HIPERAKUMULACIJA KADMIJA PRI RAZLIČNIH POPULACIJAH …pefprints.pef.uni-lj.si/1407/1/Diplomsko_Delo_Nina_Kavcic.pdf · Dipl. delo Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, BF, Odd. za biologijo,

UNIVERZA V LJUBLJANI

PEDAGOŠKA FAKULTETA

BIOTEHNIŠKA FAKULTETA

Študijski program: Biologija in gospodinjstvo

HIPERAKUMULACIJA KADMIJA PRI

RAZLIČNIH POPULACIJAH RANEGA

MOŠNJAKA V SLOVENIJI IN POMEN ZA

FITOREMEDIACIJO

DIPLOMSKO DELO

Mentorica: Kandidatka:

prof. dr. Marjana REGVAR Nina KAVČIČ

Ljubljana, oktober 2012

Kavčič N. Hiperakumulacija kadmija pri različnih populacijah ranega mošnjaka v Sloveniji in pomen za fitoremediacijo. Dipl. delo Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, BF, Odd. za biologijo, 2011

i

Diplomska naloga je zaključek Univerzitetnega študijskega programa biologija in

gospodinjstvo Pedagoške fakultete v Ljubljani. Večino poskusov smo izvedli na Katedri

za fiziologijo rastlin Oddelka za biologijo Biotehniške fakultete Univerze v Ljubljani.

Meritve z AAS so bile opravljene na Katedri za zoologijo Oddelka za Biologijo

Biotehniške fakultete Univerze v Ljubljani, meritve z XRF pa na Inštitutu Jožefa

Štefana v Ljubljani.

Študijska komisija Oddelka za biologijo je za mentorico diplomske naloge imenovala

prof. dr. Marjano Regvar.

Komisija za oceno in zagovor:

Predsednica: prof. dr. Alenka GABERŠČIK

Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo

Članica: prof. dr. Marjana REGVAR


Članica: doc. dr. Katarina VOGEL MIKUŠ


Datum zagovora:

Diplomska naloga je rezultat lastnega raziskovalnega dela.

Podpisana se strinjam z objavo svoje naloge v polnem tekstu na spletni strani Digitalne

knjižnice Biotehniške fakultete. Izjavljam, da je naloga, ki sem jo oddala v elektronski

obliki, identična tiskani verziji.

Nina Kavčič


ii

KLJUČNA DOKUMENTACIJSKA INFORMACIJA

ŠD Dn

DK 631.453(497.4Mežiška dolina)(043.2)

KG koncentracija Cd / hiperakumulacija Cd / Thlaspi praecox / fitoekstrakcija Cd /

Lozice / Lokovec / Mežica / variabilnost med populacijami

AV KAVČIČ, Nina

SA REGVAR, Marjana (mentor)

KZ SLO, 1000 Ljubljana, Večna pot 111

ZA Univerza v Ljubljani, Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo

LI 2012

IN HIPERAKUMULACIJA KADMIJA PRI RAZLIČNIH POPULACIJAH

RANEGA MOŠNJAKA (THLASPI PRAECOX) V SLOVENIJI IN POMEN ZA

FITOEKSTRAKCIJO

TD Diplomsko delo (univerzitetni študij)

OP x, 72 str., 3 tab., 11 gr., 2 sl., 3 pril., 51 vir.

IJ sl

JI sl/en

AI V rastlinjaku smo ob dodatku različnih koncentracij Cd (0, 50, 100, 250 mg/kg

Cd) v rastnem substratu vzgojili tri populacije ranega mošnjaka Thlaspi praecox

(populacije iz Lozic, Lokovca in Mežice). Prav tako smo nabrali rastline ranega

mošnjaka na njihovih naravnih rastiščih (Lozice, Lokovec, Mežica). Mežiška

dolina velja za eno izmed področij, ki so najbolj onesnažena s težkimi kovinami.

Lozice in Lokovec pa s težkimi kovinami nista onesnažena. S poskusom smo

želeli ugotoviti, kako populacije reagirajo na različne koncentracije Cd v tleh in

primerjati privzem Cd pri različnih populacijah. Ugotavljali smo tudi primernost

populacij za fitoekstrakcijo s Cd onesnaženih tal.

Pri poskusu v laboratoriju smo rastline pred cvetenjem pobrali iz substrata, ločili

poganjke od korenin in vsak del (poganjke, korenine, substrat) posebej analizirali.

Koncentracije Cd v poganjkih in koreninah smo, po mineralizaciji z mešanico

HNO3 in HClO4, izmerili s pomočjo atomsko absorpcijskega spektrometra (AAS).

Z AAS smo prav tako izmerili izmenljive koncentracije Cd v tleh na koncu

poskusa

Rastline iz narave smo pobrali v času cvetenja in semenenja. S korenin smo

odstranili substrat, ter rastline ločili na poganjke in korenine. . Koncentracije Cd v

vsakem vzorcu posebej smo merili s pomočjo rentgensko fluorescenčne

spektrometrije (XRF). Analize so potrdile visoko onesnaženost tal s Cd v Mežiški

dolini in hkrati veliko višjo koncentracijo Cd v poganjkih in koreninah ranega

mošnjaka kot pri ostalih dveh populacijah. Ugotovili smo, da se biomasa

vzgojenih rastlin med populacijami ni statistično značilno razlikovala in višje

koncentracije Cd v substratu niso negativno vplivale na biomaso poganjkov, so pa

negativno vplivale na biomaso korenin. Mežiška populacija je imela največjo

koncentracijo Cd v tkivih ter se je izkazala za najbolj primerno populacijo za

fitoekstrakcijo s Cd onesnaženih tal.


iii

KEY WORDS DOCUMENTATION

DN Dn

DC 631.453(497.4Mežiška dolina)(043.2)

CX Cd concentration / Cd hyperaccumulation / Thlaspi praecox / Cd phytoextraction /

Lozice / Lokovec / Mežica / variability between populations

AU KAVČIČ, Nina

AA REGVAR, Marjana (supervisor)

PP SLO, 1000 Ljubljana, Večna pot 111

PB University of Ljubljana, Biotechnical Faculty, Department of Biology

PY 2012

TI HYPERACCUMULATION OF CADMIUM IN DIFFERENT POPULATIONS

OF PENNYCRESS (THLASPI PRAECOX) AND ITS SIGNIFICANCE FOR

PHYTOREMEDIATION

DT Graduation thesis (University studies)

NO x, 72 p., 3 tab., 11 grap., 2 pic., 3 ann., 51 ref.

LA sl

AI sl/en

AB Three different populations of Thlaspi praecox (from Lozice, Lokovec and

Mežica) were grown in substrates with different concentrations of Cd (0, 50, 100,

250 mg/kg Cd) under greenhouse conditions. In addition the plants were also

collected in their natural habitats (Lozice, Lokovec, Mežica). Mežica valley is

known to be one of the most heavy metal polluted areas in Slovenia while Lozice

and Lokovec are non polluted areas. The aims of our study were to reveal the

impact of different concentrations of Cd in substrate on plant growth and Cd

accumulation in selected populations. The Cd phytoextraction potential of

different populations was also studied.

Plants for experiments were harvested before flowering. The plants were

separated to roots and shoots and dried. Dried plant material was then mineralized

in a mixture of HNO3 and HClO4 (10:1) and the concentration of Cd in roots and

shoots was measured using atomic absorption spectrometry (AAS). Exchangeable

Cd concentrations in soil were also analysed by AAS after extraction in

ammonium acetate (NH4Ac).

The plants from their natural habitats were collected during flowering and seeding

period. Concentrations of Cd in roots, shoots and soil were determined using X-

ray fluorescence spectrometry. The results confirmed that T. praecox population

from Mežica valley exhibited much higher Cd concentrations in shoots, as well as

the highest accumulation capacity when compared to the other two populations

(Lokovec and Lozice), therefore it is the most suitable for phytoremediation of Cd

polluted sites.


iv

KAZALO VSEBINE

1 UVOD ........................................................................................................................ 1

2 PREGLED OBJAV ................................................................................................... 2

2.1 Onesnaženje tal .................................................................................................. 3

2.2 Stanje v Sloveniji ............................................................................................... 3

2.3 Težke kovine ...................................................................................................... 5

2.3.1 Kadmij ........................................................................................................ 6

2.3.2 Kadmij v tleh .............................................................................................. 6

2.3.3 Kadmij in rastline ........................................................................................ 7

2.3.4 Kadmij in človek ....................................................................................... 14

3 CILJI ........................................................................................................................ 16

4 HIPOTEZE .............................................................................................................. 17

5 MATERIALI IN METODE .................................................................................... 18

5.1 Vzgoja rastlin pri kontroliranih pogojih ........................................................... 18

5.2 Analiza vzorcev rastlin vzgojenih v kontroliranih pogojih .............................. 20

5.2.1 Priprava steklovine ................................................................................... 20

5.2.2 Priprava rastlinskega materiala na mineralizacijo vzorcev ....................... 20

5.2.3 Mineralizacija vzorcev .............................................................................. 20

5.2.4 Dolčanje izmenljive frakcije kadmija v substratu s pomočjo AAS .......... 21

5.2.5 Meritve kadmija z atomsko absorpcijsko spektrometrijo (AAS) ............. 21

5.3 Analiza vzorcev rastlin izbranih populacij na njihovih naravnih rastiščih ...... 22

5.3.1 Priprava vzorcev za merjenje z rentgensko fluorescenčno spektrometrijo

(XRF) 22

5.3.2 Meritve elementov z rentgensko fluorescenčno spektrometrijo (XRF) .... 22

5.4 Statistična analiza ............................................................................................. 23

6 REZULTATI ........................................................................................................... 24



v

6.1.1 Koncentracija Cd v tleh, poganjkih in koreninah .................................... 24

6.1.2 Bioakumulacijski faktor (BAF) ................................................................ 26

6.1.3 Translokacijski faktor (TF) ....................................................................... 27

6.1.4 Diskriminančna analiza rastlin izbrani populacij na njihovih naravnih

rastiščih 28


6.2.1 Biomasa rastlin ......................................................................................... 29

6.2.2 Koncentracija Cd ...................................................................................... 31

6.2.3 Bioakumulacijski faktor (BAF) ................................................................ 33

6.2.4 Translokacijski faktor (TF) ....................................................................... 35

6.2.5 Skupna vsebnost Cd v rastlini ................................................................... 36

6.2.6 Diskriminančna analiza rastlin vzgojenih v kontroliranih pogojih ........... 38

6.2.7 Fitoekstrakcijska sposobnost – delež odstranjenega Cd iz substrata ........ 39

7 RAZPRAVA ............................................................................................................ 41


7.1.1 Cd v tleh, poganjkih in koreninah pri populacijah iz narave .................... 41


7.2.1 Biomasa rastlin ......................................................................................... 42

7.2.2 Koncentracija Cd ...................................................................................... 43

7.2.3 Bioakumulacijski faktor ............................................................................ 44

7.2.4 Translokacijski faktor ............................................................................... 44

7.2.5 Skupna vsebnost Cd .................................................................................. 45

7.2.6 Primernost populacij za fitoremediacija ................................................... 46

8 SKLEPI .................................................................................................................... 47

9 POVZETEK ............................................................................................................ 48

10 SUMMARY ........................................................................................................ 50

11 UPORABA PRIDOBLJENEGA ZNANJA PRI POUKU.................................. 52


vi

11.1 VKLJUČITEV TEME DIPLOMSKEGA DELA V UČNI NAČRT ............... 52

11.2 PRIPRAVA NA UČNO URO ......................................................................... 54

12 VIRI .................................................................................................................... 61

13 ZAHVALA ......................................................................................................... 66

14 PRILOGE ............................................................................................................ 67


vii

KAZALO TABEL

Tabela 1: Mejne vrednosti kovin, ki določajo hiperakumulacijske rastline (Van der Ent

s sod., 2012). ..................................................................................................................... 9

Tabela 2: V tabeli so predstavljene hipoteze in razlage za tolerančne mehanizme

hiperakumulacijskih rastlin, in sicer zakaj rastlinam koristi privzem kovin v njihova

tkiva (Boyd in Martens, 1992). ....................................................................................... 11

Tabela 3: Priprava lončkov z različnimi populacijami, koncentracijami Cd in številom

sadik. Zatemnjeni prostori v tabeli predstavljajo lončke. ............................................... 19


viii

KAZALO GRAFOV

Graf 1: Koncentracija Cd v (a) tleh, (b) koreninah in poganjkih pri Lozicah, Lokovcu in

Mežici na njihovih naravnih rastiščih (povprečje ± SN, n=5).. Številke nad stolpci

predstavljajo statistično značilno razliko (p<0.05). ........................................................ 25

Graf 4: Graf diskriminančne analize pri Lozicah, Lokovcu in Mežici na njihovih

naravnih rastiščih. ........................................................................................................... 28

Graf 5: Suha masa a) poganjkov in b) korenin pri Lozicah, Lokovcu in Mežici v

kontroliranih pogojih (povprečje ± SN, n=4). Črke nad stolpci predstavljajo statistično

značilno razliko (p<0,05). Biomasa predstavlja povprečno suho maso vseh poganjkov

oz. korenin v lončku. ....................................................................................................... 30

Graf 6: Koncentracija Cd v a) poganjkih in b) koreninah pri Lozicah, Lokovcu in

Mežici v kontroliranih pogojih (povprečje ± SN, n=4). Črke nad stolpci predstavljajo

statistično značilno razliko (p<0,05). .............................................................................. 32

Graf 10: Diskriminančni graf ......................................................................................... 38

Graf 11: Količina odstranjenega Cd iz substrata v mg s pomočjo rastlin v enem lončku

pri Lozicah, Lokovcu in Mežici v kontroliranih pogojih (povprečje ± SN, n=4). Črke

nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko (p<0,05)....................................... 40


ix

KAZALO SLIK

Slika 1: Zemljevid Slovenije, ki prikazuje onesnažena področja s Cd (Zupan M., 2008) 5

Slika 2: Rani mošnjak (Thlaspi pracox Wulfren) iz narave. .......................................... 13


x

OKRAJŠAVE IN SIMBOLI

AAS atomska absorbcijska spektrometrija

As arzen

B bor

BAF bioakumulacijski faktor

Cd kadmij

Co kobalt

Cr krom

Cu baker

DW dry weight – suha masa

Fe železo

F fluor

HClO4 perklorna kislina

Hg živo srebro

HNO3 dušikova (V) kislina

Mn mangan

Mo molibden

Ni nikelj

P fosfor

Pb svinec

Se selen

SM suha masa

Sn kositer

TF translokacijski faktor

V vanadij

XRF X-Ray Fluorescence – retgenska fluorescenca

Zn cink


1

1 UVOD

Onesnaženost tal s kovinami je najpogosteje povezana s človekovo dejavnostjo v okolju

(rudarjenje, taljenje rude, industrija, kmetijstvo, promet, odlaganje odpadkov) (Zupan s

sod., 2008), včasih pa je posledica naravne sestave tal.

Čeprav so nekatere kovine v majhnih količinah potrebne za rast in razvoj rastlin (Zn,

Fe, Co, Cu, Mo, Mn) (Purves s sod., 2003), pa je kadmij (Cd), v nasprotju z njimi, že v

majhnih količinah strupen. V tleh se nahaja zaradi preperevanja matične kamnine,

največkrat pa je posledica človekovega delovanja (Adriano, 2001). Med najbolj

onesnažena območja tal v Sloveniji sodijo Mežiška dolina, Celjska kotlina in Jesenice

(Zupan s sod., 2008).

Rastline, ki so sposobne akumulirati izjemno visoke količine težkih kovin (Cd, Zn, Pb,

Ni...), označujemo kot hiperakumulacijske za določeno kovino (Brooks s sod., 1977). Z

odkritjem teh hiperakumulacijskih vrst rastlin so se začele porajati ideje o

fitoremediaciji – čiščenju onesnaženih tal s pomočjo rastlin (Salt s sod., 1995). Težke

kovine so namreč zelo obstojne in se iz tal težko odstranijo. Zaradi svojih strupenih

učinkov pa že v majhnih količinah vplivajo na kvaliteto življenja rastlin, živali in

človeka.

V Sloveniji najbolj znani hiperakumulacijski vrsti za Cd sta rani mošnjak (Thlaspi

praecox) in modrikasti mošnjak (T. caerulescens). V Sloveniji rani mošnjak uspeva

tako na onesnaženih kot na neonesnaženih področjih. Poleg Cd pa hiperakumulira tudi

cink (Zn) in svinec (Pb) (Vogel-Mikuš s sod., 2005).

V diplomski nalogi smo želeli preučiti akumulacijske sposobnosti Cd pri ranem

mošnjaku. Rani mošnjak nas še posebej zanima, ker je ena od na novo odkritih vrst

rastlin v Sloveniji, ki hiperakumulira Cd (Vogel-Mikuš s sod., 2005). Med seboj smo

primerjali tri populacije ranega mošnjaka, ki rastejo v Lozicah, Lokovcu in Mežici.

