Krystyna Niesiobędzka

 

Zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi pochodzenia antropogenicznego, będące wynikiem działalności przemysłowej, atmosferycznej depozycji, stosowania nawozów i osadów ściekowych w rolnictwie, stają się coraz częściej tematem badań wielu naukowców.

Rozwój motoryzacji przyczynia się do wzrostu zawartości metali w glebach przydrożnych i glebach wzdłuż dróg komunikacyjnych, co znajduje odzwierciedlenie w licznych publikacjach, potwierdzając w ten sposób ogólnoświatowy charakter problemu zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi. Atmosfera, jako jeden z naturalnych komponentów środowiska, jest nośnikiem wielu substancji naturalnych, w tym również antropogenicznych, przedostających się do niej w wyniku gospodarczej działalności człowieka. Zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego mają na ogół charakter globalny, wynikający najczęściej z emisji gazów lub cząstek o bardzo małych rozmiarach, utrzymujących się stosunkowo długo w powietrzu w postaci pyłu zawieszonego i docierających do różnych rejonów kuli ziemskiej, a nawet do stratosfery. W powietrzu obok licznych substancji występują również pierwiastki śladowe (między in. Zn, Pb, Cu), stanowiące obecnie jedno z podstawowych i bardziej niebezpiecznych, antropogenicznych zanieczyszczeń. Największe ilości cynku występują w powietrzu regionów przemysłowych i aglomeracji miejskich. Jego główne źródło stanowią emisje przemysłowe i motoryzacyjne. Skażeniu motoryzacyjnemu podlegają głównie tereny występujące w bezpośrednim sąsiedztwie dróg i ulic o dużym natężeniu ruchu samochodowego. Stężenie Pb w powietrzu atmosferycznym jest bardzo zróżnicowane, od ok. 1 ng.m-3 do ponad 20000 ng.m-3 nad aglomeracjami miejskimi. Zakres naturalnej zawartości Pb w powietrzu przyjęto na poziomie 0,5–10 ng.m-3, a zakres najczęściej występujących zanieczyszczeń wynosi 70-8000 ng.m-3. Dopuszczalne średnie roczne stężenie ołowiu proponuje się na poziomie 500 ng.m-3 [WHO 1987]. Miedź w powietrzu związana jest najczęściej z cząstkami pyłu, przy czym znaczna jej część występuje w postaci łatwo rozpuszczalnej w wodzie oraz w formach związanych z tlenkami Fe i Mn, a także ze związkami organicznymi. Ponad 90% miedzi z atmosfery dostaje się na powierzchnię gleb i roślin wraz z opadami atmosferycznymi [Kabata-Pendias i Pendias 1999].

Wiele badań dotyczy nadmiernej akumulacji metali w środowisku glebowym, będącej rezultatem wieloletniego stosowania nawozów mineralnych. Efektem zanieczyszczenia gleb (na terenach użytkowanych jako łąki i pastwiska) są podwyższone poziomy stężeń metali w mleku krów. Kołacz i wsp. [2004], a także Vidovic i wsp. [2005] stwierdzili silną korelację pomiędzy poziomami stężeń ołowiu w mleku, a regionem jego pochodzenia. Podobne doniesienia można znaleźć w wielu innych pracach [Swarup i wsp. 2005, Güler 2007, Ayar i wsp. 2008]. Metale pochodzące ze źródeł antropogenicznych łatwo ulegają akumulacji w wierzchnich warstwach gleb, stwarzając potencjalne zagrożenie dla roślin i zwierząt oraz dla człowieka – ostatniego ogniwa w łańcuchu troficznym. Metale stanowią poważne zagrożenie dla środowiska glebowego ze względu na labilność i rozpuszczalność form, w jakich mogą występować.

