SLOVENSKÁ POĽNOHOSPODÁRSKA UNIVERZITA

V NITRE

FAKULTA BITECHNOLÓGIE A POTRAVINÁRSTVA

MOŽNOSTI VYUŽITIA VYBRANÝCH

POĽNOHOSPODÁRSKYCH PLODÍN NA

FYTOREMEDIÁCIU METALICKY ZAŤAŽENEJ PÔDY Diplomová práca

Študijný program: Biotechnológie

Študijný odbor: 5.2.25 Biotechnológie

Školiace pracovisko: Katedra chémie

Školiteľ: doc. RNDr. Alena VOLLMANNOVÁ, PhD.

Nitra 2010 Adrián Agócs, Bc.

Čestné vyhlásenie

Podpísaný Adrián Agócs vyhlasujem, že som záverečnú prácu na tému „Možnosti

využitia vybraných poľnohospodárskych plodín na fytoremediáciu metalicky

zaťaženej pôdy “ vypracoval samostatne s použitím uvedenej literatúry.

Som si vedomý zákonných dôsledkov v prípade, ak uvedené údaje nie sú pravdivé.

V Nitre 15. apríla 2010

Adrián Agócs

Poďakovanie

Ďakujem doc. RNDr. Alene VOLLMANNOVEJ, PhD. za odborné

vedenie, metodické usmernenie práce a za odborné rady, ktoré my poskytla počas

spracovávania práce. Ďakujem všetkým, ktorí mi akýmkoľvek spôsobom pomohli.

Abstrakt

Cieľom predkladanej diplomovej práce, vypracovanej na katedre chémie

Slovenskej poľnohospodárskej univerzity v Nitre, bolo podať informácie o

rastline láskavci chvostnatom a jeho využití na úpravu environmentálnych problémov

v procese fytoremendácie, o vplyve kadmia a ďalších rizikových ťažkých kovov (Pb,

Cu, Cr, Zn) na ľudské zdravie a teoreticky spracovať metódu fytoremendácie na základe

štúdia odbornej literatúry a dostupných vedeckých článkov. Súčasťou diplomovej práce

bol aj výskum zameraný na ekologický spôsob odstraňovania kontaminantov životného

prostredia (ťažkých kovov), ktorý využíva rastliny na úpravu environmentálnych

problémov spôsobených človekom.

Práca bola vykonávaná v modelových podmienkach vegetačných nádobových

pokusov, ktoré sa realizovali v areáli našej univerzity vo vegetačnej klietke. Na

realizáciu pokusu bola použitá poľnohospodársky využívaná pôda z lokality Výčapy –

Opatovce a z lokality Topoľčianky. V pokusoch sme použili rastlinu láskavec

chvostnatý.

Hlavný prínos diplomovej práce spočíva vo vytvorení komplexného náučného

materiálu o fytoremendácii a schopnosti niektorých rastlín (láskavec

chvostnatý) „vyťahovať” z pôdy vysoké množstvá rizikových kovov.

Výsledky diplomovej práce signalizujú, že rastlinu láskavec chvostnatý možno

v súčasnosti využiť tak v potravinárstve, ako aj v poľnohospodárstve pre jeho

významnú vlastnosť, a to, že tvorí veľký objem nadzemnej fytomasy a výrazne

kumuluje rizikové ťažké kovy.

Súčasťou diplomovej práce je aj návrh využitia výsledkov dosiahnutých

v modelových podmienkach vegetačných nádobových pokusoch.

Kľúčové slová: ťažké kovy, kadmium, olovo, fytoremediácia rastliny, láskavec

Abstract

The aim of the thesis, elaborated at the Department of Chemistry at Slovak

Agricultural University in Nitra, was to give information about plant tumbleweed, and

about his utilizing for the treatment of environmental problems in the process of

fytoremendation, the impact of cadmium and other heavy metals (Pb, Cu, Cr, Zn) for

human health, and also to work out theoretically the methods of fytoremendation on the

basis of literature and other available scientific articles. Work was also a part of

research aimed at removing organic contaminants of the environment (heavy metals),

what is using plants for the treatment of environmental problems caused by human/man.

Thesis was done in terms of model conditions of vegetation pot trials realized in

the laboratory of Slovak agricultural University in Nitra. To carry out the experiment

was used agricultural land from locality Výčapy – Opatovce. In experiments we used

plant tumbleweed.

The main contribution of the thesis is in creating comprehensive educational

material about fytoremendation and possibilities of some plants (tumbleweed) to “raise”

from ground high amount of dangerous/hazardous metals.

A result of the thesis indicates, that the plant tumbleweed is possible to use

currently in food-stuff industry and in agriculture, for its major feature. It creates large

amount of aboveground phytomass and strongly accumulates hazardous heavy metals.

The thesis includes a proposal for using the results obtained in model conditions

of vegetative pot trial experiments.

Keywords: heavy metals, cadmium, lead, fytoremendation of plant, tumbleweed.