Populacije smo med seboj primerjali po koncentraciji Cd v korenine in poganjke ter po

biomasi. Izračunali smo translokacijski in bioakumulacijski faktor ter ugotavljali

primernost različnih populacij ranega mošnjaka za fitoremediacijo s Cd onesnaženih tal.

Preverili pa smo tudi stopnjo akumulacije Cd izbranih populacij na njihovih naravnih

rastiščih.


2

2 PREGLED OBJAV

Onesnaževanje okolja pomeni velik problem za človeštvo, saj vpliva na kvaliteto

življenja, predvsem iz zdravstvenega vidika. Ene izmed najbolj strupenih snovi, ki so

lahko zaradi onesnaženja na nekaterih mestih prisotne v prevelikih količinah, pa so prav

gotovo težke kovine. Problem težkih kovin je, da se v okolju ne razgradijo, ampak se

lahko v tleh kopičijo, izpirajo v podtalnico in prehajajo v nekatere rastline ali, za nas

potrošnike pomembneje, pridelke. Sedaj je sicer že znanih nekaj načinov čiščenja tal, ki

so onesnažena s težkimi kovinami. Za nas je zanimiv predvsem način, ki je okolju

prijazen, lažje izvedljiv in vključuje rastline. Ta način se imenuje fitoremediacija.

Fitoremediacija je čiščenje onesnaženih tal s pomočjo nekaterih rastlin, ki privzamejo

določene kovine v svoja tkiva. Te rastline nato odstranijo in jih primerno deponirajo ali

pred tem celo sežgejo (Garbisu and Alkorta, 2001). Fitoremediacija je zanimiva

predvsem zato, ker naj bi bila okolji prijazna, lažje izvedljiva pa tudi cenovno ugodna

(Salt s sod., 1998).

V naši nalogi smo se osredotočili le na eno kovino, tj. kadmij (Cd), ki je velikokrat

prisoten v okolju zaradi onesnaževanja, ki je predvsem posledica človekovega

delovanja. Nedavno odkrita rastlinska vrsta Thlaspi praecox (rani mošnjak), je znana po

hiperakumulaciji Cd (Vogel-Mikuš s sod., 2005). To pomeni, da v svoja tkiva

akumulira veliko večjo koncentracijo Cd kot ga je v tleh, kjer raste, in kot ga rastline

običajno akumulirajo.

Rani mošnjak je sorodnik modrikastega mošnjaka. Modrikasti mošnjak pa je v svetu že

dobro raziskana rastlinska vrsta in je prav tako znana po hiperakumulaciji Cd.

Raziskave kažejo, da se populacije modrikastega mošnjaka med seboj razlikujejo v

koncentraciji Cd (Lombi s sod., 2000), zato nas je zanimalo kakšne so te razlike med

populacijami pri ranem mošnjaku. Zanimalo pa nas je tudi, katera populacija bi bila

potencialno najbolj primerna za fitoremediacijo tal, ki so onesnažena s Cd.

V nadaljevanju bomo izpostavili problem onesnaževanja s težkimi kovinami in Cd, ki

sodi mednje ter si pogledali kakšno je stanje glede onesnaženja s Cd v Sloveniji.

Podrobneje se bomo seznanili z lastnostmi in uporabo Cd, da se bomo zavedali, kako

Cd sploh pride v naravo s človeško pomočjo. Razložili bomo vlogo Cd v povezavi s

tlemi, rastlinami in človekom. Obrazložili bomo hiperakumulacijo in toleranco na Cd,


3

nekaj besed pa bomo namenili tudi rastlinski vrsti (rani mošnjak), ki hiperakumulira Cd

in obrazložili pomen fitoremediacije pri čiščenju onesnaženih tal.

2.1 Onesnaženje tal

Onesnaževanje okolja je neposredno ali posredno vnašanje snovi ali energije v zrak,

vodo ali tla ali povzročanje odpadkov in je posledica človekove dejavnosti, ki lahko

škoduje okolju ali človekovemu zdravju ali posega v lastninsko pravico tako, da

poškoduje ali uniči predmet lastninske pravice ali posega v njeno uživanje ali v pravico

do rabe okolja (Zakon o varstvu okolja, 2004).

Tla predstavljajo pomembno vlogo za vse organizme na Zemlji. Saj omogočajo rast

rastlin, brez katerih si življenja na zemlji ne moramo predstavljati. Rastline so namreč

pomemben vir hrane (pridelki), gradbenega materiala (les), goriva (les, koruza), zaščita

pred erozijo (korenine)... Tla pa ljudem omogočajo tudi prostor za bivanje, delo,

rekreacijo. Skratka z njimi pridemo v stik v vsakdanjem življenju. Zato je skrb za čisto

okolje izrednega pomena.

Tla nastajajo s preperevanjem kamninske osnove in tvorbo humusa ob razgradnji

organskih ostankov v tleh. Zaradi počasnega nastajanja in obnavljanja tla spadajo med

neobnovljivi naravni vir (Zupan s sod., 2008). Zaradi raznih dejavnikov, ki

onesnažujejo okolje s strupenimi snovmi je življenje organizmov nemalokje ogroženo,

saj onesnaženost tal vpliva na rastlinstvo in podtalnico, torej posledično tudi na

prehrano in vodo, kar pa vpliva na ljudi in živali. Največkrat je posledica onesnaženosti

tal povezana ravno s človekovo dejavnostjo v okolju (rudarjenje, taljenje rude,

industrija, kmetijstvo, promet, odlaganje odpadkov) (Zupan s sod., 2008).

Med snovmi, ki onesnažujejo tla so težke kovine, zaradi svoje nerazgradljivosti prav

gotovo eden izmed resnejših onesnaževalcev okolja.

2.2 Stanje v Sloveniji

Zupan s sod. ( 2008) med najbolj onesnažena območja tal v Sloveniji uvrščajo Mežiško

dolino, Celjsko kotlino in okolico Jesenic. Mežiška dolina je bila razvrščena v razred


4

največje obremenjenosti okolja (Odlok o območjih največje obremenjenosti okolja in o

programu ukrepov za izboljšanje kakovosti okolja v Zgornji Mežiški dolini, 2007) glede

na določbe Uredbe o mejnih, opozorilnih in kritičnih imisijskih vrednostih nevarnih

snovi v tleh (1996). Onesnaženost Mežiške doline je posledica rudarsko metalurške

dejavnosti v preteklosti. Glavni vir onesnaženja so bile emisije žveplovega dioksida

(SO2) in težkih kovin, predvsem svinca (Pb), kadmija (Cd) in cinka (Zn). Emisije Pb,

Zn in Cd so povzročile nakopičenje teh kovin v tleh, rečnem mulju in stanovanjskem

prahu, od koder so dostopne rastlinam, živalim in človeku. Te kovine se v tleh ne

razgradijo in lahko tam ostanejo zelo dolgo.

Koncentracija Cd v površinskih vzorcih ROTS iz obdobja od leta 1989 do 2007 (Slika

1) je segala od 0,14 do 10,1 mg/kg (povprečje 0,62 mg/kg Cd), največkrat so

koncentracije presegale mejno (22 % vzorcev) in opozorilno vrednost (14 % vzorcev),

ki je določena po Zakonu o varstvu okolja (2004) (Zupan s sod., 2008). Koncentracije v

sloju od 5 do 20 cm so bile večinoma nekoliko manjše (povprečje 0,48 mg/kg Cd), kar

potrjuje antropogeni izvor onesnaženosti. V vzorcih, ki pa so bili odvzeti na

obdelovalnih površinah, do globine 20 cm, pa je bila koncentracija Cd manjša in sicer v

povprečju 0,32 mg/kg Cd, kar kaže, da kmetijstvo ni najpogostejši izvor onesnaževanja

s Cd (Zupan s sod., 2008). Raziskave Likar in sod. (Likar s sod., 2009) so pokazale, da

je stopnja onesnaženosti tal v Mežici 15 ± 5 mg/kg Cd, v Lokovcu 1,1 ± 0,04 mg/kg Cd

in v Lozicah 0,3 ± 0,01 mg/kg Cd.

Posledica visoke količine Cd na območju Mežiške kotline je povišana vrednost Cd v

tleh in hišnem prahu (Žibret in Šajn, 2006). To dejstvo potrjuje, da smo izpostavljeni

škodljivim snovem, ki niso vidne očem in se jih moramo, zavoljo našega zdravja,

zavedati.


5

Slika 1: Zemljevid Slovenije, ki prikazuje onesnažena področja s Cd (Zupan M., 2008).

2.3 Težke kovine

Težke kovine so zelo obstojne in iz okolja težko odstranljive (Greger, 2004). Med težke

kovine sodijo elementi z gostoto nad 5 g/cm3 in z relativno atomsko maso nad 40

(Seregin in Ivanov, 2001). Vendar pa ne moremo vseh kovin z omenjenimi

karakteristikami označiti za strupene, saj so nekatere v majhnih količinah (do 100

mg/kg suhe mase) nujno potrebne za rast in razvoj višjih rastlin (Cu, Fe, Mn, Mo in Zn)

in živali (Cu, Co, Fe, Mn, Mo, Zn, Cr, Ni, Sn, V) (Adriano, 2001; Seregin in Ivanov,

2001). Ostale kovine, ki niso nujno potrebne, pa so za živa bitja že v majhnih količinah

lahko strupene (Cd, Pb, Cr, Hg,...) (Purves s sod., 2003). Čeprav nekatere rastline

akumulirajo Cd v svoja tkiva, zaenkrat še ni znano, da bi Cd igral kakršnokoli

pomembno vlogo pri rastlinah, ki rastejo na kopnem (Pahlsson, 1989). Znano je le, da

Cd sodeluje kot aktivni center v encimu karbonska anhidraza in je bil izoliran iz

globokomorske diatomeje Thalassiosira weissflogii (Lee in Roberts, 1995).


6

2.3.1 Kadmij

Kadmij (Cd) je elektropozitivna kovina z gostoto 8,64 g/cm3 in atomsko maso 112,4.

Cd se skoraj vedno pojavlja v divalentni obliki v vseh stabilnih spojinah. Najpogostejša

oblika Cd v naravi je kadmijev sulfid (CdS). Oblikuje pa tudi hidroksidne in

kompleksne ione z amoniakom in cianidom ( , ), ter različne

komplekse organskih aminov, žveplovih spojin, klorovih spojin in helatov. Zelo dobro

je topen v dušikovi kislini (Adriano, 2001).

Pridobiva se kot stranski produkt v industriji cinka (Zn), saj se vedno nahaja v

kombinaciji z njim in predstavlja kar 3-3,5% delež. Najdemo ga v raznovrstnih

potrošniških surovinah. Najpogosteje se uporablja kot zlitina, pri galvaniziranju

(avtomobilska industrija), v barvilih (kadmijev sulfid, kadmijev selenid), kot stabilizator

pri polivinil plastiki, v baterijah (ponovno napolnljive Ni-Cd baterije). Cd se uporablja

tudi za zaščito pred korozijo železa in jekla (Adriano, 2001). Onesnaženje s Cd pa ne

povzročajo le odpadki, ki vsebujejo Cd, ampak tudi nekatere dejavnosti, kot so

rudarjenje in taljenje rude, promet, kmetijstvo z uporabo mineralnih gnojil in

metalurgija (Zupan s sod., 2008).

2.3.2 Kadmij v tleh

Slovenska zakonodaja z Uredbo o mejnih, opozorilnih in kritičnih imisijskih vrednostih

nevarnih snovi v tleh določa mejno (1 mg/kg v SM), opozorilno (2 mg/kg v SM) in

kritično (12 mg/kg v SM) vrednost za Cd v tleh (Ur. l. RS 68/96).

Večina Cd se nahaja v zemeljski skorji. Običajna količina Cd v tleh je < 1 mg/kg SM

(Adriano, 2001). Naravni viri Cd so kamnine, iz katerih v procesu preperevanja nastaja

zemlja (Zupan s sod., 2008). Kamnine vsebujejo različno koncentracijo Cd glede na

izvor. Največ Cd je v sedimentnih kamninah (0,30 do 11 mg/kg), sledijo jim

metamorfne (0,10 do 1,0 mg/kg), najmanj pa ga je v vulkanskih kamninah (0,10 do 0,30

mg/kg). Na območjih, kjer poteka pridelava in predelava Cd, pa njegova koncentracija v

zgornji plasti tal lahko dosega tudi do 350 mg/kg v SM (Adriano, 2001). Raziskave za

Mežiško dolino kažejo, da je Cd v zemlji od 1,4 do 71 mg/kg (Gosar in Šajn, 2006). Na

4

3 6( )Cd NH 2

4( )Cd CN


7

območju stare cinkarne v Celju pa so v tleh namerili od 24 do 250 mg/kg Cd (Udovič in

Leštan, 2008).

Naravno prisoten Cd je v zemeljskem profilu enotno razporejen (Adriano, 2001). Na

onesnaženih področjih pa se Cd zadržuje pretežno v zgornjem delu zemeljskega profila

do 30 cm, kar kaže na njegovo nemobilnost (Williams s sod., 1980).

Cd se v zemlji nahaja v različnih oblikah (CdS, Cd2+

, CdSO4, CdCl+, CdHCO

3+). Veliko

ga je v vezani obliki in zato tudi rastlinam nedostopnega. Veže pa se predvsem na

organske molekule (Adriano, 2001).

2.3.3 Kadmij in rastline

2.3.3.1 Dostopnost in akumulacija

Rastlina vsega Cd, ki je v substratu, ne more sprejeti, ker ga je v zemlji veliko v vezani

obliki. Biodostopnost Cd pomeni, da je Cd v takšni obliki, da ga rastlina lahko sprejme,

to je v ionski obliki (Cd2+

) ali je vezan z manjšimi organskimi ligandi, kot so organske

kisline. Biodostopnost Cd je odvisna od mnogih dejavnikov: pH, redoks potenciala,

deleža organske snovi, teksture oz. vsebnost glinenih delcev, kationske izmenjalne

kapacitete, drugih prisotnih kovin, rastlinske vrste in njenega genotipa. Najboljši

pokazatelj dostopnosti Cd določeni rastlini pa je analiza vsebnosti kadmija v tkivih

same rastline (Adriano, 2001; Zupan s sod., 2008).

Pongrac s sod. (2007) poročajo tudi o različni stopnji privzema Cd med življenjskim

ciklom ranega mošnjaka. Vsebnost Cd se npr. med semenenjem zmanjša v listnih

rozetah in poveča v reproduktivnih tkivih. Tako, da so rezultati vsebnosti Cd v rastlini

odvisni od stopnje razvitosti rastline in tudi od delov rastline, ki jih testiramo.

Cd negativno vpliva na rastline in v večini primerov moti delovanje metabolnih poti v

celicah rastlin. Npr. negativno vpliva na procese, ki so odvisni od ATP-ja; na

fotosintezo, ker zavira sintezo klorofila; na transpiracijo, ker moti delovanje listnih rež;

na delitev in podaljševanje celic (Seregin in Ivanov, 2001).


8

2.3.3.2 Hiperakumulacija in toleranca

Hiperakumulacija je skrajna oblika akumulacije oz. kopičenja. Toleranca pa je

sposobnost organizma, da brez (večjih) negativnih posledic prenaša določene snovi

(SSKJ, 1994).

Da neko rastlino uvrstimo med hiperakumulacijske, mora izpolnjevati določene pogoje:

določeno kovino mora učinkovito absorbirati preko korenin in jo prenesti iz korenin v

poganjke (navadno akumulira več kovin v poganjkih), tolerirati mora visoko količino te

kovine (Tabela 1) s pomočjo notranjih razstrupljevalnih mehanizmov (Assunção s sod.,

2003) in, v primeru Cd, v svoja tkiva privzeti več kot 100 mg/kg Cd v SM (Brooks,

1998a). Hiperakumulacijske rastline dosežejo toleranco pretežno s pomočjo

razporejanja kovin v vakuole celic in z vezavo kovin na nekatere organske molekule

imenovane ligandi (Küpper s sod., 2004).

Skoraj vsa tla, ki so naravno bogata s Cd, so prav tako bogata z Zn. Zato morajo biti v

tem primeru hiperakumulacijske rastline tolerantne tudi na Zn. Zn pa vpliva na

zmanjšan privzem Cd. Pri poskusih je zato pomembno vzeti tla iz naravnega okolja, saj

se razmerje med Cd in Zn v naravi razlikuje (Van der Ent s sod., 2012).

Ločimo med dvema različnima skupinama rastlin glede na doslednost

hiperakumulacije: strogi in fakultativni hiperakumulatorji. Stroge hiperakumulacijske

vrste so tipične za določene tipe tal in imajo vedno tako visok privzem kovin, kot je

določeno za hiperakumulacijo. Fakultativne hiperakumulacijske vrste pa imajo

predstavnike, kjer so nekatere populacije hiperakumulatorne, druge pa ne (Van der Ent s

sod., 2012).

