (załącznik 4.II.A. 4 i 10).

Inny czynnikiem stresowym, który w ogromny stopniu wpływa na wielkość produkcji roślinnej jest susza. Na przykładzie roślin A. thaliana L. wykazałem, że stres suszy może być łagodzony przez zastosowanie biostymulatorów. Traktowanie roślin nitrofenolami pozytywnie wpłynęło na wymianę gazową (intensywność fotosyntezy, przewodność szparkowa, intensywność transpiracji), fluorescencję chlorofilu a, całkowitą zawartość chlorofilu, parametry morfologicznych roślin (wysokość roślin, powierzchnia liści, liczba kwiatostanów i łuszczyn), akumulację biomasy oraz gospodarkę wodną (względna zawartość wody). Biostymulator obniżał również stopień uszkodzeń błon plazmatycznych oraz stężenie kwasu abscysynowego (ABA) w korzeniach i liściach. Szczególnie warty odnotowania wydaje się wpływ badanego biostymulatora na zahamowanie syntezy ABA, co można łączyć z brakiem spowolnienia wzrostu i rozwoju roślin traktowanych nitrofenolami we wczesnej fazie stresów abiotycznych, za który w dużej mierze odpowiada ABA (załącznik 4.II.A. 10, załącznik 4.II.D.2. 1).

We współpracy z partnerem czeskim (Czech University of Life Sciences Prague, Department of Plant Protection) oceniałem przydatność biostymulatora opartego na nitrofenolach w uprawie rzepaku ozimego (Brassica napus L. var. napus). Przeprowadzone doświadczenia potwierdziły, że biostymulator pozytywnie wpływa na plon i parametry jakościowe plonu oraz stymuluje procesy fizjologiczne zachodzące w roślinach (wymiana gazowa - intensywność fotosyntezy, parametry fluorescencji chlorofilu a, akumulacja świeżej i suchej biomasy). Nowością w omawianych badaniach jest dowiedzenie skuteczności biostymulatora w walce z pryszczarkiem kapustnikiem (Dasineura brassicae Winn.), ważnym szkodnikiem rzepaku ozimego. Uzyskane wyniki pozwoliły sformułować wniosek, że zastosowanie biostymulatora indukuje syntezę lignin (badania obejmowały analizę zmian w ekspresji genów odpowiedzialnych za syntezę lignin i określenie stężenia lignin w łuszczynach), które wzmacniają łuszczyny rzepaku i obniżają poziom uszkodzeń spowodowanych przez pryszczarka kapustnika. Bardzo ciekawym osiągnięciem tej pracy jest wykazanie, że większa synteza lignin u roślin rzepaku ozimego ma zawiązek z modyfikacją poziomu ekspresji genów odpowiedzialnych za ten proces. Uzyskane wyniki mają duże znaczenie praktyczne, ponieważ włączenie biostymulacji z wykorzystaniem nitrofenoli do programów ochrony rzepaku ozimego może doprowadzić do ograniczenia stosowania pestycydów (załącznik 4.II.A. 9).

Biostymulatory są zazwyczaj najskuteczniejsze gdy stosowane są na rośliny rosnące w warunkach stresu. Ich rola jest zazwyczaj marginalizowana w literaturze, gdy warunki uprawy są zbliżone do optymalnych. W badaniach nad modelowym gatunkiem A. thaliana L. wykazałem, że zastosowanie biostymulatora opartego na nitrofenolach w kluczowych fazach rozwojowych rośliny może prowadzić do stymulowania wzrostu i produktywności także w warunkach optymalnych. Zakres zmian powodowanych przez biostymulator w warunkach zbliżonych do optymalnych jest mniejszy niż w sytuacji wystąpienia czynnika stresowego, ale może już mieć znaczenie dla producentów roślinnych (załącznik 4.II.A. 11).

Wyniki doświadczeń przeprowadzonych nad mechanizmami działania biostymulatorów zaprezentowane zostały ponad to na licznych konferencjach naukowych w formie wystąpień ustnych i posterów (załącznik 4.II.E.1 14, 21, 24-25, 28, 31-33 i 37-44, załącznik 4.II.E.2 3-4).


27

Ad. e. Wpływ multi-stresów miejskich na rośliny Miasto to bardzo trudne środowisko życia dla roślin. Zieleń miejska poddana jest

negatywnemu działaniu różnych czynników stresowych, które zazwyczaj działają jednocześnie, w różnym natężeniu oraz czasie trwania. W większości przeprowadzonych dotychczas prac badawczych analizowany był wpływ jedynie pojedynczych stresów na rośliny, najczęściej aplikowanych w warunkach kontrolowanych i przez krótki czas. Przedmiotem moich badaniach jest natomiast odpowiedź roślin na kombinacje czynników stresowych typowo występujących w warunkach miejskich.