Obsah

Úvod

1 Súčasný stav riešenej problematiky doma a v zahraničí

1.1 Charakteristika pojmu ťažký kovov a toxicita

1.2 Zdroje ťažkých kovov

1.3 Ťažké kovy v pôde

1.4 Ťažké kovy v rastlinách

1.5 Kadmium

1.5.1 Kadmium v pôde

1.5.2 Kadmium v rastlinách

1.6 1.6 Olovo

1.6.1 Olovo v pôde

1.6.2 Olovo v rastlinách

1.7 Remediačné techniky

1.8 Hyperakumulátory

1.8.1 Láskavec

2 Cieľ práce

3 Materiál a metodika

3.1 Pôda

3.1.1 Stanovenie pôdnej reakcie, obsahu prístupných živín a rizikových

kovov vo vzorkách pôd

3.2 Plodiny

3.3 Varianty experimentov

3.4 Vyhodnotenie obsahu rizikových kovov

4 Výsledky a diskusia

4.1 Vegetačný nádobový pokus I.

4.1.1 Stanovenie agrochemických charakteristík v pokusoch použitých pôd

4.1.2 Stanovenie obsahu rizikových kovov v pokuse použitých pôdach

v extrakte lúčavkou kráľovskou, NH4NO3 a HNO3

4.1.3 Stanovenie obsahu ťažkých kovov v plodinách láskavca chvostnatého

4.2 Vegetačný nádobový pokus II.

4.2.1 Stanovenie agrochemických charakteristík v pokusoch použitých pôd

6

4.2.2 Stanovenie obsahu rizikových kovov v pokuse použitých pôdach

v extrakte lúčavkou kráľovskou, NH4NO3 a HNO3

4.2.3 Stanovenie obsahu ťažkých kovov v plodinách láskavca chvostnatého

5 Návrh na využitie výsledkov

6 Záver

7 Zoznam použitej literatúry

7

Úvod

Neustále sa zvyšujúca priemyselná výroba a intenzívne poľnohospodárstvo sú

príčinou vysokej koncentrácie rôznych látok v pôdach, vodách a v ovzduší, ktoré vo

väčšine prípadov nemajú prírodný charakter. Sú „cudzie“ životnému prostrediu a

spôsobujú tak jeho kontamináciu. Výrobné, ekologické a ekonomické požiadavky

posunuli do popredia záujem o výskum prírodných procesov, umožňujúcich bez väčších

finančných požiadaviek a ďalšej záťaže pre prírodu odstrániť kontaminanty.

Je známe, že už po desaťročia sa vykonáva monitoring životného prostredia

s dôrazom na indukovanie ťažkých kovov v prostredí. Ich vysoké koncentrácie

zapríčiňujú akútne toxické problémy, ktoré môžu spôsobovať významné následky za

dlhé časové obdobie. Kovy ktoré sa akumulujú v ľudskom organizme, ako Cd, Pb a Hg

sú zvlášť dôležité.

Zaťaženie pôd stopovými látkami sa stalo v posledných desaťročiach jedným

z najvýznamnejších problémov ochrany pôdy a životného prostredia. Ťažké kovy, ako

jedna zo skupín stopových prvkov, majú veľký ekologický význam, daný ich

ekotoxicitou a schopnosťou akumulácie.

Ťažké kovy sú v pôde zastúpené v rôznych koncentráciách a v rozličných formách.

Ich hromadením vo veľkom objeme, ktorý predstavuje pôda, vzniká po určitom čase

potenciálny zdroj ich vstupu do biologického kolobehu. Je preto nutné monitorovať ako

obsah znečisťujúcich látok v pôde, tak aj pôdne vlastnosti sa obsah kontaminantov

v dopestovanej poľnohospodárskej produkcii a v prípade potreby uskutočniť nápravné

opatrenia.

V našej práci sme sa zamerali na ekologický spôsob odstraňovania kontaminantov

životného prostredia (napríklad ťažkých kovov), na fytoremediáciu. Fytoremediácia

využíva rastliny na úpravu environmentálnych problémov spôsobených človekom. Táto

pasívna remediačná technika je založená na prirodzenej schopnosti rastlín ukladať

kontaminanty, ktoré sú transportované z pôdy a podzemnej vody cez koreňový systém.

Základným predpokladom pre fytoremediáciu substrátov kontaminovaných

toxickými kovmi je ich hyperakumulácia. Pre fytoremediáciu sa ukázali ako

univerzálnejšie vyššie rastliny. Vyššie rastliny sú schopné metabolizovať a degradovať

mnohé znečisťujúce látky, preto sú často označované ako zelená pečeň. Okrem toho

niektoré rastliny sú schopné v pletivách akumulovať toxické kovy v takom rozsahu, že 8

sa často hovorí o hyperakumulácií. Hlavnou výhodou tejto metódy je jej šetrnosť

k životnému prostrediu a nízke náklady na energiu.

9

1 Súčasný stav riešenej problematiky doma a v zahraničí

1.1 Charakteristika pojmu ťažký kovov a toxicita

Jednou z najzávažnejších skupín rizikových látok v životnom prostredí sú ťažké

kovy. Ťažké kovy patria medzi nedegradovateľné kontaminanty, ktoré sa vyznačujú

rozdielnym zdrojom pôvodu, vlastnosťami ako aj pôsobením na živé organizmy

(TÓTH, POSPÍŠIL a kol., 2005).

Termín ťažké kovy je veľmi známy a najčastejšie používaný. Je to najprijateľnejší

skupinový názov pre kovy, najmä As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb a Zn, ktoré majú najhoršie

škodlivé účinky na zdravie človeka a zvierat a znečisťujú životné prostredie

(ALLOWAY-AYRES, 1993).