Metale ciężkie w glebach podlegają procesowi rozdziału pomiędzy składnikami fazy ciekłej i stałej. Procesy wiązania metali zależą od rodzaju metalu, właściwości gleb oraz form zdeponowanych zanieczyszczeń metalicznych. Prowadzą one zwykle do przejścia z form labilnych (łatwo przyswajalnych biologicznie) do bardziej stabilnych w długim przedziale czasie. Na dystrybucję form metali w glebach niewątpliwy wpływ wywierają właściwości gleb (pH, zawartość węgla organicznego, pojemność sorpcyjna, zawartość iłu koloidalnego). Właściwości gleb w dużym stopniu decydują o mechanizmie wiązania metali w glebach, a tym samym mają wpływ na ich mobilność i biodostępność. Biodostępność jest terminem często stosowanym do określania zdolności do uwalniania się metalu w takiej formie, która jest łatwo dostępna dla żywych organizmów i łatwo migruje w łańcuchu troficznym. Biodostępność i mobilność metali stanowią złożone kwestie wymagające prowadzenia szeregu badań, których wyniki pozwalają jedynie oszacować, czy też prognozować niekorzystne skutki w przypadku gleb i roślinności, narażonej na zanieczyszczenia, jak również przewidywać ich zachowanie w środowisku. Z pojęciem biodostępności wiąże się nierozerwalnie pojęcie mobilności, którą ocenia się za pomocą tzw. indeksu mobilności. Za indeks mobilności przyjęto uważać stosunek stężenia form biodostępnych metali do ich całkowitego stężenia w glebie wyrażony w procentach (inaczej zwany udziałem procentowym form biodostępnych metali w ich całkowitej zawartości w glebie).

Większość badaczy zwraca uwagę nie tylko na wpływ parametrów glebowych, ale również na wpływ gatunku roślin (z ich genetyczną zdolnością do regulacji absorpcji korzeniowej) na procesy zachodzące w układzie: gleba – roślina. Czynniki determinujące biodostępność metali powinny być uwzględnione w strategii monitorowania środowiska i prognozowania skutków ekologicznych. Baran i Jasiewicz [2008] badali bioakumulację metali w różnych gatunkach roślin oraz ich reakcję na toksyczną zawartość cynku i kadmu w glebie [Baran i wsp. 2009]. Kryteria oceny toksyczności powinny uwzględniać wzajemne zależności między glebą a rośliną, wskazując na przyczynowo – skutkowy charakter zanieczyszczenia ekosystemu. Wyniki badań Curyły [1996] i wielu innych autorów [Rieuwerts i wsp. 2006, Smolders i wsp. 2009] sugerują, że ze wzrostem pH i zawartości materii organicznej należy spodziewać się zmniejszenia przyswajalności metali przez rośliny. Lu i wsp. [2007] znaleźli dodatnią korelację między indeksem mobilności i zawartością materii organicznej oraz ujemną – z wartościami pH gleb. Silne korelacje między udziałem metali w poszczególnych formach i właściwościami gleb potwierdzają wpływ parametrów glebowych na mechanizm wiązania pierwiastków ze składnikami gleb i ich rozdział w poszczególnych frakcjach. Kukier i wsp. [2004] oraz Basta i wsp. [2005] stwierdzili, że odczyn gleby jest najważniejszym czynnikiem kontrolującym absorpcję korzeniową metali przez rośliny. Wartość pH wpływa na procesy rozpuszczania i współstrącenia oraz procesy redoks zachodzące nieustannie w naturalnych warunkach glebowych. Obniżenie wartości pH gleb może zwiększać mobilność dodatnio naładowanych jonów metali jako rezultat protonowego współzawodnictwa z jonami tych metali i zmniejszenie ilości wiążących miejsc na cząstkach gleby. Materia organiczna to kolejny ważny czynnik wpływający na biodostępność metali poprzez łatwość wiązania metali i obecność słabo zdysocjowanych grup funkcyjnych w środowisku alkalicznym. Wiązanie metali następuje w efekcie interakcji między substancjami humusowymi i tlenkami glinu, żelaza i manganu. Frakcje związane z tlenkami Fe i Mn oraz kompleksowe połączenia z materią organiczną są traktowane jako aktywne, stanowiące potencjalne zagrożenie w sprzyjających warunkach (zmiana potencjału redox, rozkład materii organicznej). Materia organiczna może być czynnikiem uwalniającym, jak również unieruchamiającym metale w glebie. Rozpuszczalność związków metali związanych ze strukturalnymi składnikami materii organicznej jest determinowana przez rozpuszczalność tej materii. Zazwyczaj jej rozkład prowadzi do powstania produktów o mniejszych cząstkach lub o większej rozpuszczalności. Stanowi to ważny czynnik sprzyjający przechodzeniu metali z glebowej fazy stałej do fazy wodnej. W środowisku o pH > 6,5 następuje zmniejszenie łatwo rozpuszczalnych form pierwiastków śladowych w glebie oraz ograniczenie ich pobierania przez roślinę.