2.3.3.3 Zgodovina hiperakumulacije

Zapisi o rastlinah, ki akumulirajo velike količine kovin, segajo v 16. stoletje. Italijanski

botanik Andrea Cesalpino je poročal o rasti neke rastline na črnih kamnih v Toskani.

Kasneje je ta rastlina dobila ime Alyssum bertolonii. Leta 1948 pa so raziskave C.

Minguzzija in O. Vergnano pokazale, da omenjena rastlina kopiči neverjetno velike

količine Ni v poganjkih (7900 mg/kg SM), glede na veliko nižjo koncentracijo Ni v tleh

(4200 mg/kg SM) (Brooks, 1998b).


9

Pojem hiperakumulacije se je pojavil kasneje. Omenil ga je Brooks (Brooks s sod.,

1977), ko je z njim določil rastline, ki vsebujejo več kot 1000 mg Ni/kg (0.1%) v SM.

Mejne vrednosti, ki se upoštevajo, da neko rastlino opredelimo za hiperakumulacijsko,

se med posameznimi kovinami razlikujejo (Tabela 1). Prag za posamezno kovino pa naj

bi določili tako, da je najmanj 2-3 dekade večji od normalne koncentracije te kovine v

tleh (Van der Ent s sod., 2012).

Tabela 1: Mejne vrednosti kovin, ki določajo hiperakumulacijske rastline (Van der Ent s sod., 2012).

Kovina, ki jo rastlina

hiperakumulira:

Koncentracija kovine, ki jo rastlina privzame:

Cd, Se, Tl >100 mg/kg

Co, Cu, Cr >300 mg/kg

Ni, Pb, As >1000 mg/kg

Zn > 3000 mg/kg

Mn >10,000 mg/kg

Van der Ent (2012) je s sodelavci natančno določil pojem hiperakumulacije. Podali so

pogoje, kdaj rastline lahko označimo za hiperakumulacijske:

Koncentracija kovin se med različnimi deli rastline (ksilem, floem, listi...) zelo

razlikuje, zato se vedno upošteva le koncentracija kovin v suhih listih.

Pomembno je tudi, da ne upoštevamo kovinskih ionov, ki pridejo kot prašni

delci na liste rastlin, ampak le tisti del kovin, ki se prečrpajo preko korenin.

Najbolj primerna metoda za določanje hiperakumulacije je, da rastline zrastejo v

klimatiziranem okolju iz semen (iz narave) na zemlji vzete iz narave.

Hiperakumulacijske rastline morajo doseči visoko koncentracijo kovin (za vsako

kovino je tudi določena mejna vrednost, ki jo rastlina mora doseči) še v času, ko

so sposobne razmnoževanja.


10

Tipično za hiperakumulacijske rastline je, da imajo translokacijski faktor (TF)

>1. Se pa ta faktor ne more uporabljati kot samostojen pogoj za

hiperakumulacijo, saj pove le razmerje koncentracije kovin med koreninami in

poganjki, in ne absolutne koncentracije kovin v rastlini.

Lastnost hiperakumulacijskih rastlin je tudi bioakumulacijski faktor (BAF), ki je

>1 (običajno >50). BAF predstavlja razmerje med koncentracijo kovine v

rastlini in tlemi. Hiperakumulacijske rastline namreč vsebujejo večjo

koncentracijo kovin kot tla.

2.3.3.4 Strategije tolerance

Baker (Baker, 1981) je predlagal dve strategiji odgovora rastlin na povečano

koncentracijo kovin v substratu: akumulacijo in izključevanje. Akumulacijske rastline

koncentrirajo kovine v nadzemnih tkivih, čeprav je lahko koncentracija kovin v tleh

nizka. V tem primeru je koncentracija kovin v tkivih rastline višja od koncentracije

kovin v substratu (BAF>1). Za izključevalske rastline pa velja ravno obratno in sicer, da

ne privzamejo kovin v svoja tkiva, ne glede na količino kovin v tleh. V tem primeru pa

je koncentracija kovin v tkivih rastline nižja od koncentracije kovin v tleh (BAF<1).

Eno od zanimivih vprašanj, ki se tiče naše naloge je tudi: Kako lahko nekatere rastline

prenesejo tako visoke koncentracije težkih kovin, v našem primeru Cd, v svojih tkivih,

kajti Cd stresno vpliva na rastline. Večina rastlin zato na onesnaženih tleh ne uspeva.

Redke izjeme, ki preživijo, imajo namreč razvite različne tolerančne mehanizme, s

pomočjo katerih se lahko prilagodijo neugodnim razmeram. Boyd in Martens (1992) sta

podala nekaj možnih hipotez za tolerančne mehanizme, kar prikazuje spodnja tabela

(Tabela 2).


11

Tabela 2: V tabeli so predstavljene hipoteze in razlage za tolerančne mehanizme hiperakumulacijskih rastlin,

in sicer zakaj rastlinam koristi privzem kovin v njihova tkiva (Boyd in Martens, 1992).

HIPOTEZA RAZLAGA

Nenamerni privzem Rastline iz tal, ki so revna s hranili, nenamerno privzamejo

tudi določeno strupeno kovino in so tako v naprej

pripravljene na toleranco na to kovino. Tako lahko

preživijo na območjih, ki so onesnažena s to strupeno

kovino.

Toleranca na kovine Rastline kopičijo kovine v metabolno neaktivnih delih

celice.

Odstranjevanje strupenih

snovi iz rastline

Rastline lahko odstranjujejo strupene kovine, tako da jih

namestijo v tkiva, ki jih kasneje odvržejo.

Odpornost na sušo Kopičenje Ni rastlinam omogoči lažje preživetje suše.

Elementarna alelopatija Sredstvo za izogibanje kompeticije z rastlinami, ki so manj

odporne na kovine. Tolerantne rastline to izvedejo tako, da

tkiva z visoko vsebnostjo kovin odvržejo, ta pa se nato

kompostirajo. Na ta način manj tolerantnim rastlinam

zavrejo rast.

Obramba pred herbivori Povišane količine kovin v tkivih omogočajo zaščito pred

herbivori ali patogeni.

Hipoteze se med seboj ne izključujejo, ampak lahko ena rastlina izkorišča več

mehanizmov hkrati tako, da za vsako kovino, ki jo tolerira, uporabi drugačen

mehanizem (Boyd, 1998).

Hiperakumulacijske rastline so značilne za določene družine. Velik del rastlin, ki

hiperakumulirajo Cd, spadajo v družino križnic (Brassicaceae).


12

2.3.3.5 Fitoremediacija

Znanstveni krogi so se za hiperakumulacijske vrste rastlin začeli vedno bolj zanimati

šele nekaj desetletij nazaj, ko je McGrath in sod. (McGrath in Lodico, 1993) predstavil

možnosti za remediacijo onesnaženih tal s pomočjo omenjenih rastlin.

Fitoremediacija je tehnologija, ki s pomočjo rastlin čisti s kovinami onesnažena tla in

kaže velik potencial v prihodnosti, saj je cenovno učinkovita in okolju prijazna (Raskin

in Ensley, 2000; Garbisu in Alkorta, 2001). Rastline, ki so primerne za fitoremediacijo,

so hiperakumulatorji za določene kovine, saj so sposobne privzeti in koncentrirati

kovine v svoja tkiva. Dele rastlin, v katerih so koncentrirane količine kovin, nato

odstranijo iz zemlje jih posušijo, spremenilo v prah ali kompostirajo. Tip

fitoremediacije, pri katerih rastline privzamejo kovine iz zemlje in jih koncentrirajo v

delih (poganjkih, koreninah), ki jih je nato tudi lahko odstraniti iz tal, se imenuje

fitoekstrakcija (Garbisu in Alkorta, 2001).

Hiperakumulacija Cd je na žalost omejena na zelo majhno število rastlinskih vrst. Od

teh sta za enkrat pri nas znani vrsti Thlaspi praecox in Thlaspi caerulescens (Lombi s

sod., 2000; Vogel-Mikuš s sod., 2005).

Največja omejitev fitoremediacije predstavlja običajno nizka biomasa

hiperakumulacijskih rastlin in sposobnost privzema le ene ali dve vrsti težkih kovin.

Poznanih je namreč le 25 rastlinskih vrst, ki so sposobne hiperakumulirati po tri ali več

težkih kovin hkrati (McIntyre, 2003).


13

2.3.3.6 Rani mošnjak (Thlaspi pracox Wulfren)

Slika 2: Rani mošnjak (Thlaspi pracox Wulfren) iz narave.

Rani mošnjak (Slika 2) spada v družino križnic (Brassicaceae) tako kot še nekatere

druge rastline, ki jih uporabljamo v kuhinji za prehrano in kot začimbe. To so npr.

redkev, repa, hren, oljna repica, ogrščica.

Rani mošnjak je razširjen po vsej Sloveniji, Italiji, Južni Avstriji in na Balkanu (Thlaspi

praecox Wulfen). Raste na suhih travnikih od nižine do subalpskega pasu. Ima izrazito

rozeto, cvetočih stebel je večinoma več, čaša je rdečkasto nadahnjena, venec pa je bel.

Plodovi so v obliki luščkov, ki so razločno krilati (Martinčič s sod., 1999).

Rani mošnjak je bil pred nedavnim identificiran kot hiperakumulacijska vrsta za Cd

(Vogel-Mikuš s sod., 2005). Njegov najbližji sorodnik je Thlaspi caerulescens J&C

Presl (modrikasti mošnjak), ki je znan kot hiperakumulacijska vrsta za Cd, Zn in Ni in

je tudi najbolj razisk ana hiperakumuacijska rastlina v tem rodu (Assunção s sod.,


14

2003). Primerjava rDNA pa kaže na 99% genetsko sorodnost med T. praecox in T.

caerulescens (Likar s sod., 2009).

Nedavne raziskave so pokazale, da je rani mošnjak iz onesnaženih območij v Sloveniji

sposoben akumulirati do 0,6% Cd, 1,5% Zn in 0,4% Pb (5960 mg/kg Cd, 14 590 mg/kg

Zn in 3500 mg/kg Pb) v SM poganjkov v tleh, ki vsebuje le do 0,04% Cd, 0,5% Zn in

6,8% Pb (390 mg/kg Cd, 5490 mg/kg Zn in 67940 mg/kg Pb) (Vogel-Mikuš s sod.,

2005).

2.3.4 Kadmij in človek

Onesnaženje s Cd ogroža zdravje ljudi, saj Cd, ki je prisoten v tleh, vstopa v prehransko

verigo ljudi (Yang s sod., 2004). Cd v prehransko verigo vstopa preko rastlin (Seregin

in Ivanov, 2001). Preko rastlinskih hranil pa se s Cd lahko kontaminira tudi hrana

živalskega izvora. Zaužit Cd se nato kopiči v ledvicah in po dolgotrajni izpostavljenosti

povzroči njihovo okvaro. Cd v telo lahko vstopa ne le preko prebavnega trakta, ampak

tudi preko pljuč (vdihovanje prahu, kajenje). Cd se namreč nahaja v hišnem prahu, na

območjih, kjer so tovarne s predelavo Cd, in v cigaretah. Cd se pri vdihovanju absorbira

v kri, kjer se veže na eritrocite in se prav tako odlaga v skorji ledvic. V telesu ima zelo

dolgo razpolovno dobo (jetra 5-15 let, ledvice 10-30 let, mišice >30 let). Določanje

količine Cd v telesu pa ugotavljajo z merjenjem količine Cd v krvi (Eržen s sod., 2009).

Kadmiju so najbolj izpostavljeni ljudje, ki delajo v industriji predelave kovine, kadilci

in ljudje, ki se prehranjujejo z živili, ki vsebujejo veliko Cd. Švedske raziskave

opozarjajo, da so k privzemu Cd v telo najbolj nagnjene ženske, predvsem tiste, ki

imajo nizko raven železa v krvi, saj se pri njih Cd lažje veže na mesta namenjena za

železo (Ostrowski s sod., 1999).

Kadmij se nahaja na 7. mestu na prednostnem seznamu 50 najnevarnejših substanc,

katerih posledice izpostavljenosti se pri človeku lahko pojavijo šele po več kot šestih

letih od izpostavitve. Ostrowski s sod. (Ostrowski s sod., 1999) Cd uvrščajo med

kancerogene snovi. Motil naj bi endokrini sistem, povečeval umrljivost otrok in plodu

pri nosečnicah. Pri otrocih naj bi povzročal zaostanek v rasti, vedenjske težave,

nevrološke pomanjkljivosti, zmanjševal psihomotorični razvoj, povzročal kognitivne

pomanjkljivosti in zmanjševal IQ (Ostrowski s sod., 1999). Zastrupitev s Cd povzroča


15

tudi krhkost kosti in njihovih zlomov, izgubo sposobnosti zaznave vonjav, težko

dihanje, kašelj, izgubo teže, mišična oslabelost, raka na pljučih... (Eržen s sod., 2009)

Pojav o množični zastrupitvi s Cd je najbolj znan iz Japonske, od koder prihaja tudi

izraz za poimenovanje bolezenskega stanja zastrupitve s Cd. Imenuje se “Itai-itai” kar

pomeni “boli, boli” (Itai-itai disease (b.d.), 2011).

Na neonesnaženih področjih je vnos Cd v telo v povprečju od 10 – 40 g dnevno. Na

onesnaženih področjih, pa je lahko dnevni vnos tudi do nekaj 100 g. Ker cigarete

vsebujejo Cd, imajo kadilci v povprečju 4-5 krat večjo koncentracijo Cd v krvi in

dvakrat višjo koncentracijo Cd v skorji ledvic kot nekadilci (Ostrowski s sod., 1999).

Ljudje lahko pridemo v stik s Cd na različne načine. Preko hrane, ki je pridelana na

kontaminiranih tleh, direktno z vdihovanjem finih talnih delcev v zraku in prašnih

delcev na območjih velikih izpustov kovin v ekosistem, z zaužitjem preko umazanih

rok, z zaužitjem kontaminirane vode in kajenjem (Lobnik s sod., 2010).


16

3 CILJI

Namen diplomske naloge je bil v kontroliranih razmerah vzgojiti hiperakumulacijsko

vrsto ranega mošnjaka (T. praecox Wulfren) iz treh različnih področij v Sloveniji

(Lozice, Lokovec, Mežica) in primerjati hiperakumulacijske sposobnosti teh populacij.

Zanimali so nas naslednji podatki:

1) rastni parametri (biomasa rastlin) na povišanih koncentracijah Cd v tleh,

2) razlike v koncentraciji Cd,

3) ugotoviti, če vse populacije hiperakumulirajo Cd,

3) razmerje med koncentracijo Cd v koreninah in poganjkih - translokacijski faktor

(TF),

4) razmerje med koncentracijo Cd v koreninah oz. poganjkih in koncentracijo Cd v

substratu – bioakumulacijski faktor (BAF),

5) ugotoviti, če so populacije primerne za fitoremediacijo,

6) preveriti akumulacijske lastnosti rastlin iz narave.


17

4 HIPOTEZE

Predvidevamo, da:

1) bo biomasa pri populaciji iz Lokovca in Lozic upadla, ker nista prilagojeni na visoko

količino Cd v tleh,

2) bo večja koncentracija Cd v substratu vplivala na večjo koncentracijo Cd v rastline,

3) se bodo akumulacijske sposobnosti populacij med seboj razlikovale, zaradi drugačnih

prilagoditev v naravnem okolju,

4) bo translokacijski faktor (TF) pri vseh populacijah večji od 1 in bo največji pri

populaciji iz Mežice,

5) bo vrednost bioakumulacijskega faktorja (BAF) padala s povečevanjem

koncentracije Cd v substratu,

6) se bo mežiška populacija izkazala za najbolj primerno populacijo za fitoremediacijo s

Cd onesnaženih tal.


18

5 MATERIALI IN METODE

5.1 Vzgoja rastlin pri kontroliranih pogojih

Semena so bila predhodno nabrana v Mežici, Lokovcu in Lozicah. Mežica velja za eno

najbolj onesnaženih lokacij (Zupan s sod., 2008). Lokovec in Lozice pa s kadmijem

(Cd) nista onesnažena.

Semena smo najprej sterilizirali, tako da smo jih 10 min namakali v 10 % H2O2 in jih

nato sprali s sterilno vodo. Od vsake populacije smo v lončke posadili po 100 semen, v

katerem je bila mešanica vermikulita in perlita v razmerju 1/1. Semena smo zalivali z

destilirano vodo in počakali, da vzklijejo. Po 30 dneh smo sadike presadili v

pripravljene lončke s substratom.