Okrem termínu ťažký kov alebo rizikový stopový prvok sa dosť často používajú aj

iné označenia ako napr. stopový kov, mikroživina, mikroelement a pod..

K ťažkým kovom (merná hmotnosť > 5,0 g.cm-3) patria biologicky nezastupiteľné

mikroelementy (napr. Cu, Zn), ako aj početné neesenciálne chemické prvky (Cd, Pb

atď.). V pôdach sa nachádzajú v rôznych koncentráciách, oxidačných stupňoch

i väzbách. Ich riziká spočívajú v ekotoxicite i v kumulácii a abiotických a biotických

zložkách prostredia. Toxické sú aj biologicky nezastupiteľné mikroelementy ak

prekročia určitú koncentráciu (TOMÁŠ a i., 2000).

Označenie ťažké kovy bolo prevzaté z metalurgie. Používa sa na označenie 37

prvkov periodickej sústavy prvkov, ktoré majú atómovú hustotu vyššiu ako 5 g.cm-3. a

patria do prechodných skupín alebo skupín 3A, 4A, 5A, 6A (BAUDO, 1987; ĎURŽA-

KHUN, 2001).

Z environmentálneho a toxikologického hľadiska sa pojem ťažké kovy obyčajne

spája s kovovými prvkami, ktoré spôsobujú nežiaduce toxické účinky a znečisťujú

životné prostredie. ALEXEJEV (1987) používa označenie „ťažký kov” len v súvislosti

s negatívnym pôsobením na živé organizmy a pri žiaducich účinkoch používa pojem

„mikroelement”.

10

Najvhodnejšie sa zdá označiť ťažké kovy podľa FERGUSSONA (1990), ktorý ich

považuje za prvky:

relatívne dosť rozšírené v zemskej kôre,

ťažené a využívané v priemerných množstvách,

obsiahnuté v materiáloch, s ktorými ľudia prichádzajú do kontaktu,

majúce toxický účinok na živé organizmy,

spôsobujúce nepriaznivé účinky v biologickom cykle.

Mnohé zo skupiny toxických kovov vykazujú toxické vlastnosti už pri veľmi

nízkych koncentráciách, napríklad niekoľkých jednotkách ppm a označujú sa termínom

“stopové prvky”. Stopové prvky však zahŕňajú aj iné ako kovové prvky.

Celú skupinu stopových prvkov je možné rozdeliť do štyroch kategórií

(PROUSEK, 2001):

1. esenciálnych prvkov,

2. pravdepodobne esenciálnych

3. neesenciálnych

4. toxických

Do prvej skupiny patria tie prvky, ktoré sú v nízkych koncentráciách

nepostrádateľné pre normálny rast rastlín a živočíchov, avšak pri prekročení určitej

kritickej koncentrácie pôsobia toxicky. Označujú sa termínom „mikroživiny“:

Cu, Mn, Zn, Fe pre rastliny a živočíchy

Cr, Co pre živočíchy

Mo pre rastliny

Do druhej skupiny patria tie prvky, ktorých esencialita nie je zatiaľ jednoznačne

dokázaná. Sú to Ni, F, Br, V, Ba a Sr.

V tretej skupine sú prvky , ktoré majú dokázateľné pozitívne vplyvy, no v prípade

ich nedostatku nevyvolávajú chorobné zmeny. Prvky ako napr. As, Cd, Hg, Tl, U

pôsobia toxicky pri prekročení ich tolerančných koncentrácií, ale nespôsobujú negatívne

prejavy pri ich nedostatku a sú označované názvom neesenciálne prvky (ALLOWAY-

AYRES, 1993).

11

Štvrtá skupina stopových prvkov zahrňuje prvky toxické. Patria sem: As, Cd, Pb, a

Hg. Ich význam v životnom prostredí sa obmedzuje iba na ich toxické vlastnosti pri

veľmi nízkych koncentráciách. Pre každý prvok je v prvom rade dôležitý jeho obsah v

organizme. Preto hodnotíme jeho toxicitu hlavne z hľadiska jeho koncentrácie v

organizme. Vo všeobecnosti klesá toxicita v rade Hg > Cd > Ni > Pb > Cr (YONG,

1992).

KABATA – PENDIAS, PENDIAS (1992) delia prvky podľa ich toxicity na:

1. Prvky s veľmi vysokým stupňom potenciálneho ohrozenia

(Cd, Hg, Pb, Cu, Tl, Sn, Cr, Sb, Zn)

2. Prvky s vysokým stupňom potenciálneho ohrozenia

(Bi, U, Mo, Ba, Ti, Fe, Se, Te, Ni, Ni, Co, As)

3. Prvky so stredným stupňom potenciálneho ohrozenia

(F, Be, V, Rb, Li, Ge, In, B, Br, I, Cs)

4. Prvky s nýzkym stupňom potenciálneho ohrozenia

(Sr, Zr, Ta, La, Nb).

1.2 Zdroje ťažkých kovov

Zdrojom kontaminácie životného prostredia je predovšetkým výroba kovov,

ktorých hlavnou súčasťou je najmä olovo, zinok, prípadne meď, antimón, arzén,

kadmium, tálium, gallium, indium. Okrem výroby kovov a ich používania v rozličných

formách je veľmi dôležitým zdrojom kontaminácie životného prostredia kovmi

spaľovanie fosilných palív, predovšetkým uhlia. Stále významnejším zdrojom

znečisťovania prostredia ťažkými kovmi sa stáva spaľovanie mestských odpadov, ako aj

znečistenie tokov odpadovými vodami obsahujúcimi zvýšené množstvo toxických

kovov (BENCKO a i., 1995).