Ze względu na możliwość uruchamiania metali z poszczególnych frakcji i wzajemnego przechodzenia z jednej frakcji do drugiej (w sprzyjających warunkach glebowych) określenie form metali, stanowiących największe zagrożenie (formy metali aktualnie dostępne i „potencjalnie” dostępne) ma głęboki i uzasadniony sens. Dynamika procesów glebowych, zmiany właściwości fizykochemicznych, biologicznych wymuszają i obligują do prowadzenia długoterminowych badań ze względu na transformacje, jakim mogą ulegać formy metali. Procesy transformacji wywierają ogromny wpływ na zachowanie się metali w środowisku glebowym (retencja, migracja) i związaną z nim biodostępność, której nie należy pomijać we wszelkich próbach oceny lub prognozowania ryzyka ekotoksykologicznego. Uzyskanie pełnej wiedzy na temat biodostępności metali wymaga dwubiegunowego podejścia do problemu, obejmującego zarówno frakcjonowanie całkowitej puli metali w próbkach gleby w celu oszacowania udziału frakcji metali potencjalnie dostępnych oraz równoległego oznaczania stężenia metali w materiale roślinnym pobranym z tego samego obszaru badawczego, z którego pochodziły próbki gleb.

Istotne znaczenie w procesach uruchamiania i immobilizacji metali ciężkich mają warunki redoks panujące w glebach. W wyniku procesów redoks z uwodnionych tlenków manganu i żelaza do roztworu mogą przechodzić najpierw jony Mn2+, a następnie Fe2+, a ich rozpuszczanie wiąże się z uwalnianiem wcześniej zaadsorbowanych i okludowanych metali ciężkich. Zmianom warunków tlenowych w glebie towarzyszą również inne procesy mogące mieć wpływ na mobilność metali w glebie, np. rozkład materii organicznej przyczyniający się do uwalniania metali. Z drugiej zaś strony w warunkach silnie beztlenowych powstaje siarkowodór, który może powodować wytrącanie się metali w postaci siarczków. W związku z powyższym trudno jest przewidzieć wprost wpływ warunków oksydo – redukcyjnych na zachowanie się metali ciężkich w glebach. Formy chemiczne, w jakich metale występują w glebach, mają istotny wpływ na pobieranie metali przez roślinę i decydują o ich mobilności i biodostępności. Rodzaj źródła emitującego zanieczyszczenia metaliczne różnicuje zachowanie i mechanizm wiązania metali w środowisku glebowym. Metale pochodzenia naturalnego inaczej wiążą się ze składnikami gleb w stosunku do metali pochodzenia antropogenicznego, np. pochodzących z osadów ściekowych wykorzystywanych rolniczo czy z motoryzacji], przyjmujących zróżnicowane formy. Badania nad specjacją metali ciężkich w osadach ściekowych (wykorzystywanych rolniczo) oraz procesami pobierania metali przez rośliny mogą być przydatne między innymi do oszacowania poziomów stężeń dopuszczalnych oraz krytycznych metali dla roślin oraz ustanawiania nowych, lepszych przepisów (bazujących na najnowszych osiągnięciach nauki w w tym zakresie) w sprawie stosowania osadów ściekowych jako dodatków do gleb w wielu krajach.

Do oceny stopnia zanieczyszczenia środowiska metalami coraz częściej wykorzystuje się wyniki badań akumulacji metali przez różne gatunki roślin, bazując na współzależnościach pomiędzy zanieczyszczeniem gleb, powietrza i roślin. W wielu publikacjach naukowych podkreśla się, że fakt przekroczonych stężeń metali ciężkich w glebie ponad wartości normatywne nie musi stwarzać żadnego zagrożenia dla środowiska, jeśli te pierwiastki występują w formie niedostępnej dla roślin. Dlatego niezwykle ważne jest aby przy dokonywaniu oceny ryzyka ekologicznego uwzględniać przede wszystkim formy biodostępne metali, a w ramach państwowego monitoringu oznaczać zarówno całkowite stężenia metali, jak i stężenia form biodostępnych, które łatwo przechodzą do roztworu glebowego i w tej postaci są absorbowane przez korzenie roślin. Wielu naukowców pracuje nad udoskonalaniem norm prawnych, które mają za zadanie chronić środowisko w perspektywie długoterminowej. Rozwiązywanie tego typu problemów wymaga prowadzenia regularnych i rozciągniętych w czasie, kompleksowych badań, uwzględniających procesy transformacyjne form metali w funkcji czasu i zmieniających się warunków glebowych.