Wspólnie z partnerem włoskim (Institute of Biometeorology - National Research Council, IBIMET-CNR, oddział w Bolonii) prowadziłem badania nad wpływem dwóch najważniejszych stresów terenów zurbanizowanych, suszy (ważny czynnik stresowy w każdym europejskim kraju, dodatkowo przewiduje się, że susze w najbliższej przyszłości będą zdarzały się częściej niż obecnie) i zasolenia (pochodzącego przede wszystkim z odladzania dróg i chodników), na rośliny ambrowca balsamicznego (Liquidambar styraciflua L.). Prace wykonane były w ramach dwóch projektów o charakterze stypendialnym, których byłem kierownikiem: “Ecophysiological responses of urban trees to experimental drought condition” oraz “Response of isoprene emission and photosynthetic apparatus to urban stresses in sweet gum (Liquidambar styraciflua L.)” finansowanych przez European project ExpeER. Oba czynniki stresowe aplikowane były w natężeniu i czasie trwania realistycznym dla dużych miast w Europie. Przeprowadzone badania obejmowały ocenę wpływu suszy i zasolenia, zastosowanych oddzielnie i razem, na (i) potencjał wody w liściach, (ii) wymianę gazową (intensywność fotosyntezy i transpiracji, przewodność szparkowa), (iii) fluorescencję chlorofilu a, (iv) cykl ksantofilowy oraz (v) emisję izoprenu. W pracy tej zbadano również, czy możliwa jest pełna regeneracja roślin po uszkodzeniach wywołanych przez badane stresy. Aplikacja obu czynników stresowych jednocześnie okazała się bardziej niebezpieczna dla roślin niż ekspozycja na suszę i zasolenie aplikowane pojedynczo. Oba stresy, niezależnie od sposobu aplikacji, obniżały wymianę gazową i wartości badanych parametrów fluorescencji chlorofilu a. Cykl ksantofilowy oraz emisja izoprenu okazały się mechanizmami chroniącymi rośliny przed negatywnym działaniem badanych stresów. Szczególnie ciekawy był wpływ suszy i zasolenia na emisję izoprenu, która mimo, że była obniżona, to w zdecydowanie mniejszym stopniu niż intensywność fotosyntezy, która jest źródłem węgla w syntezie izoprenu. Do tej pory uznawano, że emisja izoprenu w sytuacji stresu jest na tyle wysoka, że może wpływać na podwyższone tworzenie się gazów cieplarnianych w atmosferze. Wyniki uzyskane w tej pracy na przykładzie ambrowca balsamicznego (średnio silny emiter izoprenu) dowodzą, że stresy miejskie w dłuższej perspektywie najprawdopodobniej obniżają emisję izoprenu w porównaniu do warunków zbliżonych do optymalnych. Wykazano również, że regeneracja roślin po ekspozycji na suszę i zasolenie jest możliwa, co sugeruje, że badane stresy, zastosowane w natężeniu i czasie trwania typowych dla warunków miejskich, powodowały raczej obniżenie intensywności procesów fizjologicznych u ambrowca balsamicznego niż je trwale uszkadzały. Wyniki z tych doświadczeń zaprezentowane zostały w formie doniesienia konferencyjnego (załącznik 4.II.E.1. 2), a publikacja jest obecnie w trakcie recenzji (Environmental and Experimental Botany). Stresem roślinnym, którego relacje z innymi czynnikami ograniczającymi wzrost i rozwój roślin nie zostały jeszcze w pełni poznane jest wiatr. Wraz z partnerem norweskim (The Norwegian Institute of Bioeconomy, Urban Greening and Environmental Engineering) przeprowadziłem doświadczenia mające na celu zbadanie, jak wiatr o średniej sile wpływa na często wykorzystywane na zielonych dachach w krajach skandynawskich rośliny babki nadmorskiej (Plantago maritima L.), jastrzębca kosmaczka (Hieracium pilosella L.) i kostrzewy czerwonej (Festuca rubra L.). Najważniejszym wynikiem uzyskanym w tej pracy jest wykazanie, że niezależnie od badanego gatunku, wiatr przyśpiesza niekorzystny wpływ

Załącznik nr 2 - SGGWwobiak.sggw.pl/wp-content/uploads/2014/05/Autoreferat3.pdfSæbø i in. 2012,...

Documents

Transcript of Załącznik nr 2 - SGGWwobiak.sggw.pl/wp-content/uploads/2014/05/Autoreferat3.pdfSæbø i in. 2012,...