12

Zdroje ťažkých kovov vstupujúce do pôdy môžeme rozdeliť podľa BENEŠA

(1993) :

Prirodzené – primárne (zvetrávanie hornín)

Prirodzené – sekundárne (atmosférické zrážky a pevný spad, podzemné zdroje)

Antropogénne – plošné a bodové (aplikácia melioračných surovín, hnojív,

pesticídov, kalov, popolčekov a závlahových vôd).

Podľa pôvodu môžeme vyčleniť dva zdroje ťažkých kovov a to prírodné –

geochemické a antropogénne.

Prírodné – geochemické zdroje: Ťažké kovy sú stopovými zložkami primárnych

minerálov v horninách. Vstupujú do kryštálových mriežok týchto minerálov izomorfnou

výmenou niektorých hlavných prvkov (napr. Ni2+ nahradí v kryštálovej mriežke hlavný

prvok Mg2+; Zn2+ nahradí v kryštálovej mriežke hlavný prvok Fe2+). Prítomnosť ťažkých

kovov v základných typoch hornín je uvedená v tabuľke 1.

Tabuľka 1: Koncentrácie ťažkých kovov v základných typoch hornín (mg.kg-1)

(Alloway, 1990)

Antropogénne zdroje: Okrem prírodných – geochemických zdrojov ťažkých

kovov existuje aj veľké množstvo antropogénnych zdrojov. Môžeme si vyčleniť viacero

antropogénnych zdrojov ťažkých kovov (ALLOWAY-AYRES, 1993):

baníctvo – úložiská, haldy, transport rúd – ku kontaminácii dochádza v

dôsledku zvetrávania a veternej erózii a úletov pri preprave rúd,

hutníctvo – znečistenie vzniká z exhalátov, aerosólov, ktoré unikajú pri

výrobe a spracovaní železa, ocele a farebných kovov,

poľnohospodárstvo – umelé hnojivá, pesticídne prípravky,

13

spaľovanie fosílnych palív (uhlie, ropa),

elektronika,

batérie,

farby,

tlač a polygrafia,

prípravky v zdravotníctve – zubné prípravky, liečivá a pod.,

odpadové hospodárstvo – spaľovne odpadov, odpadové kaly, skládky

priemyselného a komunálneho odpadu.

Podľa ZAUJECA (1999) hlavnými zdrojmi ťažkých kovov sú :

mestské a priemyselné aerosóly ako dôsledok spaľovania rôznych palív, kovové

rudy pri ich spracovávaní, ako i ďalšie priemyselné procesy

kvapalné a pevné odpady zo živočíchov i obyvateľstva

odpady z baníctva

priemyselné a poľnohospodárske chemikálie

Zdroje ťažkých kovov, z ktorých ďalej prenikajú do životného prostredia, môžeme

rozdeliť do niekoľkých skupín:

výrobcovia ťažkých kovov

spracovatelia a používatelia ťažkých kovov

teplárne, elektrárne, doprava

spaľovne a skládky odpadov

poľnohospodárstvo

1.3 Ťažké kovy v pôde

Pôda je popri ovzduší a vode, tretia najdôležitejšia zložka životného prostredia.

V ekologickom systéme zaujíma pôda významné miesto ako jeden z nenahraditeľných

prírodných zdrojov a ako základ potravového reťazca človeka. V dôsledku

antropogénnej činnosti sa dostáva do pôd veľké množstvo kontaminantov, z ktorých

najvýznamnejšie sú ťažké kovy, ktoré kontaminujú rastlinnú produkciu, ale pôsobia aj

na kvalitatívne a kvantitatívne zloženie pôdneho edafónu (ŠTYRIAK et al., 2002)

14

Väzba a pohyb ťažkých kovov v pôde je výsledkom reakcií medzi ťažkými kovmi

a fázami pôdy. Súčasťou tohto procesu sú chemické, fyzikálne a biologické interakcie,

sumárne nazvané interakcia: pôda – ťažké kovy (YONG, 1992).

Je známe, že miera účinku ťažkých kovov na produkčný a bioenergetický

potenciál pôd a na rastliny závisí od ich množstva a chemickej povahy. V tejto

súvislosti BENEŠ (1993) udáva dva hlavné faktory ovplyvňujúce dynamiku rizikových

prvkov v pôdach:

1. statické faktory – materská hornina, klimatické podmienky, ročné obdobie,

nadmorská výška a pod.,

2. dynamické faktory – obsah humusu, pôdna reakcia, zrnitosť, vlhkosť a teplota pôdy,

sorpčná kapacita, redoxný potenciál, mikrobiálna aktivita, celkový chemizmus pôdy

a agrotechnika

Pri sledovaní foriem ťažkých kovov vstupujúcich do pôd KABATA – PENDIAS

A PENDIAS (1984) zistili, že vo väčšine prípadov ide o biologicky neprípustné formy –

oxidy, kremičitany, uhličitany, sírany a sulfidy, v emisiách z vysokopecných zdrojov sa

uplatňujú spečené sklovité agromeláty.