Bardzo istotne w ocenie biodostępności metali w warunkach długoterminowych jest uwzględnienie wpływu materii organicznej, warunków tlenowych oraz odczynu gleb. W literaturze można się spotkać z licznymi, sprzecznymi raportami w tej kwestii, które należy wyjaśnić na gruncie kompleksowych badań środowiskowych, prowadzonych w naturalnych warunkach glebowych. Wielu badaczy podejmuje próby matematycznego opisu zachowania się metali w środowisku glebowym i ich migracji do roślin. Jednak z uwagi na złożoność procesów i różnorodność czynników mających wpływ na mobilność i biodostępność metali bardzo ryzykowne jest transponowanie wyników badań i wykorzystywanie opracowanych modeli do oceny biodostępności metali w innych glebach o odmiennej charakterystyce fizykochemicznej. Takie postępowanie w konsekwencji może prowadzić do poważnych błędów. Weryfikacja modeli na materiale niezależnym i oszacowanie błędu w każdym przypadku wydaje się konieczne. Ważną rolę w biodostępności metali odgrywa aktywność wolnych jonów metali w roztworze glebowym i ich zdolność do absorpcji korzeniowej. Jednak z uwagi na fakt, że wiele innych czynników ma wpływ na biodostępność metali tradycyjne koncepcje, bazujące na prostym związku przyczynowo – skutkowym między obecnością metali we frakcji metali w roztworze glebowym i ich kumulacją w roślinie, powinny być weryfikowane przez badania wzajemnych relacji w układzie: gleba – roztwór glebowy – roślina. Słabą stroną w ocenie i przewidywaniu biodostępności metalu jest nieuwzględnianie dynamicznych procesów, odpowiedzialnych za aktywność wolnego jonu, jak również stosowanie uproszczonego schematu biologicznej absorpcji metali. Próby kwantyfikacji specjacji w systemach naturalnych zazwyczaj pociągają za sobą pewne błędy, wynikające ze zmiany równowagi pomiędzy formami występowania metali w zmieniających się warunkach glebowych. Do oszacowania udziału form biologicznie dostępnych metali stosuje się popularne na świecie jednoetapowe metody z wykorzystaniem roztworów NTA, DTPA i EDTA jako ekstrahentów. Proponuje się wiele innych metod ekstrakcyjnych za pomocą odczynników o różnej sile ługowania metali, jednak wiele z nich budzi kontrowersje i nadal nie ma metody uznanej za niezawodną i najlepszą. W metodach służących ocenie potencjalnej biodostępności stosuje się wodę i wodne roztwory soli – np. H2O, KCl, CaCl2, NH4Ac, NaNO3, Ca(NO3)2 – roztwory o właściwościach redukujących – np. chlorowodorek hydroksyloaminy, sól sodowa kwasu askorbinowego – oraz roztwory kwasów i ich soli – np. kwas octowy + octan sodu – oraz rozcieńczone kwasy mineralne. Z metodami tymi wiąże się istotnie wiele problemów analitycznych, związanych między innymi z oznaczaniem śladowych zawartości niektórych składników. Ważna jest świadomość pewnych ograniczeń i błędów wynikających z samej procedury, czy też potencjalnej transformacji form pierwiastków w czasie przechowywania badanego materiału. W próbkach środowiskowych zachodzą różnorodne procesy biochemiczne, enzymatyczne (pod wpływem światła, tlenu atmosferycznego, temperatury). Stosowanie metod ekstrakcyjnych pociąga za sobą pewne błędy związane z naruszeniem stanu równowagi już w zasadzie na wstępnym etapie przygotowywania próbki do analizy (suszenie, przesiewanie przez sita) i wreszcie z agresywnym działaniem ekstrahentów. Ponadto różnorodność stosowanych ekstrahentów o odmiennych stężeniach w połączeniu ze zróżnicowaniem użytych do badań gleb sprawia, że porównywanie wyników z już opublikowanymi staje się bardzo trudne. Pomimo istnienia szeregu norm ISO dotyczących zasad wyboru i stosowania metod oceny biodostępności pierwiastków śladowych w celu scharakteryzowania zanieczyszczonych gleb i materiałów glebowych, żadna z nich nie różnicuje metod w kontekście tej najlepszej.