Za rastni substrat smo uporabili komercialni substrat Humko Bled. Da smo dobili

želene koncentracije Cd v substratu (50, 100, 250 mg/kg Cd), smo v tri škafe poleg

komercialnega substrata primešali še ustrezne količine vodne raztopine s Cd. Ker imajo

hiperakumulacijske vrste večje potrebe po Zn, smo substratu dodali tudi 100 mg/kg Zn

(Küpper s sod., 1999). Tako pripravljene mešanice smo pustili stati tri tedne in jih

medtem večkrat premešali, tako da sta bila Cd in Zn po substratu čim bolj homogeno

porazdeljena.

Za vsako populacijo posebej smo potrebovali 16 lončkov (4 koncentracije po 4

ponovitve), substrat s 4 različnimi koncentracijami (0, 50, 100, 250 mg/kg Cd) in

sadike. V vsak lonček smo najprej dali 0,5 kg substrata z določeno koncentracijo Cd in

vanj posadili po dve (Lokovec) ali tri (Lozice, Mežica) sadike. Tako smo naredili, ker

smo imeli za populacijo iz Lokovca premalo sadik.

Spodnja tabela (Tabela 3) prikazuje razporeditev rastlin, lončkov in koncentracij Cd

glede na populacije.


19

Tabela 3: Priprava lončkov z različnimi populacijami, koncentracijami Cd in številom sadik. Zatemnjeni

prostori v tabeli predstavljajo lončke.

POPULACIJA KONCEN

TRACIJA

LONČEK 1

št. sadik

LONČEK 2

št. sadik

LONČEK 3

št. sadik

LONČEK 4

št. sadik

MEŽICA 0 3 3 3 3

50 3 3 3 3

100 3 3 3 3

250 3 3 3 3

LOKOVEC 0 2 2 2 2

50 2 2 2 2

100 2 2 2 2

250 2 2 2 2

LOZICE 0 3 3 3 3

50 3 3 3 3

100 3 3 3 3

250 3 3 3 3

Tako pripravljene lončke z rastlinami smo dali v rastne komore, kjer so bili kontrolirani

pogoji: 16-urna fotoperioda z jakostjo svetlobe 160 μmol/m2s, 19°C in 50% zračna

vlaga. Da smo zagotovili čim bolj podobne pogoje za vse rastline, smo lončke z

rastlinami vsakih nekaj dni naključno premešali po policah, saj so bile police

neenakomerno osvetljene.

Rastline smo trikrat na teden zalivali z destilirano vodo in s hranilno raztopino za rod

Thlaspi (Tolrà s sod., 1996).


20

Zadnji mesec rasti smo rastline prestavili v klimatiziran rastlinjak, kjer so bili nekoliko

drugačni pogoji: 16-urna fotoperioda, z jakostjo svetlobe 250 μmol/m2s, 8-urna tema,

20°C in 80% zračna vlaga.

Po treh mesecih, še preden so rastline prešle v fazo cvetenja, smo rastline pobrali iz

lončkov in pričeli z analizami.

5.2 Analiza vzorcev rastlin vzgojenih v kontroliranih pogojih

5.2.1 Priprava steklovine

Vso steklovino v vseh fazah poskusa smo temeljito oprali z detergentom, jo sprali z

vodo in čez noč namočili v 0,2% HNO3. Dan pred uporabo smo jo še enkrat sprali z

bidestilirano vodo in posušili.

5.2.2 Priprava rastlinskega materiala na mineralizacijo vzorcev

Ko smo rastline pobrali iz substrata, smo jih najprej temeljito sprali pod tekočo in nato

še z bidestilirano vodo ter jih s papirnato krpico osušili. Previdno smo ločili korenine od

poganjkov in vsak del posebej stehtali. Vsak del smo nato posebej zavili v aluminijasto

folijo in zamrznili v tekočem dušiku. Rastlinski material smo za nekaj dni shranili v

zamrzovalno skrinjo in ga še enkrat stehtali, da smo določili suho maso korenin in

poganjkov. Vsak del posebej smo strli v čisti terilnici s pomočjo tekočega dušika.

Zmlete vzorce pa smo shranili v epice, jih označili in jih shranili v zamrzovalno skrinjo.

V predhodno očiščene epruvete smo zatehtali po 100 mg suhega rastlinskega materiala,

vanje odpipetirali po 3 ml koncentrirane HNO3 in HClO3 v razmerju 10:1 (raztopina za

razklop) (Vogel-Mikuš s sod., 2006) in premešali. Vzorce smo pustili stati čez noč, da

se je material dobro prepojil s kislino.

5.2.3 Mineralizacija vzorcev

Epruvete, v katerih so bili vzorci korenin oz. poganjkov skupaj s kislinsko mešanico

(HNO3 HClO4), smo zložili v aluminijast termoblok v digestoriju. Postopoma smo jih


21

segrevali do približno 150°C, tako da so začele izhajati pare HNO3. To segrevanje je

trajalo 8-10 ur. Mineralizacija je najbolje potekal v fazi, ko so se pare HNO3

kondenzirale na zgornjem robu epruvete in je kislina tekla nazaj v epruveto. Drugi dan

smo temperaturo postopno zviševali, tako da nam je HNO3 popolnoma izparela. V

zadnji fazi smo termoblok izolirali z aluminijasto folijo v obliki tulca, ki smo ga

nataknili na termoblok. Tulec je segal do zgornjega roba epruvet. Izolacija je tako

preprečila kondenzacijo kisline na zgornjem robu epruvet in omogočila, da je kislina

popolnoma izparela.

Suhe vzorce smo nato pokrili s folijo in jih do merjenja z AAS shranili v suhem

prostoru (Vogel-Mikuš s sod., 2006).

5.2.4 Določanje izmenljive frakcije kadmija v substratu s pomočjo AAS

Ob predhodni odstranitvi rastlinskega materiala, smo substrat iz vsakega lončka posebej

shranili v plastično vrečko, jo označili in dali sušit. Tako smo ga sušili najprej nekaj dni

na sobni temperaturi in nato še 5 dni pri 60 °C.

Substrat smo presejali skozi 2 mm sito in ga ponovno shranili v že prej pripravljene in

označene steklene čaše. V vsako čašo smo zatehtali 1 g substrata in dodali 20 ml 1 M

amonijevega acetata (NH4 Ac) (Baker, Reeves, s sod., 1994) s pH 7. Nato smo čaše

pokrili s plastičnimi vrečkami, jih zatesnili z elastiko in zložili v stresalnik. V

stresalniku so se stresale dve uri pri 200 rpm. Počakali smo, da se je substrat posedel,

nato pa smo supernatant s pomočjo siring prefiltrirali skozi 0,45 µm filtre v označene

nizke epruvete. Epruvete smo nato zatesnili z gumijastimi zamaški in jih do meritev z

AAS shranili v hladilnik.

5.2.5 Meritve kadmija z atomsko absorpcijsko spektrometrijo (AAS)

En dan pred analizo kadmija v vzorcih smo na suhe mineralizirane vzorce (korenine,

poganjki, substrat) prelili s 5 ml 0,2% HNO3. Vzorce smo nato dobro zvorteksirali,

zaprli z gumijastimi pokrovčki in dali čez noč v hladilnik. Na dan merjenja smo vzorce

nekaj ur prej vzeli iz hladilnika, da so se segreli na sobno temperaturo. Vzorce smo še


22

enkrat zvorteksirali in jih redčili z 0,2% HNO3, tako da je redčitev ustrezala

optimalnemu meritvenemu razponu naprave (AAS).

Koncentracije Cd v vzorcih smo izmerili na atomskem absorpcijskem spektrometru

(AAS: Perkin Elmer Aanalyst 100) (Vogel-Mikuš s sod., 2006).

5.3 Analiza vzorcev rastlin izbranih populacij na njihovih naravnih

rastiščih

5.3.1 Priprava vzorcev za merjenje z rentgensko fluorescenčno

spektrometrijo (XRF)

Iz vsakega področja (Lozice, Lokovec, Mežica) smo konec maja nabrali po 5 rastlin

skupaj s substratom. V laboratoriju smo s korenin odstranili substrat in jih temeljito

oprali najprej pod tekočo in nato še z bidestilirano vodo. Ločili smo korenine od

poganjkov in vsak del posebej zavili v aluminijasto folijo. Substrat smo presejali skozi 1

mm sito in ga shranili v plastične vrečke. Tako pripravljene vzorce smo nato dali za en

teden sušit v termoblok na 55°C.

Vzorce korenin in poganjkov smo strli v terilnici s pomočjo tekočega dušika ter jih nato

shranili v epice.

5.3.2 Meritve elementov z rentgensko fluorescenčno spektrometrijo (XRF)

Prisotnost Cd v vzorcih (korenin, poganjkov in substratu) smo merili s pomočjo XRF v

Laboratoriju za rentgensko fluorescenčno spektrometrijo na inštitutu Jožefa Stefana v

Ljubljani. S pomočjo hidravlične stiskalnice smo iz posušenih in zmletih vzorcev

stisnili tabletke z maso 0,1 – 0,5 g. Če je bilo pri vzorcu premalo materiala, smo ga

mešali s celulozo v ustreznem razmerju, da smo lahko naredili primerljivo veliko

tabletko. Za fluorescenčno ekscitacijo smo uporabili radioizotopski izvor Am-241 (750

MBq), (Isotope Products Laboratories, U.S.A.) (Vogel-Mikuš s sod., 2006).

Spektre smo analizirali s programom AXIL (Van Espen in Janssens, 1993),

kvantitativno analizo pa smo opravili s pomočjo programa QAES (Kump s sod. 1996).


23

5.4 Statistična analiza

Podatke smo statistično obdelali s programom Portable Statistica 8 (PP StatSoft, Inc) in

MS Excel za Mac 2011 14.0.0. Diskriminančna analiza je bila narejena s programom

statisti XL, MS Excel (Nečemer s sod. 2009).


24

6 REZULTATI


rastiščih

6.1.1 Koncentracija Cd v tleh, poganjkih in koreninah

Koncentracija Cd v tleh mežiške populacije se je statistično značilno razlikovala od

drugih dveh populacij. Loziška in lokovška populacija pa se med seboj statistično

značilno nista razlikovali (Graf 1a).

Pri koncentraciji Cd v nadzemnih delih rastlin so se vse tri populacije med seboj

statistično značilno razlikovale. Mežiška populacija je imela največjo koncentracijo Cd

v nadzemnih delih rastlin (Graf 1b).

Če primerjamo koncentracijo Cd med koreninami in poganjki, so se podatki statistično

značilno razlikovali le pri lokovški populaciji. Medtem ko se koncentracije Cd v

koreninah in poganjkih pri loziški in mežiški populaciji statistično značilno niso

razlikovale (Graf 1b).

b b

a

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Lozice Lokovec Mežica

Ko

nce

ntr

aci

ja C

d v

tle

h

(mg

/k

g)

a


25

b b

a

b

b

a

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

Lozice Lokovec Mežica Lozice Lokovec Mežica

Ko

nce

ntr

aci

ja C

d v

ko

ren

ina

h

in p

og

an

jkih

(m

g/

kg

)

korenine poganjki

b

Graf 1: Koncentracija Cd v (a) tleh, (b) koreninah in poganjkih pri Lozicah, Lokovcu in Mežici na njihovih

naravnih rastiščih (povprečje ± SN, n=5). Številke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko

(p<0.05).


26

6.1.2 Bioakumulacijski faktor (BAF)

BAF predstavlja razmerje med privzemom kovin v poganjke oz. korenine in celotnimi

koncentracijami Cd v tleh (Baker in Reeves, s sod., 1994).

BAF korenin in poganjkov mežiške populacije ter BAF poganjkov lokovške populacije

je bil največji in se je statistično značilno razlikoval od BAF korenin lokovške

populacije. BAF korenin in poganjkov loziške populacije pa je bil najmanjši in se je

statistično značilno razlikoval od ostalih dveh populacij.

Graf 2: Bioakumulacijski faktor (BAF) v koreninah in poganjkih pri Lozicah, Lokovcu in Mežici na njihovih

naravnih rastiščih (povprečje ± SN, n=5). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko (p<0,05).

b

b

a

b

a

a

0

5

10

15

20

25

30

Lozice Lokovec Mežica Lozice Lokovec Mežica

BA

F

korenine poganjki


27

6.1.3 Translokacijski faktor (TF)

TF predstavlja razmerje med privzemom Cd v poganjke in korenine.

Tako loziška kot lokovška populacija sta imeli povprečno vrednost TF nad 1 (Graf 3).

Loziška in mežiška populacija sta vrednost 1 presegli v 60%, lokovška populacija pa v

100%.

Graf 3: Translokacijski faktor (TF) pri Lozicah, Lokovcu in Mežici na njihovih naravnih rastiščih (povprečje

± SN, n=5). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko (p<0.05).

ab

a

b

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

Lozice Lokovec Mežica

TF


28

6.1.4 Diskriminančna analiza rastlin izbrani populacij na njihovih

naravnih rastiščih

S pomočjo diskriminančne analize smo poskušali razlikovati populacije iz naravnega

okolja glede na koncentracije Cd v poganjkih, BAF in TF. Ugotovili smo, da se vse tri

populacije značilno razlikujejo (Graf 4, Priloga C) med seboj na osnovi vseh treh

parametrov, saj le ti pojasnijo kar 100% variabilnosti (Priloga C). K ločitvi po funkciji 1

največ prispeva koncentracija Cd v poganjkih, k ločitvi populacij po funkciji 2 pa BAF

(Priloga C).

Graf 4: Graf diskriminančne analize pri Lozicah, Lokovcu in Mežici na njihovih naravnih rastiščih.

Koncentracija

Cd (mg/kg)

BAF

TF

-2,0

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

-4 -2 0 2 4 6

Fu

nk

cija

2 (

9.6

%)

Funkcija 1 (90.4%)

LOKOVEC

LOZICE

MEŽICA


29


6.2.1 Biomasa rastlin

Pri vseh populacijah je bila biomasa poganjkov največja pri 50 mg/kg Cd v substratu,

nato pa je z večanjem koncentracije v substratu, padla. Med populacijami ni bilo

statistično značilnih razlik v biomasi poganjkov (Graf 5a).

Biomasa korenin je, pri dveh populacijah z večanjem koncentracije Cd v substratu,

padla. Le pri mežiški populaciji je bilo opaziti padec biomase korenin pri 250 mg/kg Cd

v substratu (Graf 5b).

cd

a

bc

ab

cd

bc

cd

d

cd

a

cd cd

0

1

2

3

4

5

6

7

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250

Su

ha

ma

sa p

og

an

jko

v (

g)

Celokupna koncentracija Cd (mg/kg) v substratu Lozice Lokovec Mežica

a


30

Graf 5: Suha masa a) poganjkov in b) korenin pri Lozicah, Lokovcu in Mežici v kontroliranih pogojih

(povprečje ± SN, n=4). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko (p<0,05). Biomasa

predstavlja povprečno suho maso vseh poganjkov oz. korenin v lončku.

ab

bcde cde cde

abc

cde cde

e

a abcd

a

de

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250

Su

ha

ma

sa k

ore

nin

(g

)


b


31

6.2.2 Koncentracija Cd

Največja koncentracija Cd v poganjkih in koreninah je bila pri Mežiški populaciji, sledil

ji je Lokovec, najmanjša pa je bila pri Lozicah. Iz grafov (Graf 6a, 6b) je razvidno, da se

je koncentracija Cd v poganjkih in koreninah povečevala s povečevanjem koncentracije

Cd v substratu. Koncentracijo Cd prikazuje logaritemska krivulja, saj v rastlini v neki

točki pride do nasičenja kovine. V poganjkih loziške in lokovške populacije hitro pride

do nasičenja. Pri Mežiški populaciji pa je opaziti skoraj linearno povečevanje

koncentracije Cd v poganjke in korenine.

f

e e e

d c

g

e

b

a

y = 303,61ln(x) - 89,46 R² = 0,8626

y = 508,46ln(x) - 143,65 R² = 0,8979

y = 874,15ln(x) - 399,04 R² = 0,8073

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 100 200 300

Ko

nce

ntr

aci

ja C

d v

po

ga

njk

ih

(mg

/k

g)

Celokupna koncentracija Cd (mg/kg) v substratu

Log. (Lozice)

Log. (Lokovec)

Log. (Mežica)

a


32

Graf 6: Koncentracija Cd v a) poganjkih in b) koreninah pri Lozicah, Lokovcu in Mežici v kontroliranih

pogojih (povprečje ± SN, n=4). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko (p<0,05).

fg ef ef

def e d

g

c

b

a

y = 162,02ln(x) - 17,754 R² = 0,8873

y = 261,32ln(x) - 27,656 R² = 0,9528

y = 803,05ln(x) - 281,65 R² = 0,8651

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

0 100 200 300

Ko

nce

ntr

aci

ja C

d v

ko

ren

ina

h

(mg

kg

)

Celokupna koncentracija Cd (mg/kg) v substratu

Log. (Lozice)

Log. (Lokovec)

Log. (Mežica)

b


33

f

d

d

e

f

c

c

de

f

b

a

c

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250

BA

F p

og

an

jko

v


a

6.2.3 Bioakumulacijski faktor (BAF)

BAF predstavlja razmerje med privzemom kovin v poganjke oz. korenine in

celokupnimi koncentracijami Cd v tleh (Baker, Reeves, s sod., 1994).