Vo všeobecnosti väčšina autorov zaraďuje formy ťažkých kovov v pôde do

šiestich skupín:

1. ťažké kovy nachádzajúce sa v pôdnom roztoku,

2. ťažké kovy viazané predovšetkým výmenne na záporne nabitých povrchoch ílových

minerálov a organických zložiek pôdy (výmenná frakcia),

3. ťažké kovy absorbované, alebo vyzrážané na oxidoch, hydroxidoch, hydratovaných

oxidoch Fe, Al a Mn (okludovaná frakcia),

4. ťažké kovy viazané vo forme karbonátov, fosfátov a sulfátov a sulfidov (frakcia

definovaných zlúčenín),

5. ťažké kovy tvoriace komplexy s organickými látkami (organická frakcia),

6. ťažké kovy pevne fixované v mriežke ílových minerálov (reziduálna frakcia).

SIMS et al. (1986) zhrnul hlavné pôdne vlastnosti ovplyvňujúce mobilitu

a prijateľnosť ťažkých kovov pre rastliny:

pH – dôležitá hodnota pre posúdenie mobility

15

katiónová výmenná kapacita – dôležitá charakteristika pre posúdenie väzby v pôde

a mobility

redox potenciál – dôležitý pre posúdenie stability rôznych foriem kovov

obsah organického uhlíka – hlavná charakteristika ovplyvňujúca adsorpcia a tým

i mobilitu

pôdny druh – ovplyvňuje rýchlosť a cesty migrácie kontaminantu do spodných vôd.

Charakteristické vlastnosti ťažkých kovov v pôdach podľa BENEŠA (1993):

toxický vplyv ťažkých kovov sa ihneď neprejavuje, ich postupná akumulácia však

spôsobuje zmeny pôdnej úrodnosti.

veľký význam má chemický charakter prvku a jeho vzťah k pôdnym vlastnostiam.

zotrvávanie ťažkých kovov v pôde je dlhšie ako v atmosfére a hydrosfére.

samotná kontaminácia pôdy, hlavne v povrchovej vrstve, rastie úmerne

s intenzifikáciou a chemizáciou priemyselnej a poľnohospodárskej výroby – škody

rastú exponenciálne.

detoxikácia pôdy technickými prostriedkami je obmedzená.

pôda je najsilnejším prírodným pufrom a je ovplyvňovaná základnými pôdnymi

vlastnosťami.

samočistiaca schopnosť pôdy je nižšia ako vody a vzduchu.

vzhľadom na kumulatívne účinky ťažkých kovov musí byť ich hodnotenie

komplexné.

žiadne koncentrácie ťažkých kovov s karcinogénnym účinkom nemôžeme

považovať za úplne bezpečné.

toxicita ťažkých kovov nie je stálou funkciou. Pri ich vstupe do pôdy dochádza

k fyzikálno – chemickým zmenám a zapojeniu sa do biogeochemického kolobehu.

nie je dostatočne známy dlhodobý toxický efekt ťažkých kovov pri ich akumulácii

pôdou.

každý z ťažkých kovov má fyziologický význam a tým aj rôzny stupeň biotoxicity.

Pôdy sú viazané na určité stabilné miesto a preto je ich samočistiaca schopnosť

menšia ako je samočistiaca schopnosť vody a ovzdušia, ktoré sú v neustálom pohybe.

Pôda predstavuje otvorený systém, čo znamená, že kvalita (forma, spôsob väzby a

množstvo) v nej sa nachádzajúcich ťažkých kovov sa formuje dvomi protichodnými

procesmi – vstupom a výstupom (BENEŠ, 1993).

16

1.4 Ťažké kovy v rastlinách

Z hľadiska výživy rastlín rozdeľujeme prvky na esenciálne t.j. biologicky dôležité.

(Fe, Mn, Zn, Cu, Co, Mo) a neesenciálne, t.j. bez fyziologickej funkcie (Cd, As, U, Pb,

Cr, Hg, Ag), pre rastliny nepotrebné. Pre rastliny môžu byť toxické neesenciálne kovy

už vo veľmi malých množstvách napr. Ag, Hg, Pb, ale aj esenciálne, ak sa vyskytujú

v množstvách vysoko prevyšujúcich prirodzený obsah a sú vo forme prijateľnej

rastlinami (BANÁSOVÁ, 2006).

Tabuľka 2: Biochemický účinok nadmernej koncentrácie ťažkých kovov

Prvky Vplyv na biochemické procesy

Ag, Au, Cd, Hg, Pb, F, I, U zmeny v priepustnosti bunkových membrán

Hg inhibícia syntézy proteínov

Ag, Hg, Pb, Cd, Tl, As (III) viazanie na –SH skupiny

As, Sb, Se, Te, W, F konkurencia o väzbové miesto s esenc.

Metabolitmi

väčšina ťažkých kovov, Al, Be, Zr,

lantanoidy

afinita na miesta fosf. skupín a skupín ATP

a ADP

Cs, Li, Rb, Se, Sr nahrádzanie esenc. Atómov

Tl, Pb, Cd inhibícia enzýmov

Cd, Pb Respirácia

Cd, Pb, Hg, Tl, Zn Fotosyntéza

Cd, Pb, Hg, Tl, As Transpirácia

Cd, Co, Cr, F, Hg, Mn, Ni, Se, Zn Chloróza

Al, Cu, Fe, Pb, Rb tmavo zelené listy

(Alloway – Ayres, 1993)

Väčšina rastlín je citlivá na ťažké kovy (ERNST et al. 2004). Ak sa aj objavia na

toxickom stanovišti, rastú s menším či väčším poškodením. Na obsah ťažkých kovov

17

reagujú poruchami funkcie prieduchov, potlačením fotosyntézy, narušenou respiráciou

a činnosťou enzýmov, čo sa prejavuje zabrzdením rastu až uhynutím.