W Polsce i na świecie prowadzone są badania dotyczące możliwości pobierania znacznych ilości metali ciężkich przez rośliny, głównie w aspekcie możliwości stosowania określonych gatunków roślin do remediacji chemicznie zanieczyszczonych i przyziemnej części atmosfery. Wśród roślin pobierających duże ilości metali ciężkich znajduje się też wiele roślin jadalnych i pastewnych, co stwarza zagrożenie dla zdrowia ludzi i zwierząt. Przedmiotem wielu prac badawczych (zapoczątkowanych na początku lat 1990) są metody remediacji gleb zanieczyszczonych metalami z zastosowaniem roślin, w tym między innymi – tzw. „hiperakumulatorów” (roślin o wyjątkowej zdolności do pobierania metali). Metody te badane są pod kątem możliwości usunięcia nadmiaru metali z gleb. W innych metodach stosowane są różnego rodzaju sorbenty, minerały, których celem jest ograniczanie mobilności i biodostępności metali poprzez ich trwałe wiązanie. Fitoremediacja to grupa metod, obejmująca zarówno techniki fitoekstrakcji metali z gleb, jak i fitostabilizacji gleb zanieczyszczonych. Tak zwana ”zielona” technologia wymaga prowadzenia wielu badań, żeby można ją było stosować z dużym powodzeniem w przypadku gleb o zróżnicowanej charakterystyce fizykochemicznej i różnym stopniu zanieczyszczenia metalami. Skuteczność metod fitoekstrakcji w dużej mierze będzie zależała od specjacji zanieczyszczających metali i wielkości produkcji biomasy przez rośliny pobierające metale z gleby, w tym na przykład „hiperakumulatory”. Zgodnie z definicją Reeves i Bacer [2000] hiperakumulatory to rośliny, których minimalne poziomy akumulowanych metali takich, jak Cu, Pb i Zn (w biomasie nadziemnych części) wynoszą odpowiednio: 1000 mg.g-1s.m., 1000 mg.g-1s.m. i 10000 mg.g-1s.m., podczas gdy dla zwykłych „akumulatorów” analogiczne parametry są w przypadku dwóch pierwszych metali 10-krotnie, a dla Zn 5-krotnie niższe. W ostatnich latach intensyfikacji uległy badania związane z biotechnologią roślin, ukierunkowaną na transfer odpowiednich genów, czyniących te rośliny bardziej efektywnymi w procesach remediacji.

 

Toksyczność metali ciężkich (Cu, Pb i Zn)

Działanie toksyczne metali ciężkich w stosunku do organizmów żywych jest związana z możliwością ich bioakumulacji. Nawet pierwiastki niezbędne do prawidłowego funkcjonowania organizmu mogą okazać się toksyczne w przypadku osiągnięcia stężenia granicznego (tzw. dawki progowej). W konsekwencji może pojawić się szereg objawów patologicznych, w tym zmian i uszkodzeń narządów wewnętrznych, a nawet śmierci. Toksyczność pierwiastków śladowych zależy od szeregu czynników, w tym od: rodzaju pierwiastka, jego stężenia, formy chemicznej metalu, jej rozpuszczalności w wodzie i tłuszczach, obecności substancji towarzyszących, odczynu pH oraz od ogólnej kondycji organizmu i czasu ekspozycji. W organizmie ludzkim pierwiastki śladowe mogą przyłączyć się do niektórych anionów w płynach ustrojowych i być transportowane po całym  organizmie. W efekcie dochodzi do blokowania enzymów oraz zaburzeń przepuszczalności błon biologicznych, syntezy białka i wytwarzania ATP, prowadzących do uszkodzenia łańcucha kwasów  nukleinowych – DNA i RNA. Na świecie, w tym także w Polsce, prowadzi się liczne badania (zarówno in  vitro, jak i in situ) nad wpływem metali ciężkich na organizmy.