Vse tri populacije se med seboj statistično značilno razlikujejo. Pri Lozicah in Lokovcu

je BAF, s povečevanjem koncentracije Cd v substratu, upadal. Pri Mežici pa izstopa

BAF pri koncentraciji 100 mg/kg Cd. Najmanjša vrednost BAF pa je tudi pri Mežici pri

največji koncentraciji Cd v substratu.


34

Graf 7: Bioakumulacijski faktor (BAF) a) poganjkov in b) korenin pri Lozicah, Lokovcu in Mežici v

kontroliranih pogojih (povprečje ± SN, n=4). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko

(p<0,05).

f

de

de ef

f

c

d def

f

a

b c

0

10

20

30

40

50

60

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250

BA

F k

ore

nin


b


35

6.2.4 Translokacijski faktor (TF)

TF predstavlja razmerje med privzemom Cd v poganjke in korenine.

Mežica se je statistično značilno razlikovala od Lozic in Lokovca in je bil njen

povprečni TF<1. Lozice in Lokovec se med seboj statistično značilno nista razlikovala,

njun povprečni TF pa je bil >1. TF ima znotraj populacij maksimum, ki ga populacije

dosežejo pri 100 mg/kg Cd v substratu, in dva minimuma (Graf 8).

Graf 8: Translokacijski faktor (TF) pri Lozicah, Lokovcu in Mežici v kontroliranih pogojih (povprečje ± SN,

n=4). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko (p<0,05).

d

abcd

ab

abc

bcd

bcd

a

abc

d

cd

bcd

cd

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250

TF



36

6.2.5 Skupna vsebnost Cd v rastlini

Skupno vsebnost Cd v rastlini smo izračunali kot zmnožek mase korenin oz. poganjkov

in koncentracije Cd v koreninah oz. poganjkih.

Pri vsebnosti Cd v rastlinah smo vzeli skupno maso rastlin v lončku. S tem smo dosegli,

da so bili rezultati med seboj bolj primerljivi. Pri dveh populacijah (Lozice, Mežica)

smo namreč imeli posajenih več rastlin (3 rastline), kot pri tretji populaciji (Lokovec, 2

rastlini). Redkeje posajene rastline so tako imele več prostora za razrast.

Vsebnost Cd je pri loziški in lokovški populaciji, s povečevanjem Cd v substratu in pri

najvišji koncentraciji, upadla, pri mežiški populaciji pa narasla (Graf 9a).

Vsebnost Cd v koreninah pri mežiški populaciji je naraščala s povečevanjem Cd v

substratu in je bila statistično značilno večja kot pri loziški in lokovški populaciji (Graf

9b).

f

e

cde

c

f

de

cd

cde

f

c

b

a

0

5

10

15

20

25

30

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250

Sk

up

na

vse

bn

ost

Cd

v

po

ga

njk

ih (

mg

)


a


37

Graf 9: Skupna vsebnost Cd v a) poganjkih in b) koreninah v enem lončku pri Lozicah, Lokovcu in Mežici v

kontroliranih pogojih (povprečje ± SN, n=4). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko

(p<0,05).

d

d

cd

d d

cd

cd

cd d

bc

a ab

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250

Sk

up

na

vse

bn

ost

Cd

v

ko

ren

ina

h (

mg

)


b


38

6.2.6 Diskriminančna analiza rastlin vzgojenih v kontroliranih pogojih

S pomočjo diskriminančne analize smo poskušali razlikovati populacije vzgojene v

kontroliranih pogojih glede na koncentracije Cd v poganjkih, BAF in TF. Ugotovili

smo, da se vse tri populacije značilno razlikujejo (Graf 10, Priloga C) med seboj na

osnovi vseh treh parametrov, saj le ti pojasnijo kar 100% variabilnosti (Priloga C). K

ločitvi po funkciji 1 največ prispeva koncentracija Cd v poganjkih, k ločitvi populacij

po funkciji 2 pa BAF (Priloga C) .

K ločitvi populacij po funkciji 1 (v horizontalni smeri) največ prispevajo, BAF,

koncentracija Cd in TF. K ločitvi po funkciji 2 (v vertikalni smeri) pa suha bimasa, pri

čemer se po biomasi ločita le lokovška in loziška populacija.

Graf 10: Graf diskriminančne analize pri Lozicah, Lokovcu in Mežici v kontroliranih pogojih.

Masa (g)

Koncentracija

Cd

(mg/kg)

TF

BAF

-2,5

-2,0

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

-4 -2 0 2 4 6

Fu

nk

cija

2 (

7.7

%)

Funkcija 1 (92.3%)

LOKOVEC

LOZICE

MEŽICA


39

6.2.7 Fitoekstrakcijska sposobnost – delež odstranjenega Cd iz substrata

Fitoekstrakcijsko sposobnost določa delež odstranjenega Cd iz substrata, ki mora biti

čim večji. Delež odstranjenega Cd iz substrata smo izračunali po naslednji enačbi (Zhao

s sod., 2003):

V enem lončku je bilo 0,5 kg substrata. Pri loziški populaciji so rastline v enem lončku

iz tal odstranile od 5 do 22% Cd (tj. od 4,2 do 9,1 mg Cd), pri lokovški populaciji od 5

do 26% Cd (tj. od 5,3 do 8,1 mg Cd) in pri mežiški populaciji od 21 do 46% Cd (tj. od

9,3 do 26,8 mg Cd) (Graf 11, 12). Največjo količino Cd so odstranile rastline mežiške

populacije pri 250 mg Cd/kg v tleh. Prav tako rastline loziške populacije. Rastline

lokovške populacije pa so največ Cd odstranile pri 100 mg Cd/kg v tleh. Rastline

loziške in lokovške populacije so v povprečju odstranile najmanj Cd iz tal.

Fitoekstrakcijsko sposobnost smo izračunali glede na povprečje biomase vseh rastlin v

enem lončku.

Glede na zgornje podatke lahko izračunamo, koliko let bi rabili za odstranjevanje Cd iz

lončka, če privzamemo, da se zgornji rezultati nanašajo na eno sezono (eno leto).

Število let izračunamo tako, da 100 (%) delimo z zgornjimi rezultati. Za loziško

populacijo bi torej potrebovali od 5 do 20 let (odvisno od celokupne koncentracije Cd v

substratu), za lokovško populacijo od 4 do 20 let in za mežiško populacijo od 3 do 5 let.

Ti izračuni pa bi bili realni le, če bi rastlina vsako leto ekstrahirala tolikšno količino Cd,

ampak vemo, da se privzem kovine, z zmanjševanjem koncentracije v substratu,

zmanjšuje.


40

Graf 11: Količina odstranjenega Cd iz substrata v mg s pomočjo rastlin v enem lončku pri Lozicah, Lokovcu

in Mežici v kontroliranih pogojih (povprečje ± SN, n=4). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno

razliko (p<0,05).

Graf 12: Delež odstranjenega Cd iz substrata s pomočjo rastlin v enem lončku pri Lozicah, Lokovcu in Mežici

v kontroliranih pogojih (povprečje ± SN, n=4). Črke nad stolpci predstavljajo statistično značilno razliko

(p<0,05).

e

d

cd

c

e

cd

c

cd

e

c

b

a

0

5

10

15

20

25

30

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250Ko

liči

na

od

stra

nje

ne

ga

Cd

v

mg

v e

ne

m l

on

čku


d

b bc

cd

d

b b

cd d

a a

b

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 50 100 250 0 50 100 250 0 50 100 250

De

lež

od

stra

nje

ne

ga

Cd

iz

sub

stra

ta (

%)



41

7 RAZPRAVA


rastiščih

7.1.1 Cd v tleh, poganjkih in koreninah pri populacijah iz narave

Glede na koncentracijo Cd v tleh lahko potrdimo hiperakumulacijsko sposobnost ranega

mošnjaka, pri vseh populacijah, saj je koncentracija Cd v poganjkih in koreninah

nekajkrat večja kot v tleh, kjer raste. To potrjuje predvsem BAF, ki je bil pri Lozicah v

povprečju 4 krat večji, pri Lokovcu in Mežici pa 18 krat večji (poganjki) (Graf 2).

Rezultati iz narave kažejo, da pogoje, ki morajo biti izpolnjeni, da rastline uvrstimo med

hiperakumulacijske, izpolnjujeta le populaciji rastlin iz Lokovca in Mežice. Rastline

vseh treh populacij so Cd učinkovito absorbirale preko korenin in ga prenesle v

poganjke, saj je bil TF pri vseh populacijah večji ali enak 1 (Graf 3). Prav tako rastline

na pogled niso kazale znakov zastrupitve, kar pomeni, da tolerirajo visoko količino Cd.

Tretji pogoj, da morajo privzeti več kot 100 mg/kg Cd v SM (Graf 1b), pa je bil

izpolnjen le pri populacijah rastlin iz Lokovca in Mežice.

V naši raziskavi smo v tleh namerili naslednje koncentracije Cd (Lozice: 8,6 mg/kg ±

1,4 mg/kg, Lokovec: 12 mg/kg ± 1,4 mg/kg, Mežica: 73 mg/kg ± 15 mg/kg), Seveda pa

se že področja znotraj ene populacije zelo razlikujejo, tako v koncentraciji Cd v tleh kot

v koncentraciji Cd v koreninah in poganjkih. Zato je odvisno na katerih mestih se

vzamejo vzorci tal in rastlin. Znotraj mežiške populacije smo opazili velike razlike v

koncentraciji Cd v tleh, poganjkih in koreninah. Sklepamo, da ima Mežica tako različno

onesnažene predele, zaradi rudarsko metalurških dejavnosti v preteklosti, ki niso

potekale le na enem koncu, ampak so bile raztresene po vsej dolini (Izhodišča za

obravnavo problematike “Nekatera onesnažena območja v Sloveniji in zdravje ljudi,”

2009).

Tako kot Lombi s sod. (2000) poročajo o različnih koncentracijah Cd pri različnih

populacijah modrikastega mošnjaka, ki je sorodnik ranega mošnjaka, enako lahko

rečemo za naše rezultate. Populacije se namreč med seboj statistično značilno

razlikujejo v koncentraciji Cd v koreninah in poganjkih (Graf 1b). Mežica ima daleč

največjo koncentracijo Cd. Lozice in Lokovec pa se sicer med seboj statistično značilno


42

ne razlikujeta, vendar ima Lokovec v povprečju večjo koncentracijo Cd, tako v

koreninah kot v poganjkih (Graf 1b). Podobne rezultate so dobili Likar s sod. (Likar s

sod., 2009), ki poročajo o statistično značilnih različnih koncentracijah Cd med vsemi

populacijami, tudi med Lozicami in Lokovcem ter, tako kot v našem primeru, poročajo,

da ima Mežica največjo koncentracijo Cd, sledi ji Lokovec in nato Lozice.

Vrednost TF je bil v našem primeru pri loziški in mežiški populaciji različen (Lozice:

1,54 ± 0,60; Lokovec: 2,77 ± 0,53; Mežica: 0,93 ± 0,26) (Graf 3) kot poročajo Likar s

sod. (2009) (Lozice: 0.62 ± 0.07; Lokovec: 2.85 ± 0.49; Mežica: 5.30 ± 0.67). Tako

velika odstopanja lahko pojasnimo s tem, da so TF pri Likar s sod. (2009) preračunani

na izmenjljive vrednosti Cd v tleh. Naši rezultati so v skladu z rezultati Pongrac s sod.

(2007), kjer avtorji ugotavljajo, da se TF lahko spreminja glede na sezono in je verjetno

odvisen od razvojne stopnje rastline ter od abiotskih dejavnikov. Zanimivo je, da smo

podobne rezultate pridobili tudi pri rastlinah v kontroliranih pogojih (Lozice: 1.72 ±

0.68; Lokovec: 1.92 ± 0.58; Mežica: 0.83 ± 0.24) (Graf 8). Van der Ent s sod. (2012)

navaja, da TF nikoli ne moramo uporabljati kot samostojen pogoj za hiperakumulacijo,

saj ne moremo zagotoviti, da so korenine dovolj očiščene (brez vsakršnih površinskih

kovinskih ionov) in tu menimo, da lahko pride do večjih odstopanj med različnimi

avtorji.

Vrednost BAF je pri naših rezultatih veliko nižja (Lozice: 4 ± 1; Lokovec: 18 ± 2;

Mežica: 18 ± 8) (Graf 2a) kot so navedli Likar s sod. (2009) (Lozice: 40 ± 5; Lokovec:

111 ± 20; Mežica: 110 ± 11), spet zaradi tega, ker so pri Likar in sod. (2009)

preračunani na izmenljiv Cd v tleh.


7.2.1 Biomasa rastlin

Pri biomasi rastlin smo gledali celotno biomaso rastlin v enem lončku. Pri loziški

populaciji smo namreč imeli v lončkih posajeni po dve rastlini, z razliko od drugih dveh

populacij, kjer smo imeli posajene po tri rastline.

Z biomaso rastlin lahko ocenimo tolerantnost rastlin na visoko količino kovin v tleh. V

našem primeru ni večjih statistično značilnih razlik v biomasi med populacijami, je pa

opazen upad biomase korenin s povečevanjem koncentracije Cd v tleh (Graf 5b).


43

Pričakovali smo, da bo biomasa mežiške populacije večja od ostalih dveh populacij, ker

že po naravi privzame večjo količino Cd v svoja tkiva, zato smo bili presenečeni nad

rezultati, ki so pokazali podobne biomase vseh treh populacij (Graf 5a, 5b). Loziška

populacija nas je presenetila, ker je imela pri 250 mg/kg Cd v substratu celo večjo

biomaso poganjkov kot mežiška populacija (Graf 5a). Pri koreninah je opazen upad

biomase s povečevanjem koncentracije Cd v substratu, v povprečju pa ima največjo

biomaso korenin mežiška populacija (Graf 5b). Zaradi česar lahko sklepamo, da je bolje

prilagojena na visoke koncentracije Cd v tleh od ostalih dveh populacij. Pongrac s sod. ,

(2009) poročajo o povečanju biomase korenin in poganjkov s povečevanjem

koncentracije Cd v substratu. Tudi v našem primeru bi lahko rekli, da se je biomasa

poganjkov povečala, če primerjamo lončke brez dodanega Cd in lončke z dodanim 50

mg/kg Cd (Graf 5a).

Glede na to, da rezultati biomase kažejo, da ni bilo statistično značilnih razlik v biomasi

poganjkov, bi lahko rekli, da rastline tolerirajo visoko količino Cd v tleh, kar pa je

pogoj za hiperakumulacijske rastline.

7.2.2 Koncentracija Cd

Čeprav pri biomasi ni bilo statistično značilnih razlik med populacijami, pa se pri

koncentraciji Cd, populacije že ločijo med seboj. Mežiška populacija se statistično

značilno razlikuje od ostalih dveh populacij in ima največjo koncentracijo Cd tako v

poganjkih kot v koreninah (Graf 6a, 6b). Tudi loziška in lokovška populacija se med

seboj statistično značilno razlikujeta, predvsem v koncentraciji Cd v poganjkih, s tem,

da ima Lokovec v povprečju večjo koncentracijo kot Lozice (Graf 6a, 6b). Če se

ozremo na rezultate vzorcev iz narave (Graf 1a, 1b), prav tako kažejo veliko večjo

koncentracijo Cd pri Mežici, prav tako ji sledi Lokovec in nato Lozice.

Koncentracija Cd v koreninah pri Lozicah in Lokovcu hitro doseže točko nasičenja

(Graf 6b). To prikazuje logaritemska krivulja, ki na začetku strmo narašča, že pri 50

mg/kg pa preide v bolj položno, od tu naprej narašča zelo počasi. Pri mežiški populaciji

pa je opaziti skoraj linearno povečevanje koncentracije Cd v koreninah in poganjkih s

povečevanjem koncentracije Cd v substratu.


44

Že pri 50 mg/kg Cd v substratu vse tri populacije presežejo prag, ki določa

hiperakumulacijsko sposobnost rastlin (>100 mg Cd kg) (Brooks, 1998a). Rezultati

kažejo, da je med populacijami velika razlika v koncentraciji Cd v rastlinah, čeprav je to

še vedno ista vrsta Ranega mošnjaka. Vendar je to povsem običajno, saj tudi drugi

avtorji poročajo o razlikah med različnimi populacijami (Lombi s sod., 2000; Likar s

sod., 2009).

7.2.3 Bioakumulacijski faktor

Z BAF lahko ocenimo primernost populacij za fitoremediacijo. BAF nam namreč pove

kolikokrat večja je koncentracija kovine v rastlinskem tkivu v primerjavi s tlemi. Za

hiperakumulacijske rastline je značilno, da v rastlinska tkiva privzamejo večjo

koncentracijo kovin kot je v tleh. V tem primeru je BAF>1. Čim večji BAF pa pomeni

bolj uspešen privzem kovin v nadzemna tkiva in s tem uspešnejše čiščenje tal s pomočjo

fitoremediacije.