LARCHER (1994) uvádza päť možných ciest rezistencie rastlín voči negatívnemu

pôsobeniu ťažkých kovov. Sú to:

1. redukcia príjmu,

2. imobilizácia v bunkovej stene,

3. chelatácia na polypeptidy,

4. kompartmentalizácia vo vakuole,

5. aktívny export.

Vysoký obsah ťažkých kovov v pôde má silný selekčný tlak na vegetáciu. Väčšina

rastlinných druhov nie je schopná sa prispôsobiť. Existuje však úzka skupina rastlín –

špecialistov, ktoré takéto pôdy znášajú (ERNST, 1974; ERNST et al., 2004). Výskumy

ukázali, že sa v rámci určitého druhu vytvárajú tolerantné ekotypy, ktoré sú

prispôsobené na takéto stanovište. Okrem ekotypov spomínaných druhov tráv a bylín,

tolerantných voči ťažkým kovom, lišajníkom zabezpečuje toleranciu pravdepodobne

riasová zložka (BAČKOR et al., 1998; BAČKOR, VÁCZI, 2002).

Podľa absolútneho obsahu v zdravých rastlinách delí BENEŠ (1993) ťažké kovy

na:

prvky so zvýšenou koncentráciou (Sr, Mn, Zn, Fe)

prvky so strednou koncentráciou (Ni, Cu, Pb, Cr)

prvky s nízkou koncentráciou (Mo, Cd, Se, Co, Sn)

prvky s veľmi nízkou koncentráciou (Hg).

Prienik ťažkých kovov do rastlín ovplyvňuje pôdno – ekologické podmienky,

akými sú pH pôdneho roztoku, koncentrácia a forma ťažkého kovu, obsah organických

látok, oxidačno – redukčné podmienky v okolí koreňového systému spojené

s mikorbiálnimy procesmi rozkladu organických látok, vlhkosť, teplota, uľahnutosť

pôdy, aplikácia agrochemikálií a pod. (ADRIANO, 1992; MERIAN, 1991; CIBUĽKA

et al., 1991).

Ťažké kovy môžu byť prijímané rastlinami pasívne, alebo aktívne koreňovými

bunkami. Ióny v pôdnom roztoku sa dostávajú na povrch koreňov a prenikajú do

18

koreňových buniek. Podľa najnovších poznatkov korene rastlín prijímajú ťažké kovy

v iónovej forme ako katióny, resp. anióny alebo viazané v chelátoch (MERIAN, 1991).

BAKER (1981) zistil, že rôzny spôsob príjmu kovov súvisí s rôznou toleranciou

a toxicitou. Opísal tri základné typy stratégií tolerantných rastlín:

1. Indikátory – príjem a transport kovov je regulovaný rastlinou. Obsah kovov

v rastline presne odráža obsah externého prostredia.

2. Akumulátory – keď rastlina, vďaka špecializovanej fyziológii, aktívne koncentruje

kovy v nadzemných častiach. Kovy sú uložené v listoch vo vakuolách.

3. Hyperakumulátory – rastlina aktívne koncentruje kovy v nadzemných častiach, kde

dosahujú výrazne vyššie hodnoty ako v koreňoch a v pôdach.

19

1.5 Kadmium

1.5.1 Kadmium v pôde

Koncentrácia kadmia v pôdach sa pohybuje od 0,01 do 15 mg.kg-1, najčastejšie

však medzi 0,1 - 2,5 mg.kg-1 (BENEŠ, PABIANOVÁ, 1987). URE, BERROW (1982)

udávajú priemerný obsah kadmia v pôdach 0,62 mg.kg-1. KULICH (1986) za prirodzený

obsah kadmia v pôde považuje hodnoty do 1 mg.kg-1. CHRENEKOVÁ (1983) ako

prirodzený obsah v pôde udáva hodnotu 0,06 mg.kg-1. HRAŠKO, BEDRNA (1988)

považujú za prirodzenú koncentráciu kadmia v pôde hodnotu 0,1 - 1 mg.kg-1,

HOLOBRADÝ (1992) 0,7 mg.kg-1, BENEŠ (1993) 0,66 mg.kg-1, VINOGRADOV

(1962) 0,06 mg.kg-1. LUND (1982) uvádza priemerný obsah kadmia v pôdach

Kalifornie vzniknutých na bridliciach 7,5 mg.kg-1, najvyšší obsah kadmia dosiahol

hodnotu až 22 mg.kg-1.ČURLÍK – ŠEFČÍK (2000) na základe geochemického

mapovania pôd Slovenska zistili pozaďovú-mediánovú hodnotu obsahu Cd 0,3 mg.kg-1.

Za hraničnú hodnotu škodlivosti považujeme obsah kadmia v pôde 1 mg.kg-1.

S ohľadom na ochranu kvality rastlinných produktov je odporúčaný limitný obsah

kadmia v pôde 3 mg.kg-1.