Miedź, ołów i cynk należą do pierwiastków, które mogą stanowić istotne zagrożenie dla środowiska przyrodniczego w warunkach  ich nadmiernej akumulacji. W celu identyfikacji substancji mutagennych i genotoksycznych  pracowano wiele testów i procedur przesiewowych (skriningowych). Genotoksyczne właściwości substancji chemicznej można badać, obserwując różnorodne genetyczne efekty końcowe zarówno in  vitro jak i in vivo. Uważa się, że za indukcję somatycznych (włączając kancerogenezę) oraz dziedzicznych defektów są odpowiedzialne mutacje genowe albo aberracje chromosomowe. Wyniki  badań toksykologicznych pozwalają na określenie wpływu metali ciężkich na niektóre funkcje metaboliczne i przeżywalność organizmów żywych. Miedź wykazuje największą toksyczność ze  względu na rozwój roślin (ogranicza wzrost). Przy nadmiernych ilościach wpływa negatywnie na podstawowe procesy życiowe roślin, powoduje zmiany w zabarwieniu liści, plamy nekrotycznei skrócenie korzeni.

W teście LC-daphnia i genotoksycznym miedź również plasuje się na pierwszym miejscu, wyprzedzając ołów. Stopień szkodliwości dla drobnoustrojów glebowych szereguje badane metale w następujący sposób: Cu > Zn > Pb [Piontek 1997]. Zdaniem Kabaty-Pendias i Pendias [1999] wskaźniki koncentracji w glebach piaszczystych oraz wskaźniki bioakumulacji w roślinach nie różnicują tych metali w sposób znaczący, wskazując raczej na zbliżone poziomy. Wielu autorów dostrzega różnice w podatności tych pierwiastków na akumulację i ich przyswajalności, stawiając cynk na pierwszym miejscu jako najbardziej podatny metal, następnie miedź, a na końcu ołów o najmniejszej przyswajalności [Starck 2002]. Należy przy tym wyraźnie podkreślić, że decydującą rolę w tej kwestii będą odgrywały takie czynniki, jak gatunek gleb, gatunek roślin oraz warunki panujące w układzie: gleba – roślina.

Średnia optymalna zawartość miedzi w roślinach wynosi od 5-20 mg.g-1s.m. [Wiąckowski 1998]. Poniżej 4-5 mg.g-1s.m. obserwuje się efekty niedoboru tego pierwiastka. Niedobór jonów miedzi w liściach powoduje zmiany w zabarwieniu liści (brunatno-żółte) i ich więdnięcie, a w efekcie obniżenie plonowania. Natomiast po przekroczeniu normy fizjologicznej miedzi przez rośliny obserwuje się zaburzenia metabolizmu, czego efektem jest ograniczenie rozwoju i wzrostu [Czerwiński 1980, Kabata-Pendias i Pendias 1999]. Miedź występuje we wszystkich tkankach zwierzęcych, przy czym niektóre z nich odznaczają się szczególną tendencją do jej kumulacji, np.  wątroba. Cu jest niezbędnym składnikiem pożywienia wszystkich zwierząt i człowieka, a pełne pokrycie zapotrzebowania na nią jest podstawowym warunkiem prawidłowego rozwoju i zdrowia. Zapotrzebowanie człowieka dorosłego na ten pierwiastek wynosi 1,5-4 mg.dzień-1. W organizmach ludzkich bardziej niekorzystny niż nadmiar jest niedobór miedzi, gdyż powoduje zaburzenia w wielu ważnych procesach, które mogą powodować anemię, ograniczenie wzrostu i płodności a także choroby układu nerwowego i krążenia [Kabata-Pendias i Pendias 1999].

Ołów należy do grupy bardzo toksycznych pierwiastków. Występuje w organizmach roślinnych wyłącznie jako skutek  zanieczyszczonego środowiska, a jego funkcja w metabolizmie nie została potwierdzona. Nadmierne ilości tego pierwiastka negatywnie wpływają na podstawowe procesy życiowe roślin (zaburza procesy fotosyntezy, metabolizm azotowy oraz gospodarkę wodną). Ołów, podobnie jak nadmiar miedzi, powoduje zmiany w zabarwieniu liści, plamy nekrotyczne i skrócenie korzeni. Największą toksyczność wykazują nieorganiczne związki ołowiu rozpuszczalne w wodzie i płynach ustrojowych oraz  organiczne związki, rozpuszczalne w tłuszczach.