Kot smo predvideli in kot kažejo rezultati drugi diplomskih nalog (Brvar, 2007;

Kokovnik, 2007), vrednost BAF korenin in poganjkov pada s povečevanjem

koncentracije Cd v substratu (Graf 7a, 7b). To pa je povsem normalno, saj v rastlini v

neki točki pride do nasičenja kovine, kajti rastlina kovine ne mora privzemati v

nedogled.

Van der Ent s sod. (2012) navaja, da nobena kemična metoda ekstrakcije (npr. v našem

primeru z amonijevim acetatom) ne more natančno posnemati naravne - biološke

ekstrakcije kovin iz zemlje. Zato je pri poskusih pomembno, da avtorji uporabljajo

enake metode, če hočemo, da so rezultati primerljivi.

7.2.4 Translokacijski faktor

Eden izmed ključnih procesov za hiperakumulacijske rastline je uspešen prenos kovin iz

korenin v poganjke (Baker, McGrath, s sod., 1994; Assunção s sod., 2003; Zhao s sod.,

2003). TF prikazuje razmerje koncentracije Cd med poganjki in koreninami. Torej, če je

TF>1 pomeni, da je večja koncentracija Cd v poganjkih kot v koreninah, in obratno. Za


45

fitoremediacijo je najbolj ugodno, da je TF večji od 1, saj je nadzemne dele veliko lažje

odstraniti kot rastline s koreninami skupaj.

Predvideli smo, da bo imela Mežica največji TF in da bo večji od 1. Rezultati (Graf 8)

pa so pokazali ravno obratno, in sicer je imela v povprečju manjši TF od 1, kar pomeni,

da je večja koncentracija Cd v koreninah kot v poganjkih. Druge raziskave kažejo, da

ima ravno Mežica visok TF (5,3 ± 0,67; (Likar s sod., 2009)). Naši rezultati so pokazali

tudi, da imata Lokovec in Lozice v povprečju TF>1, nakar imajo Lozice po drugih

podatkih TF<1 (0,62 ± 0,07; (Likar s sod., 2009). Vendar pa so to podatki vzorcev

izvzetih iz naravnega okolja, kjer koncentracija Cd v tleh ne preseže 0,4 mg/kg (Likar s

sod., 2009). Naš poskus pa je pokazal, da TF loziške populacije lahko preseže vrednost

1, če raste na substratu z večjo koncentracijo Cd (od 50 do 250 mg/kg). Loziška

populacija je imela TF>1 in je rezultat primerljiv z rezultati iz narave (Graf 3). Pongrac

s sod. ( 2007) pojasnjujejo, da se TF spreminja tekom razvojnih faz rastline in naj bi bil

v času cvetenja manjši. Naše ugotovitve pa kažejo tudi na to, da se TF spreminja tudi

glede na koncentracijo Cd v tleh.

Pogoj, da morajo rastline uspešno absorbirati Cd preko korenin in ga prenesti iz korenin

v poganjke, da rastline uvrstimo med hiperakumulacijske, lahko potrdimo v primerih,

kjer je bil TF>1 (torej za populaciji iz Lokovca in Lozic). Je pa res, da za populacijo iz

Mežice velja prvi del te trditve, in sicer da rastline uspešno absorbirajo Cd preko

korenin.

7.2.5 Skupna vsebnost Cd

Skupna vsebnost Cd nam pove koliko Cd (v mg) so dejansko privzele rastline v enem

lončku. Pove nam pa tudi, katera populacija je potencialno najprimernejša za

fitoremediacijo s Cd onesnaženih tal.

Mežiška populacija vsebuje največ Cd v poganjkih in koreninah (Graf 9a, 9b).

Ugotovili smo tudi, da pri mežiški populaciji z naraščanjem koncentracije Cd v tleh

narašča tudi vsebnost Cd v rastlinah. Pri Lozicah in Lokovcu pa se z naraščanjem

koncentracije Cd v tleh, vsebnost Cd v rastlini le minimalno povečuje.


46

7.2.6 Primernost populacij za fitoremediacija

Fitoekstrakcijsko sposobnost rastlin smo izračunali po enačbi (Zhao s sod., 2003):

(Koncentracija Cd v rastlini × Suha masa rastlin v enem lončku) / (Koncentracija Cd v

substratu × Masa substrata v lončku) × 100 = % odstranjenega Cd iz substrata

Kot smo predvideli, ima Mežica največjo sposobnost ekstrakcije Cd iz tal, ker je

prilagojena na onesnaženo okolje. Loziška in lokovška populacija pa sta imeli med

seboj primerljive rezultate, vendar statistično značilno manjšo sposobnost ekstrakcije

kot mežiška populacija (Graf 11). Čeprav je imel Lokovec večjo koncentracijo Cd kot

Lozice, pa so imele te večjo biomaso, zato sta si Lozice in Lokovec pri fitoekstrakcijski

sposobnosti primerljiva.

Mežiška populacija se je tako izkazala za najprimernejšo populacijo za fitoremediacijo

področij, ki so onesnažena s Cd.


47

8 SKLEPI

Biomasa poganjkov loziške in lokovške populacije ni statistično značilno upadla s

povečevanjem koncentracije Cd v substratu, je pa upadla biomasa korenin. Med

populacijami ni bilo statistično značilnih razlik v biomasi poganjkov, so pa razlike v

biomasi korenin. Mežiška populacija ima namreč s povečevanjem koncentracije Cd v

substratu večjo biomaso od ostalih dveh populacij, kar kaže na večjo stopnjo tolerance

na Cd.

Pri vseh populacijah je večja koncentracija Cd v substratu vplivala na večjo

koncentracijo Cd v rastlini.

Akumulacijske sposobnosti za Cd se med populacijami razlikujejo. Največjo

akumulacijsko sposobnost kaže mežiška populacija, sledi ji populacija iz Lokovca in

nato populacija iz Lozic. Večje akumulacijske sposobnosti pa sovpadajo tudi z večjo

koncentracijo Cd v tleh na izbranih rastiščih.

Pričakovali smo, da bo TF pri vseh populacijah večji od 1 in da bo največji pri

populaciji iz Mežice. Rezultati pa kažejo, da ima ravno mežiška populacija TF manjši

od 1.

Vrednost BAF pri vseh populacijah pada s povečevanjem koncentracije Cd v

substratu.

Mežiška populacija se je izkazala za najbolj primerno populacijo za fitoremediacijo s

Cd onesnaženih tal.


48

9 POVZETEK

V diplomski nalogi smo želeli primerjati različne populacije (Lozice, Lokovec, Mežica)

ranega mošnjaka (Thlaspi praecox) pri različnih koncentracijah Cd v substratu. Rani

mošnjak je nedavno odkrita vrsta, ki hiperakumulira Cd, in je v Sloveniji avtohtona.

V rastnih komorah smo pri kontroliranih pogojih iz semen vzgojili tri različne

populacije Thlaspi praecox - Lozice, Lokovec in Mežica. Rastline so rasle na različnih

koncentracijah Cd v rastnem substratu (0, 50, 100, 250 mg/kg Cd). Rastline smo

vzorčili pred cvetenjem, tako da smo ločili rastni substrat, korenine in poganjke.

Korenine in poganjke smo mineralizirali z mešanico HNO3 in HClO4 (v razmerju 10:1).

Cd v rastnem substratu pa smo ekstrahirali z amonijevim acetetom. Koncentracijo Cd v

koreninah, poganjkih in substratu smo nato izmerili z atomsko absorpcijsko

spektroskopijo (AAS).

V drugem delu poskusov pa smo v času cvetenja in semenenja nabrali rastline na

njihovih naravnih rastiščih (Lozice, Lokovec, Mežica) in določili koncentracijo Cd v

koreninah, poganjkih in tleh s pomočjo rentgensko fluorescenčne spektrometrije (XRF).

Populacije, ki so zrasle na svojih naravnih rastiščih, se med seboj razlikujejo v

koncentraciji Cd v tleh, poganjkih in koreninah, s tem, da ima mežiška populacija

največjo koncentracijo Cd v vseh vzorcih in se statistično značilno razlikuje od ostalih

dveh populacij. Lokovška in loziška populacija imata TF večji od 1, medtem ko ima

mežiška populacija TF manjši od 1. BAF poganjkov je največji pri mežiški in lokovški

populaciji. BAF korenin pa je največji le pri mežiški populaciji.

Rezultati iz narave kažejo, da koncentracija Cd v tleh pri populaciji iz Lozic preseže

opozorilno vrednost za Cd (2 mg kg-1

), populaciji iz Lokovca in Mežice pa presežeta

kritično vrednost za Cd (12 mg kg-1

). Lokovška in mežiška populacija že na svojih

naravnih rastiščih presežeta mejo, ki določa hiperakumulacijsko sposobnost za Cd

(>100 mg Cd/kg v SM).

Populacije, ki smo jih vzgojili pri kontroliranih pogojih, se po biomasi med seboj

statistično značilno ne razlikujejo. S povečevanjem koncentracije Cd v tleh pa je opaziti

upad biomase korenin pri vseh populacijah še posebej pri lokovški in loziški populaciji.

Mežiška populacija ima največjo koncentracijo Cd v poganjkih in koreninah, največji

BAF, največjo skupno vsebnost Cd v poganjkih in koreninah in največjo


49

fitoekstrakcijsko sposobnost. TF pa ima manjši od 1, kar pa ni običajno za mežiško

populacijo.

Pri vseh populacijah smo izmerili več kot 100 mg/kg Cd v SM v poganjkih in koreninah

(tam kjer smo dodali Cd v substrat). Prav tako so vse populacije tolerirale visoke

koncentracije Cd v substratu.

Glede na rezultate smo potrdili, da je mežiška populacije najbolj primerna za

fitoremediacijo s Cd onesnaženih tal.


50

10 SUMMARY

The aim of our study was to compare three different populations of pennycress Thlaspi

praecox (populations from Lozice, Lokovec and Mežica) when exposed to different

concentrations of cadmium (Cd) in the substrate. Thlaspi praecox is indigenous to

Slovenia and it has been recently discovered to hyperaccumulate Cd.

In the first part of our experiments we have grown three different populations of Thlaspi

praecox under greenhouse conditions. These populations were grown in substrates with

different levels of Cd (0, 50, 100, 250 mg/kg Cd). We have collected the plants from

substrate before the flowering period. We separated the substrate from the roots and

divided the pants to shoots and roots. Plant material was washed thoroughly and freeze

dried. The roots and shoots were mineralized with mixture of HNO3 and HClO4 (10:1)

and we extracted the Cd from the substrate with the ammonium acetate (NH4Ac). The

concentration of Cd in roots, shoots and substrate was measured by atomic absorption

spectrometry (AAS).

In the second part of our experiments we have collected Thlaspi praecox plant in their

natural habitats (Lozice, Lokovec, Mežica) in the time of flowering and seeding. We

separated the substrate from the roots and divided the pants to shoots and roots. The

measurements of concentration of Cd in roots, shoots and substrate were performed by

X-ray fluorescence spectrometry (XRF).

The results showed that there is a difference in concentration of Cd in roots, shoots and

substrates among populations collected in the natural habitats. The population from

Mežica has the highest concentration of Cd in all the samples and is statistically

different from Lozice and Lokovec populations. The populations from Lokovec and

Ložice have TF higher than 1 while TF of Mežica population is below 1. The BAF of

shoots is the highest in Mežica and Lokovec populations while BAF of roots is the

highest only in Mežica population.

The results from natural habitats showed that population from Lozice exceed the

warning value of Cd concentration while populations from Mežica and Lokovec exceed

the critical value of Cd concentration in soil. Populations from Lokovec and Mežica in

their natural habitats exceed the limit which represents the Cd hyperaccumulation

capability (>100 mg Cd/kg v DW).


51

The results of our laboratory population show that the populations do not differ

statistically in their biomass. By increasing Cd concentration in the substrate the

biomass of roots declined in all populations. The population from Mežica has the

highest Cd concentration in roots and shoots, the highest BAF and the highest total

content of Cd in roots and shoots. The Mežica population has also the best

phytoextraction potential however its TF is smaller than 1, which is uncommon for this

population.

The results showed that all populations have abilitiy to hyperaccumulate Cd because Cd

concentrations in roots and shoots exceeded100 mg/kg of Cd, when Cd was added to

the substrate. All populations also tolerated the highest concentration of Cd in the

substrate.

Based on these results we can confirm that the population of Thlaspi praecox from

Mežica is best suited for phytoextraction from Cd contaminated soil.


52

11 UPORABA PRIDOBLJENEGA ZNANJA PRI POUKU

11.1 VKLJUČITEV TEME DIPLOMSKEGA DELA V UČNI NAČRT

Tema naše diplomske naloge je zelo specifična za uporabo pri pouku v osnovni (OŠ) ali

srednji šoli (SŠ), vendar bi jo lahko vseeno vključili v nekaterih delih učnega načrta za

deveti razred osnovne šole in v srednjo šolo. Tema se navezuje na področje ekologije in

varovanja okolja ter človekovega vpliva na okolje.

Kar bi bilo zanimivo iz naše diplomske naloge povzeti, je, da se kadmij lahko nahaja

tudi v rastlinah, ne le v okolju kot snov, ki onesnažuje in s tem negativno vpliva na

človeka. Saj obstajajo nekatere rastline, ki privzamejo kadmij (in tudi nekatere druge

težke kovine) iz tal v svoja tkiva in ga tam kopičijo. Pomembno pa se je zavedati, da

lahko v primeru zaužitja teh rastlin, zaužijemo tudi kadmij, ki velja za strupeno snov.

BIOLOGIJA 9 (OŠ)

VSEBINSKI SKLOP: Vpliv človeka na naravo in okolje

KONCEPT:

Človekove dejavnosti lahko vključujejo tveganje s potencialno škodljivimi učinki na

človeka in naravo. Med tvegane aktivnosti spadajo uporaba naravnih virov in

pridobivanje surovin, rast mest, sprememba uporabe zemljišč in ravnanje z odpadki.

OPERATIVNI CILJI:

Učenci:

spoznajo, da lahko okolje zaradi naravnih vzrokov in človekovih dejavnosti

vsebuje snovi, ki so škodljive za človeka in druge organizme;

spoznajo, da trajnostni razvoj zahteva vzpostavitev standardov za spremljanje

sprememb v tleh, vodah in ozračju ter ukrepov za preprečevanje škodljivih

sprememb.


53

BIOLOGIJA (SŠ)

VSEBINSKI SKLOP: Ekologija

KONCEPT:

Človek živi v različnih ekosistemih, ki jih zaradi povečevanja števila prebivalstva,

tehnologije in potrošnje vse bolj spreminja. Človek lahko povzroči velike spremembe

ekosistemov in zmanjševanje biotske pestrosti. Velike spremembe ekosistemov lahko

presegajo sposobnost organizmov, da se na spremembe naravno prilagodijo, oz.

sposobnost človeka, da se na spremembe tehnološko prilagodi.

OPERATIVNI CILJI:

Učenci:

spoznajo, da ima človeštvo velik vpliv na druge vrste in na celotne ekosisteme

(npr. spreminjanje kemijske sestave zraka, vode in prsti) ter da snovi, ki jih

proizvaja človeška družba, vplivajo na kroženje snovi na Zemlji (npr. gnojenje v

kmetijstvu, nepravilno odlaganje odpadkov);

razumejo principe ravnanja z odpadki in spoznajo, kaj so to nevarni odpadki;

razumejo, da se nekatere strupene snovi kopičijo v organizmih v prehranjevalnih

spletih (bioakumulacija) in na osnovi primera spoznajo možne posledice tega

procesa;

znajo opredeliti povezanost človeka in okolja prek pitne vode in hrane ter s tem

povezane okoljske probleme (npr. DDT, pesticidi, težke kovine) ter vedo, kaj je

zdrava prehrana;

spoznajo pomen mejnih oziroma dovoljenih koncentracij nevarnih in škodljivih

snovi v ozračju, vodi in prsti in pomen obravnavanja nevarnih in škodljivih

snovi v zakonodaji.

Odločila sem se napisati učno pripravo za 9. razred OŠ, ker imam več pozitivnih

izkušenj dela z učenci iz OŠ. Osnovnošolci se mi na splošno zdijo bolj odprti za

pogovor, kot srednješolci, zato bi, glede na to kako sem si zastavila potek učne ure,

takšno uro v OŠ lažje izvedla.