Zlúčeniny kadmia sú v pôdach podobné zlúčeninám dvojmocných kovov, najmä

Zn2+, Co2+, Ni2+, Fe2+ a Mg2+. Najčastejšie sa vyskytuje vo forme Cd2+. Pri vyšších

hodnotách pH môže tvoriť i komplexné ióny CdOH+, Cd(OH)2, CdCl+, CdCl42-, CdSO4,

CdHCO3+, CdCl3

-, CdCO3 a organické cheláty (KABATA-PENDIAS, PENDIAS,

1984). S anorganickými ligandami (NH3, CN-) tvorí stálejšie komplexné ióny vo forme

[Cd(NH3)6]2+, [Cd(CN)4]2-.

BRUMMER et al. (1986) uvádzajú nasledujúce formy kadmia, ktoré existujú

v pôde:

vodorozpustné,

výmenné,

organicky viazané,

okludované s oxidmi Fe a Mn,

vo forme definovaných zlúčenín (karbonáty, fosforečnany a sulfidy –

viazané v štruktúre silikátov, tzv. reziduálne frakcie).

20

Podľa XIAN (1987) najväčšie množstvo kadmia sa nachádza vo výmennej forme

45 %, nasleduje kadmium viazané na oxidy železa a mangánu 20 %, reziduálne 16 %,

viazané na karbonáty 11 % a na organickú hmotu 8 %. Kadmium sa nachádza prevažne

v kontaminovaných vo výmennej forme, zatiaľ čo v nekontaminovaných pôdach je

kadmium najviac viazané na oxidy železa a mangánu. MAKOVNÍKOVÁ (2000)

vychádzajúc z hodnotenia frakcií kadmia udáva, že Cd má najvyššie zastúpenie

v mobilnej, ľahko mobilizovanej frakcii a vo frakcii okludovanej na oxidy Mn.

KAUPENJOHANN (1995) sledoval akumuláciu kovov antropogénne vnášaných

a delí ich do dvoch skupín:

kadmium, olovo a zinok sú prevažne sorbované na povrchu agregátov

a ľahko

rozpustných formách,

meď, chróm a nikel nepreukázali podobnú aktivitu.

Obrázok 1: Obsah kadmia (v 2M HNO3) v povrchovom horizonte pôd SR

(Linkeš et al., 1997)

Transfer kadmia ovplyvňujú interakcie s pôdnymi zložkami, živinami, inými

kovmi, rastlinou, klímou a poľnohospodárskym využitím. Podľa BARTOŠOVEJ (1995)

pohyb kadmia v pôdnom profile závisí od obsahu organickej hmoty, pH a zrnitostného

zloženia pôdneho profilu. Množstvo výmenných a vodorozpustných frakcií Cd je

podstatne vyššie (40% – 60%) než pri Pb, Zn a Cu. Kadmium pôsobí už pri nízkej 21

koncentrácie v pôde nepriaznivo na pôdnu mikroflóru. V pôdach s vysokou sorpčnou

kapacitou je toxické pôsobenie Cd na rastliny značne znížené.

Vzájomný pomer jednotlivých foriem Cd v pôdnom roztoku závisí od pH pôdy,

redoxných pomerov v pôde, prítomnosti ostatných konkurenčných iónov, organickej

hmoty a od klimatických podmienok (HEGEDŰSOVÁ, 1997).

S rastúcou hodnotou pH klesá rozpustnosť kadmia, preto v alkalických pôdach je

značne imobilné, zvyšuje sa jeho sorpcia na ílové minerály a tvorba chelátov

(BARANČÍKOVÁ, 1996). Pohyblivosť kadmia a tým aj jeho bioprístupnosť je

najvyššia v kyslých pôdach v rozmedzí pH od 4,5 do 5,5 (MAKOVNÍKOVÁ a kol.,

2006). Pri pH 4,0 - 5,5 je až 80 % kadmia schopné migrácie (BENEŠ, PABIANOVÁ,

1987). Pri pH 4 – 5,5 je asi 80 % kadmia schopné migrácie (GÁBRIŠ et al., 1998).

Vysoká koncentrácia iónov Ca2+ v pôdnom roztoku (8 – 20 % CaCO3) bráni vstupu

kadmia do výmenných pozícií, preto sa na imobilizáciu kadmia odporúča vápnenie

pôdy nad pH 7 (BIELEK et al., 1997). %. Vo všeobecnosti so zvyšovaním pH pôdy

pohyblivosť väčšiny kovových aniónov je zvýšená, ale pohyblivosť katiónov je znížená

(MERIAN, 1991). HOINS, CHARLET, STICHER (1993) zistili, že so stúpajúcou

hodnotou pH vzrastá adsorpcia kadmia na geothite. HESTERBERG, BRIL,

CASTILHO (1993) poukazujú na redukovanú adsorpciu kadmia pôdami pri zvyšovaní

rozpustných foriem vápnika.

Korelačná analýza medzi 29 druhmi pôd zistila, že pH je dominujúca premenná

ovplyvňujúca koncentráciu Cd v pôdnom roztoku, sorpciu a desorpciu natívneho

a pridaného Cd v týchto pôdach. Okrem pH sú najvplyvnejšími faktormi obsah

organickej hmoty, katiónová výmenná kapacita a celkový obsah Cd (GRAY et al.,

1999).