Związki ołowiu łatwo wnikają do organizmów ludzkich drogą pokarmową, oddechową, a nawet przez powłoki skórne [Kowalak 1997].  Zakumulowany Pb w kościach może z powrotem przejść do krwi, zwłaszcza pod wpływem zaburzeń metabolicznych, a także stresów psychicznych. Przy przewlekłych zatruciach ołów może wywołać anemię. Na negatywne działanie ołowiu narażony jest także układ nerwowy (ośrodkowy i obwodowy) oraz nerki. Wśród łagodnych objawów wymienia się pogorszenie sprawności umysłowej oraz  nadmierną ruchliwość, natomiast za najcięższe następstwa uznaje się zanik kory mózgowej i wodogłowie [Alloway i Ayres 1999].

Cynk jest ważnym mikroelementem niezbędnym do  prawidłowego funkcjonowania organizmów żywych, odgrywającym istotną rolę w ich metabolizmie. Zarówno niedobór, jak i nadmiar tego pierwiastka wpływa niekorzystnie na wzrost i rozwój roślin. Niedobór Zn w roślinach stwierdza się na ogół, gdy zawierają one mniej niż 20 mg.kg-1, a jego  toksyczne działanie następuje powyżej zawartości 300÷400 mg.kg-1. Jego niedobór prowadzi do zaburzenia metabolizmu białek, fosforanów, węglowodanów i zmian w syntezie RNA i DNA [Kabata- Pendias i Mukherjee 2007]. Cynk występuje w organizmie człowieka średnio na poziomie 80-200 mg.kg-1 i wykazuje tendencję do gromadzenia się w wątrobie i nerkach. Dawka szkodliwa cynku (Probable Effects Level – wartość stężenia pierwiastka lub związku chemicznego, powyżej którego obserwuje się ich toksyczny wpływ na organizm) wynosi 150-600 mg.dzień-1. Niedobór tego pierwiastka wywołuje zaburzenia wzrostu, rozwoju układu kostnego, funkcji rozrodczych, stany zapalne skóry i łysienie oraz biochemiczne zmiany krwi. Zapotrzebowanie człowieka na cynk wynosi 12-15 mg.dzień-1. Wchłanianie tego pierwiastka może ograniczać miedź (metaboliczny antagonizm  Zn-Cu) oraz dodatkowo również wapń i magnez. Najbardziej wrażliwe na cynk są przeżuwacze, które mogą ulec zatruciu po spożyciu roślin zawierających około 1000 mg.kg-1Zn. Nadmiar tego metalu w organizmach zwierzęcych uważa się za jedną z przyczyn zmian nowotworowych [Kabata-Pendias i Pendias 1993].

Niniejszy artykuł opracowano na bazie wybranych rozdziałów monografii naukowej [Niesiobędzka 2018].

Literatura

[1] Ayar A., Sert D., Akin N.: The trace metals level in milk and dairy products consumed in middle Anatolia – Turkey. Environ. Monit. Assess. 06/2008.

[2] Baran A., Jasiewicz C., Klimek A.: Reakcja roślin na toksyczną zawartość cynku i kadmu w glebie. Proceedings of ECOpole, Vol. 2, Nr 2: 417-422, 2008.

[3] Baran A., Jasiewicz C.: Toksyczna zawartość kadmu i cynku w glebie dla różnych gatunków roślin. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, 40: 157-164, 2009.

[4] Basta N. T., Ryan J. A., Chaney R. L.: Trace Element Chemistry in Residual-Treated Soil. Journal of Environmental Quality , 34: 49-63, 2005.

[5] Curyło T.: Wpływ odczynu gleby na pobieranie cynku, miedzi i niklu przez rośliny owsa. Zeszyty Problemowe Postępów Nauk Rolniczych, 434: 49-54, 1996.

[6] Güler Z.: Levels of 24 minerals in local goat milk, its strained yoghurt and salted yoghurt (tuzlu yo ğ urt). Small Ruminant Research 71: 130–137, 2007.

[7] Kabata-Pendias A., Motowicka-Terelak T., Piotrowska M., Terelak H., Witek T.: Ocena stopnia zanieczyszczenia gleb i roślin metalami ciężkimi i siarką. IUNG 5-9, Puławy 1993.

[8] Kabata-Pendias A., Pendias H.: Biogeochemia pierwiastków śladowych. PWN, Warszawa 1999.

[9] Kołacz R., Dobrzański Z., Górecka H., Chojnacka K., Rudnicka A.: The content of lead and cadmium in milk and blood of cows kept in industrial and typically agricultural region. Chem. Agric., 5: 312–316, 2004.

[10] Kowalak A.: Metale śmierci. WOPR, Iwonicz 1997.