54

11.2 PRIPRAVA NA UČNO URO

UČNA PRIPRAVA

PREDMET Biologija

RAZRED 9. razred

UČNA TEMA Vpliv človeka na naravo in okolje

UČNA VSEBINA Viri in posledice onesnaževanja okolja

UČILA IN

PRIPOMOČKI

projektor

prosojnice

delovni listi

tabla, kreda

METODE metoda razgovora z razlago

metoda igre vlog

UČNE OBLIKE samostojno in skupinsko delo učencev

UČNI CILJI

Učenci:

spoznajo glavne vzroke onesnaževanja (površinskih voda, podtalnice, zraka in

prsti), ključne onesnaževalce, posledice njihovega delovanja na organizme in

okolje ter načine in ukrepe za zmanjševanje in preprečevanje onesnaževanja;

na primeru prehranjevalne verige oziroma prehranjevalnega spleta razložijo

kroženje in akumulacijo strupenih snovi v ekosistemu oz. biosferi;

spoznajo, da lahko okolje zaradi naravnih vzrokov in človekovih dejavnosti vsebuje

snovi, ki so škodljive za človeka in druge organizme;


55

spoznajo, da trajnostni razvoj zahteva vzpostavitev standardov za spremljanje

sprememb v tleh, vodah in ozračju ter ukrepov za preprečevanje škodljivih

sprememb.

DIDAKTIČNA PRIPRAVA

FAZE POUKA DEJAVNOSTI UČITELJA IN UČENCEV

Začetna motivacija Za začetek učitelj prebere odsek iz učbenika: ‘Otroci zemlje...

ne pozabljajo’ (1. poglavje: Plut Dušan, Okolje kot povezan

sistem, str. 8)

Nato pozove učence, da ugotovijo, o čem se bodo pogovarjali.

Pogovorijo se o onesnaževanju okolja - da je to danes pereč

problem po vsem svetu in povedo na kakšen način lahko

pripomorejo k čistejšemu okolju.

Uvajanje nove snovi Odprejo učbenik (1. poglavje: Plut Dušan, Okolje kot

povezan sistem, str. 9), si ogledajo sliko opustošene Mežiške

doline in preberejo odstavek: ‘Preoblikovanje okolja -

Mežiška dolina’.

Učitelj na platnu pokaže skico, ki prikazuje najpomembnejše

vire onesnaževanja okolja (učbenik: 1. poglavje: Plut Dušan,

Okolje kot povezan sistem, str. 22) in skupaj pokomentirajo.

Pogovorijo se o pomembnosti vzdrževanja čistega okolja:

- Katere snovi onesnažujejo okolje in na kakšen način.

- Pomembna vloga človeka pri vzdrževanju čistega okolja.

- Posledice onesnaževanja – na kakšen način vplivajo na

rastline, živali, ljudi.

- Prehranjevalna veriga in akumulacija strupenih snovi.


56

- Ukrepi za zmanjšanje negativnih ekoloških posledic.

- Kaj lahko učenci naredijo sami?

- Kateri poklici se navezujejo na varovaje in čiščenje okolja?

Med razlago učitelj vključuje učence tako, da jim zastavlja

vprašanja.

Učitelj razdeli delovne liste, ki jih učenci rešijo za domačo

nalogo.

Igra vlog V zadnjem delu učne ure učenci odigrajo igro vlog.

Učitelj najprej naredi uvod, da jim predstavi katere vloge

bodo igrali. Na eni strani so naravovarstveniki in na drugi

lastniki tovarne, ki onesnažuje okolje.

Vsaka skupina ima na začetku časa 5-10 minut, da na list

zapišejo glavne točke oz. argumente.

Vsaka skupina izbere tri zagovornike, ki pa se med

razgovorom lahko poljubno menjajo.

Učitelj vodi in usmerja razgovor ter ocenjuje, katera skupina

je najbolj prepričljiva in ima najboljše argumente. Zmaga

skupina, ki zbere največ točk.

Zaključek Vsak od učencev glasuje za najboljšega zagovornika, ki ga na

koncu tudi razglasijo.

Učno uro te oblike je priporočljivo izvajati v blok uri, ker mora biti dovolj časa za

razlago in igro vlog. Igra vlog prisili učence k razmišljanju in k bolj aktivnemu

sodelovanju pri učni uri.

Literatura:

Šorgo A., Marentič Požarnik M., Plut D., Krnel D., Vovk M., Pavšer N. (2002)

OKOLJSKA VZGOJA: učbenik za izbirni predmet v 7., 8. in 9. razredu devetletne

osnovne šole: učbenik za okoljsko vzgojo kot medpredmetno področje v osnovni

šoli. Založba Obzorja. Maribor


57

VSEBINSKA PRIPRAVA

Glavno vodilo: V tej učni uri bi rada dosegla, da se učenci začnejo zavedati in

razmišljati o pomembnosti ločevanja odpadkov, saj le tako lahko pripomoremo k

ohranjanju čistega okolja. Prav tako pa želim, da postanejo kritični in odgovorni za

svoje zdravje. To pomeni, da se zavedajo, da v vsakdanjem življenju naletijo na mnogo

dejavnikov, ki lahko negativno vplivajo na njihovo zdravje.

To so npr.

vdihovanje mestnega prahu,

vdihovanje prahu, ki je onesnažen s težkimi kovinami,

vdihovanje cigaretnega dima, zaužitje strupenih substance,

da so kritični pri izbiri pridelkov, saj nekateri lahko vsebujejo težke kovine (ta

nevarnost je prisotna predvsem pri pridelkih pridelanih na območjih, ki so znani

po visoki stopnji onesnaženosti),

da cenijo sadje, ki zraste doma (za katerega vemo, da ni škropljeno s pesticidi).

Preberi: “Otroci zemlje... ne pozabljajo” (1. poglavje: Plut Dušan, Okolje kot povezan

sistem, str. 8)

Pogovori se: Onesnaževanju okolja - danes pereč problem po vsem svetu. Na kakšen

način lahko pripomorejo k čistejšemu okolju:

ločevanje odpadkov,

kupovanje povratne embalaže in embalaže s čim manj odpadka,

vožnja s kolesom ali mestnim avtobusom…

Skupaj si oglejmo in preberimo: “Človek s svojimi posegi zelo spremeni pokrajine” in

ob tem slika opustošene Mežiške doline (1. poglavje: Plut Dušan, Okolje kot povezan

sistem, str. 9)

Zaradi dejavnosti (rudarjenje v Mežici, topilnica v Žerjavu in železarna v Ravnah), ki

potekajo že mnogo let, so začeli bližnji gozdovi umirati, reka Meža je postala umazana

in zdravje ljudi se je poslabšalo. Po zgraditvi čistilnih naprav in zaprtju rudnika in


58

topilnice, pa se je stanje okolja začelo počasi izboljševati. Bodo pa nekatere oblike

onesnaževanja, zlasti težke kovine v prsti, prisotne desetletja (1).

Ogledamo si: skico, ki prikazuje najpomembnejše vire onesnaževanja okolja in

pokomentiramo (1. poglavje: Plut Dušan, Okolje kot povezan sistem, str. 22).

Pogovorimo se: o pomembnosti vzdrževanja čistega okolja:

Katere snovi onesnažujejo okolje in na kakšen način?

Pomembna vloga človeka pri vzdrževanju čistega okolja!

Posledice onesnaževanja – na kakšen način vplivajo na rastline, živali, ljudi?

Prehranjevalna veriga in akumulacija strupenih snovi.

Ukrepi za zmanjšanje negativnih ekoloških posledic.

Kaj lahko učenci naredijo sami?

Kateri poklici se navezujejo na varovaje in čiščenje okolja?

Med nevarne odpadke spadajo (2):

- čistilna in pralna sredstva

- zdravila

- kozmetična sredstva

- barve in laki

- baterije

- dezinfekcijska sredstva


59

DELOVNI LIST

Kje tiči problem - kaj onesnažuje okolje?

Navedi načine - kako se širi onesnaževanje:

Kaj lahko naredimo sami za bolj čisto okolje?

Med nevarne odpadke spadajo:

Kaj pomeni recikliranje in zakaj je pomembno?

Zakaj imamo danes več težav z odpadki kot v preteklosti?

Kako lahko zmanjšamo uporabo sredstev, ki vsebujejo snovi, ki spadajo med nevarne

odpadke?

D.N.

Pobrskaj po internetu ali časopisih in najdi informacije o krajih po Sloveniji, ki so

najbolj onesnaženi ter pripiši s katerimi nevarnimi snovmi so onesnaženi.

Slika: Načini onesnaževanja tal (Zupan, 2008)


60

LITERATURA:

(1) Šorgo A., Marentič Požarnik M., Plut D., Krnel D., Vovk M., Pavšer N. (2002)

OKOLJSKA vzgoja: učbenik za izbirni predmet v 7., 8. in 9. razredu devetletne

osnovne šole: učbenik za okoljsko vzgojo kot medpredmetno področje v osnovni

šoli. Maribor: Založba Obzorja.

(2) Lah Lucija (2009) Za moje okolje: učbenik za izbirni predmet okoljska vzgoja v 7.,

8. in 9. razredu devetletne osnovne šole. Radovljica: Didakta. (str. 20)

(3) Tome Davorin in Vrezec Al (2010) Evolucija, biotska pestrost in ekologija.

Ekologija: učbenik za biologijo v programih gimnazijskega izobraževanja.

Ljubljana: DZS. (str. 115 – 118)

(4) Zupan M., Grčman H. in Lobnik F. (2008) Raziskave onesnaženosti tal Slovenije.

Ljubljana: Agencija RS za okolje.


61

12 VIRI

Adriano, D.C., 2001. Trace elements in terrestrial environments: Biogeochemistry,

bioavailability and risks of metals. Springer-Verlag, New York, Berlin,

Heidelberg.

Assunção, A.G.L., Schat, H., Aarts, M.G.M., 2003. Thlaspi caerulescens, an attractive

model species to study heavy metal hyperaccumulation in plants. New

Phytologist 159: 351-360.

Baker, A.J.M., 1981. Accumulators and excluders - strategies in the response of plants

to heavy metals. Journal of Plant Nutrition 3: 643-654.

Baker, A.J.M., Brooks, R.R., 1989. Terrestrial higher plants which hyperaccumulate

metallic elements. A review of their distribution, ecology and phytochemistry.

Biorecovery 1: 81-126.

Baker, A.J.M., McGrath, S.P., Sidoli, C.M.D., Reeves, R.D., 1994. The possibility of in

situ heavy metal decontamination of polluted soils using crops of metal-

accumulating plants. Resources, Conservation and Recycling 11: 41-49.

Baker, A.J.M., Reeves, R.D., Hajar, A.S.M., 1994. Heavy Metal Accumulation and

Tolerance in British Populations of the Metallophyte Thlaspi caerulescens J. and

C. Presl (Brassicaceae). New Phytologist 127: 61-68.

Boyd, R.S., 1998. Hyperaccumulation as a plant defensive strategy. V Brooks R.R.

(Ur.), Plants that Hyperaccumulate Heavy Metals: their role in

phytoremediation, microbiology, archaeology, mineral exploration and

phytomining (str. 181-201). New York: CAB International.

Boyd, R.S., Martens, S.N., 1992. The raison d’être for metal hyperaccumulation by

plants. V Baker A.J.M. idr. (Ur.) The vegetation of ultramafic (serpentine) soils

(str. 279-289). United Kingdom: Intercept. Andover.

Brooks, R.R., 1998a. Geobotany and hyperaccumulators. V Brooks R.R. (Ur.), Plants

that Hyperaccumulate Heavy Metals: their role in phytoremediation,

microbiology, archaeology, mineral exploration and phytomining (str. 55-94).

New York: CAB International.

Brooks, R.R., 1998b. General introduction. V Brooks R.R. (Ur.), Plants that

Hyperaccumulate Heavy Metals: their role in phytoremediation, microbiology,

archaeology, mineral exploration and phytomining (str. 1-14). New York: CAB

International.

Brooks, R.R., Lee, J., Reeves, R.D., Jaffre, T., 1977. Detection of nickeliferous rocks by

analysis of herbarium specimens of indicator plants. Journal of Geochemical

Exploration 7: 49-57.

Brvar, E., 2007. Primerjava hiperakumulacije Cd in Zn pri Dveh vrstah rodu Thlaspi in


62

pomen za fitoekstrakcijo. Diplomsko delo. Ljubljana: Univerza v Ljubljani,

Biotehniška fakulteta, Oddelek za biologijo.

Eržen, I., Gajič, D., Gnezda, D., Golež, M., Gornik, A., Jenko, M., 2009.

Obremenjenost živil rastlinskega izvora kot indikator onesnaženosti tal

(Seminarska naloga). Ljubljana: Univerza v Ljubljani, Medicinska fakulteta,

Katedra za javno zdravje. Univerza v Ljubljani, Medicinska fakulteta, Katedra

za javno zdravje, Ljubljana.

Garbisu, C., Alkorta, I., 2001. Phytoextraction: a cost-effective plant-based technology

for the removal of metals from the environment. Bioresource Technology 77:

229-236.

Gosar, M., Šajn, R., 2006. Metal mines and environment (some Slovenian case studies).

RMZ-Materials and Geoenvironment 52: 571-579.

Greger, M., 2004. Metal availability and bioconcentration in plants. V Prasad M.N.V.

(Ur.) Heavy metal stress in plants: from biomolecules to ecosystems (str. 1-27).

Springer-Verlag Berlin Heidelberg New York.

Itai-itai disease (b.d.), 2011. Dostopno na http://en.wikipedia.org/wiki/Itai-itai_disease

(30. 10. 2011).

Kokovnik, M., 2007. Strategije privzema Cd, Zn in Pb pri populacijah Ranega

mošnjaka (Thlaspi praecox Wulfren) z onesnaženega in neonesnaženega

rastiš a. Diplomsko delo. Ljubljana: Univerza v Ljubljani, Biotehniška

fakulteta, Oddelek za biologijo.

Kump, P., Nečemer, M., Smodiš, B., Jačimović, R. 1996. Multielement analysis of

rubber samples by X-ray fluorescence. Applied Spectroscopy. 50: 1373–1377.

Küpper, H., Jie Zhao, F., McGrath, S.P., 1999. Cellular Compartmentation of Zinc in

Leaves of the Hyperaccumulator Thlaspi caerulescens. Plant Physiology 119:

305-312.

Küpper, H., Mijovilovich, A., Meyer-Klaucke, W., Kroneck, P.M.H., 2004. Tissue- and

Age-Dependent Differences in the Complexation of Cadmium and Zinc in the

Cadmium/Zinc Hyperaccumulator Thlaspi caerulescens (Ganges Ecotype)

Revealed by X-Ray Absorption Spectroscopy. Plant Physiology 134: 748-757.

Lee, J.G., Roberts, S.B., Morel, F.M.M., 1995. Cadmium: A Nutrient for the Marine

Diatom Thalassiosira weissflogii. Limnology and Oceanography 40(6): 1056–

1063.

Likar, M., Pongrac, P., Vogel-Mikuš, K., Regvar, M., 2009. Molecular diversity and

metal accumulation of different Thlaspi praecox populations from Slovenia.

Plant and Soil 330: 195-205.

Lobnik, F., Zupan, M., Grčman, H., 2010. Onesnaženost tal in rastlin v Celjski kotlini.

V Onesnaženost okolja in naravni viri kot omejitveni dejavnik razvoja v


63

Sloveniji – modelni pristop za degradirana območja (str. 14-22). Celje: Inštitut

za okolje in prostor.

Lombi, E., Zhao, F.J., Dunham, S.J., McGrath, S.P., 2000. Cadmium accumulation in

populations of Thlaspi caerulescens and Thlaspi goesingense. New Phytologist

145: 11-20.

Martinčič, A., Wraber, T., Jogan, N., Ravnik, V., Podobnik, A., Turk, B., Vreš, B.,

1999. ala flora lovenije klju za dolo anje praprotnic in semenk. Ljubljana:

Tehniška založba Slovenije.

McGrath, S.P., Lodico, F., 1993. In-Situ Decontamination of Metal-Polluted Soils by

Metal-Accumulator Plants. United Kingdom: Rothamsted Experimental Station

Harpenden.

McIntyre, T., 2003. Phytoremediation of Heavy Metals from Soils. V Tsao D.T. (Ur.)

Phytoremediation (str. 97-123). Berlin, Heidelberg: Springer.

Nečemer, M., Košir, I. J., Kump, P., Kropf, U., Korošec, M., Bertoncelj, J., Ogrinc,

N.,Golob, T. 2009. Application of total reflection X-ray spectrometry in

combination with chemometric methods for determination of the botanical

origin of Slovenian honey. Journal of agricultural food chemistry. 10: 4409-

4414.

Ostrowski, S.R., Wilbur, S., Chou, C.-H.S.J., Pohl, H.R., Stevens, Y.-W., Allred, P.M.,

Roney, N., Fay, M., Tylenda, C.A., 1999. Agency for Toxic Substances and

Disease Registry’s 1997 priority list of hazardous substances. Latent effects—

carcinogenesis, neurotoxicology, and developmental deficits in humans and

animals. Toxicology and Industrial Health 15: 602-644.

Pahlsson, A.-M.B., 1989. Toxicity of heavy metals (Zn, Cu, Cd, Pb) to vascular plants.

Water, Air, and Soil Pollution 47: 287-319.

Pongrac, P., Vogel-Mikuš, K., Kump, P., Nečemer, M., Tolrà, R., Poschenrieder, C.,

Barceló, J., Regvar, M., 2007. Changes in elemental uptake and arbuscular

mycorrhizal colonisation during the life cycle of Thlaspi praecox Wulfen.

Chemosphere 69: 1602-1609.

Pongrac, P., Zhao, F.-J., Razinger, J., Zrimec, A., Regvar, M., 2009. Physiological

responses to Cd and Zn in two Cd/Zn hyperaccumulating Thlaspi species.

Environmental and Experimental Botany 66: 479-486.

Purves, W.K., Sadava, D., Orians, G.H., Heller, H.C., 2003. Life: The Science of

Biology, 7th ed. U.S.A.: Sinauer Associates.

Raskin, I., Ensley, B.D., 2000. Phytoremediation of toxic metals: using plants to clean

up the environment. U.S.A.: John Wiley.

Salt, D.E., Blaylock, M., Kumar, N.P.B.A., Dushenkov, V., Ensley, B.D., Chet, I.,

Raskin, I., 1995. Phytoremediation: A Novel Strategy for the Removal of Toxic


64

Metals from the Environment Using Plants. Nature Biotechnology 13, 468-474.

Salt, D.E., Smith, R.D., Raskin, I., 1998. Phytoremediation. Annual Review of Plant

Physiology and Plant Molecular Biology 49: 643-668.

Seregin, I.V., Ivanov, V.B., 2001. Physiological Aspects of Cadmium and Lead Toxic

Effects on Higher Plants. Russian Journal of Plant Physiology 48: 523-544.

lovar slovenskega knjižnega jezika. Ljubljana. Državna založba Slovenije. 1994.

Thlaspi praecox (b.d.), n.d. Dostopno na http://www.botanicni-

vrt.si/component/option,com_rastline/thlaspi-praecox/page,3723/lang,si/ (30.

10. 2011).

Tolrà, R.P., Poschenrieder, C., Barceló, J., 1996. Zinc hyperaccumulation in Thlaspi

caerulescens. II. Influence on organic acids. Journal of Plant Nutrition 19: 1541-

1550.

Udovič, M., Leštan, D., 2008. Remediation of soil from a former zinc smelter area with

stabilization with cement. Acta agriculturae Slovenica 91: 283-295.

Van der Ent, A., Baker, A.J.M., Reeves, R.D., Pollard, A.J., Schat, H. 2012.

Hyperaccumulators of metal and metalloid trace elements: Facts and fiction.

Plant and Soil: 1-16

Van Espen P.J.M., Janssens K.H.A. 1993. Spectrum evaluation. V Van Grieken R.E.,

Markowicz A.A. (Ur.). Handbook of X-ray Spectroscopy: Methods and

Techniques (str.222). New York: Marcel Dekker.

Vogel-Mikuš, K., Drobne, D., Regvar, M., 2005. Zn, Cd and Pb accumulation and

arbuscular mycorrhizal colonisation of pennycress Thlaspi praecox Wulf.

(Brassicaceae) from the vicinity of a lead mine and smelter in Slovenia.

Environmental Pollution 133: 233-242.

Vogel-Mikuš, K., Pongrac, P., Kump, P., Nečemer, M., Regvar, M., 2006. Colonisation

of a Zn, Cd and Pb hyperaccumulator Thlaspi praecox Wulfen with indigenous

arbuscular mycorrhizal fungal mixture induces changes in heavy metal and

nutrient uptake. Environmental Pollution 139: 362-371.

Williams, D.E., Vlamis, J., Pukite, A.H., Corey, J.E., 1980. Trace element

accumulation, movement, and distribution in the soil profile from massive

applications of sewage sludge. Soil Science 129: 119.

Yang, X.E., Long, X.X., Ye, H.B., He, Z.L., Calvert, D.V., Stoffella, P.J., 2004.

Cadmium tolerance and hyperaccumulation in a new Zn-hyperaccumulating

plant species (Sedum alfredii Hance). Plant and Soil 259: 181-189.

Zhao, F., Lombi, E., McGrath, S., 2003. Assessing the potential for zinc and cadmium

phytoremediation with the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens. Plant and

soil 249: 37-43.


65

Žibret, G., Šajn, R., 2006. Distribution of zinc and cadmium pollution in Celje basin.

RMZ-Materials and Geoenvironment 52: 561-569.

Zupan, M., Grčman, Helena, Lobnik, Franc, Tič, Irena, Šinkovec, Marjan, Žlebir, Silvo,

2008. Raziskave onesnaženosti tal lovenije. Ljubljana: Agencija RS za okolje.


66

13 ZAHVALA

Ob zaključku diplomske naloge bi se rada zahvalila mentorici prof. dr. Marjani Regvar

za mentorstvo, pomoč, potrpežljivost in prijaznost.

Velika zahvala gre tudi dr. Pauli Pongrac, doc.dr. Katarini Vogel-Mikuš in Mileni

Kubelj, ker so mi bile vedno na voljo, mi svetovale in mi pomagale pri poskusih.

Dragi Igor,

hvala ti za vse, še posebej za to, ker me vedno znova znaš postaviti na realna tla!

Zahvala gre tudi vsem domačim, ki so me stalno spodbujali, mi stali ob strani in mi

pomagali – brez vas bi težko dobila čas za pisanje diplome.


67

14 PRILOGE

PRILOGA A

Rezultati rastlinskih vzorcev rastlin iz narave.

PO

PU

LA

CIJ

A

Org

an

i

Kon

cen

traci

ja

Cd

v t

leh

(mg/k

g)

Kon

cen

traci

ja

Cd

(m

g/k

g)

TF

BA

F

LOZICE pog 6.6 17.7 0.67 2.7

LOZICE pog 9.3 40.7 1.09 4.4

LOZICE pog 6.0 43.7 1.29 7.3

LOZICE pog 8.3 43.4 3.65 5.2

LOZICE pog 12.9 25.8 1.00 2.0

LOZICE kor

26.4

4.0

LOZICE kor

37.5

4.1

LOZICE kor

34.0

5.7

LOZICE kor

11.9

1.4

LOZICE kor

25.8

2.0

LOKOVEC pog 16.0 237.0 2.49 14.8

LOKOVEC pog 12.3 219.0 3.20 17.8

LOKOVEC pog 11.5 193.0 2.09 16.8

LOKOVEC pog 8.2 205.0 1.71 24.9

LOKOVEC pog 13.0 206.0 4.37 15.8

LOKOVEC kor

95.1

5.9

LOKOVEC kor

68.4

5.6

LOKOVEC kor

92.5

8.0

LOKOVEC kor

120.0

14.6

LOKOVEC kor

47.1

3.6

MEŽICA pog 105.0 1200.0 1.62 11.4

MEŽICA pog 97.4 1320.0 1.13 13.6

MEŽICA pog 40.7 1800.0 1.07 44.2

MEŽICA pog 42.1 557.0 0.54 13.2

MEŽICA pog 80.3 559.0 0.30 7.0

MEŽICA kor

743.0

7.1

MEŽICA kor

1170.0

12.0

MEŽICA kor

1690.0

41.5

MEŽICA kor

1030.0

24.5

MEŽICA kor

1840.0

22.9


68

PRILOGA B

Rezultati rastlinskih vzorcev rastlin, ki so rasle v kontroliranih pogojih.

PO

PU

LA

CIJ

A

Org

an

i

Cel

ok

up

na

kon

c. C

d v

tle

h

Masa

(g)

Kon

cen

traci

ja

Cd

(m

g/k

g)

Vse

bn

ost

Cd

(mg)

TF

BA

F

Fit

oek

stra

kci

js

ki

pote

nci

al

(%)

LOZICE pog 0 3.53 1 0.00

0.0 0

LOZICE pog 0 2.85 2 0.00 0.13 0.0 0

LOZICE pog 0 4.53 1 0.00 0.33 0.0 0

LOZICE pog 0 4.25 2 0.01 0.64 0.0 0

LOZICE pog 50 7.20 728 5.24 1.34 14.6 14

LOZICE pog 50 5.72 590 3.37 1.52 11.8 9

LOZICE pog 50 5.49 626 3.44 1.33 12.5 8

LOZICE pog 50 6.19 710 4.40 1.96 14.2 11

LOZICE pog 100 4.19 1066 4.47 1.49 10.7 13

LOZICE pog 100 4.14 1243 5.15 5.98 12.4 15

LOZICE pog 100 4.68 2263 10.59 1.59 22.6 29

LOZICE pog 100 3.60 1528 5.50 1.24 15.3 15

LOZICE pog 250 5.76 2561 14.75 2.22 10.2 10

LOZICE pog 250 4.03 1448 5.84 2.30 5.8 4

LOZICE pog 250 5.20 1553 8.08 2.47 6.2 5

LOZICE pog 250 5.70 1296 7.39 1.24 5.2 5

LOZICE kor 0 0.34

0.0

LOZICE kor 0 0.09 12 0.00

0.0

LOZICE kor 0 0.36 3 0.00

0.0

LOZICE kor 0 0.34 3 0.00

0.0

LOZICE kor 50 0.22 542 0.12

10.8

LOZICE kor 50 0.17 388 0.06

7.8

LOZICE kor 50 0.17 470 0.08

9.4

LOZICE kor 50 0.13 362 0.05

7.2

LOZICE kor 100 0.17 718 0.12

7.2

LOZICE kor 100 0.04 208 0.01

2.1

LOZICE kor 100 0.13 1421 0.18

14.2

LOZICE kor 100 0.19 1231 0.24

12.3

LOZICE kor 250 0.06 1152 0.07

4.6

LOZICE kor 250 0.02 628 0.02

2.5

LOZICE kor 250 0.08 628 0.05

2.5

LOZICE kor 250 0.22 1042 0.23

4.2


69

PO

PU

LA

CIJ

A

Org

an

i

Cel

ok

up

na

kon

c. C

d v

tle

h

Masa

(g)

Kon

cen

traci

ja

Cd

(m

g/k

g)

Vse

bn

ost

Cd

(mg)

TF

BA

F

Fit

oek

stra

kci

js

ki

pote

nci

al

(%)

LOKOVEC pog 0 4.02

0.0 0

LOKOVEC pog 0 3.22 3 0.01 0.82 0.0 0

LOKOVEC pog 0 3.11 6 0.02 1.53 0.0 0

LOKOVEC pog 0 2.58 6 0.02 1.21 0.0 0

LOKOVEC pog 50 6.22 1025 6.38 1.12 20.5 17

LOKOVEC pog 50 3.83 1455 5.57

29.1

LOKOVEC pog 50 4.10 965 3.95 0.91 19.3 13

LOKOVEC pog 50 2.48 1458 3.62

29.2

LOKOVEC pog 100 3.61 2227 8.04 4.81 22.3 28

LOKOVEC pog 100 2.93 2506 7.34 2.98 25.1 28

LOKOVEC pog 100 4.30 2584 11.11 2.14 25.8 38

LOKOVEC pog 100 3.08 2244 6.91 1.55 22.4 26

LOKOVEC pog 250 2.09 2974 6.22 1.67 11.9 5

LOKOVEC pog 250 4.05 2892 11.71 1.40 11.6 10

LOKOVEC pog 250 2.21 2585 5.71 2.96 10.3 5

LOKOVEC pog 250 1.70 3319 5.64

13.3

LOKOVEC kor 0 0.25

0.0

LOKOVEC kor 0 0.33 3 0.00

0.0


0.0


0.0

LOKOVEC kor 50 0.03 919 0.03

18.4

LOKOVEC kor 50

LOKOVEC kor 50 0.16 1063 0.17

21.3

LOKOVEC kor 50

LOKOVEC kor 100 0.06 463 0.03

4.6

LOKOVEC kor 100 0.08 840 0.07

8.4

LOKOVEC kor 100 0.13 1207 0.15

12.1

LOKOVEC kor 100 0.15 1452 0.22

14.5

LOKOVEC kor 250 0.01 1780 0.02

7.1

LOKOVEC kor 250 0.19 2063 0.40

8.3

LOKOVEC kor 250 0.09 874 0.08

3.5

LOKOVEC kor 250 0.01


70

PO

PU

LA

CIJ

A

Org

an

i

Cel

ok

up

na

kon

c. C

d v

tle

h

Masa

(g)

Kon

cen

traci

ja

Cd

(m

g/k

g)

Vse

bn

ost

Cd

(mg)

TF

BA

F

Fit

oek

stra

kci

js

ki

pote

nci

al

(%)

MEŽICA pog 0 3.95 3 0.01 0.51 0.0 0

MEŽICA pog 0 3.87 2 0.01 0.14 0.0 0

MEŽICA pog 0 3.69 2 0.01 0.19 0.0 0

MEŽICA pog 0 3.43 2 0.01 0.15 0.0 0

MEŽICA pog 50 6.43 1613 10.37 1.12 32.3 40

MEŽICA pog 50 5.97 1017 6.07 0.39 20.3 21

MEŽICA pog 50 4.73 1666 7.88 0.65 33.3 28

MEŽICA pog 50 6.15 1795 11.04 0.87 35.9 43

MEŽICA pog 100 4.67 4288 20.02 1.53 42.9 56

MEŽICA pog 100 3.13 3468 10.85 1.09 34.7 19

MEŽICA pog 100 3.67 4296 15.77 1.38 43.0 34

MEŽICA pog 100 3.83 3301 12.64 1.41 33.0 29

MEŽICA pog 250 4.93 5108 25.18 0.92 20.4 21

MEŽICA pog 250 4.29 6207 26.63 1.27 24.8 22

MEŽICA pog 250 0.98 4188 4.10 0.86 16.8

MEŽICA pog 250 2.99 5746 17.18

23.0

MEŽICA kor 0 0.38 6 0.00

0.0

MEŽICA kor 0 0.30 18 0.01

0.0

MEŽICA kor 0 0.29 12 0.00

0.0

MEŽICA kor 0 0.33 12 0.00

0.0

MEŽICA kor 50 0.52 1437 0.75

28.7

MEŽICA kor 50 0.01 2581 0.02

51.6

MEŽICA kor 50 0.13 2581 0.34

51.6

MEŽICA kor 50 0.26 2075 0.54

41.5

MEŽICA kor 100 0.43 2806 1.20

28.1

MEŽICA kor 100 0.24 3188 0.78

31.9

MEŽICA kor 100 0.24 3106 0.75

31.1

MEŽICA kor 100 0.36 2342 0.83

23.4

MEŽICA kor 250 0.11 5553 0.61

22.2

MEŽICA kor 250 0.23 4897 1.12

19.6

MEŽICA kor 250 0.00 4868 0.00

19.5

MEŽICA kor 250 0.01


71

PRILOGA C

Tabele diskriminančnih analiz

1. Diskriminančna analiza rastlin izbrani populacij na njihovih naravnih rastiščih

Tabela 1: Wilksova Lambda

Funkcija 1- 2 Funkcija 2- 2

Wilksova Lambda 0.072 0.576

Chi Sq 28.904 6.074

DF 6 2

P 0.000 0.048

Tabela 2: Pojasnjena varianca (svojstvene vrednosti)

Funkcija 1 Funkcija 2

Svojstvene vrednosti 6.968 0.737

Odstotek variance 90.435 9.565

Skupni odstotek 90.435 100.000

Kanonične korelacije 0.935 0.651

Tabela 3: Standardni koeficienti diskriminančne funkcije

Variabilnost Funkcija 1 Funkcija 2

Koncentracija Cd (mg/kg) 1.543 0.111

BAF -1.089 0.811

TF -0.633 0.403

2. Diskriminančna analiza rastlin vzgojenih v kontroliranih pogojih

Tabela 4: Wilksova Lambda

Funkcija 1- 2 Funkcija 2- 2

Wilksova Lambda 0.192 0.793


72

Chi Sq 45.407 6.374

DF 8 3

P 0.000 0.095

Tabela 5: Pojasnjena varianca (svojstvene vrednosti)

Funkcija 1 Funkcija 2

Svojstvene vrednosti 3.135 0.261

Odstotek variance 92.318 7.682

Skupni odstotek 92.318 100.000

Kanonične korelacije 0.871 0.455

Tabela 6: Standardni koeficienti diskriminančne funkcije.

Variabilnost Funkcija 1 Funkcija 2

Masa (g) -0.110 1.079

Koncentracija Cd (mg/kg) 0.589 0.404

TF -0.500 -0.204

BAF 0.838 -0.174

Documents

HIPERAKUMULACIJA KADMIJA PRI RAZLIČNIH POPULACIJAH …pefprints.pef.uni-lj.si/1407/1/Diplomsko_Delo_Nina_Kavcic.pdf · Dipl. delo Ljubljana, Univ. v Ljubljani, PeF, BF, Odd. za biologijo,