1.5.2 Kadmium v rastlinách

Kadmium je rastlinami prijímané prevažne koreňmi (HAGHIRI, 1974;

PETŘÍKOVÁ, 1986). Existuje však i mimokoreňový príjem kadmia priamo z atmosféry

prostredníctvom znečisteného povrchu listov (HOVMAND et al., 1983). Podľa

niektorých autorov prechádza do rastliny 70 % kadmia z pôdy a 30 % kadmia priamo

z ovzdušia.

22

Absorpcia stopových prvkov koreňmi môže byť pasívna (nemetabolická) a aktívna

(metabolická). Pasívny príjem je difúzia iónov z pôdneho roztoku do endodermy

koreňov. Aktívny príjem vyžaduje metabolickú energiu a príjem sa uskutočňuje proti

chemickému gradientu. Olovo a nikel sú prednostne absorbované pasívne, zatiaľ čo

meď, molybdén a zinok uprednostňuje aktívny príjem (KABATA, PENDIAS, 2001).

Pohyb ku koreňom sa uskutočňuje difúziou a hromadným pôdnym tokom.

V bezprostrednej blízkosti koreňov dochádza k chelatácii kovu organickými kyselinami

vylučovanými rastlinou, tým sa zvyšuje difúzny gradient a urýchľuje sa príjem prvku

(MULLINS, SOMMERS, 1986). Príjem kadmia koreňmi rastlín je v lineárnej závislosti

od koncentrácie voľných iónov Cd2+ v pôdnom roztoku (DOMAŽLICKÁ – OPATRNÝ,

1989). Príjem Cd2+ koreňovou sústavou klesá so zvyšujúcim sa pH. Pohyb ku koreňom

sa uskutočňuje difúziou a hromadným pôdnym tokom. V bezprostrednej blízkosti

koreňov dochádza k chelatácii kovov organickými kyselinami vylučovanými rastlinou,

zvyšuje sa difúzny gradient a urýchľuje príjem kovu (MULLINS – SOMMERS, 1986).

CUTLER, RAINDS (1974) sledovali mechanizmy príjmu kadmia koreňmi

jačmeňa, ktoré charakterizovali:

výmennou adsorpciou, keď je reverzibilne viazaná frakcia kadmia po desorpcii

ľahko neselektívne zameniteľná kovmi tranzitného typu (Zn, Cu, Hg). Pri výmennej

adsorpcii prenikajú katióny do Donnanovho voľného priestoru a reagujú tu so

záporne nabitými zvyškami strednej lamely bunkových stien, ktoré sú pektínovej

povahy.

silnou ireverzibilnou nemetabolickou fixáciou pravdepodobne v bunkovej stene,

difúziou, ktorá sa považuje za hlavnú príčinu hromadenia kadmia v rastlinách.

Väzba katiónov ťažkých kovov na funkčné skupiny na membráne mení

permeabilitu membrány, čo je príčinou spontánneho výtoku naakumulovaných iónov

draslíka z bunky (DOMAŽLICKÁ, 1989). Kadmium je translokované cez korene do

nadzemných častí rastlín prostredníctvom xylénu a floénu vo forme komplexov, ktoré

pravdepodobne vznikajú syntézou s malými organickými molekulami v koreňoch.

Pohyb iónov k vodivým pletivám rastlín sa uskutočňuje cestou apoplastickou

(voľnými medzibunkovými priestormi) alebo symplastickou (vnútornými priestormi

buniek). Z hľadiska dnešných poznatkov metabolicky a funkčné ťažké kovy budú

prednostne vstupovať do rastlín apoplastickou cestou. Symplastický transport prebieha

23

po súvislej symplazme (membráne) prepojenej plazmodezmami. Pre ťažké kovy je táto

cesta málo pravdepodobná, pretože sa blokujú v okamihu styku s cytoplazmou

(biologický filter).

Medzi hlavné faktory, ktoré vplývajú na vstup ťažkých kovov z pôdy do rastliny,

patria hodnota pôdnej reakcie, textúra pôdy, obsah a kvalita organickej hmoty, redox

potenciál, prítomnosť iných prvkov (synergizmus alebo antagonizmus), druh a odroda

rastliny, hnojenie a spôsob kultivácie. Úmerne so zvyšujúcou sa vonkajšou teplotou sa

zvyšuje príjem kadmia rastlinami, hlavne zelinou. Zvýšením teploty pôdy na 27 °C sa

významne zvýšila koncentrácia kadmia v brokolici (GIORDANO, MAYS a BEHEL,

1979).

Na hromadení Cd v rastlinách sa podľa GRANT et al. (1998) podieľajú

nasledujúce faktory a mechanizmy:

väzba na bunkovú stenu,

koreňové exudáty,

mykoríza,

membránový transport,

hromadenie v koreni

translokácia z koreňov do výhonkov.

Kadmium patrí medzi abiogénne prvky, ktoré sa môžu v rastlinách hromadiť často

v značných množstvách. Rôzne časti rastlín (listy, stonky, plody, korene) akumulujú

rôzne množstvá kadmia. Najvyšším obsahom kadmia sa zvyčajne vyznačujú pletivá

koreňov, nasledujú listy, stonky, plody, zásobné orgány a semená, ktoré majú najnižší

obsah kadmia (WEIGEL, JÄGER, 1980). Títo autori uviedli, že viac ako 70 % kadmia

bolo zistené v cytoplazmatickej frakcii a iba 8 - 14 % v bunkovej stene, jadre a

chloroplastoch.

Pri zvýšených obsahoch Cd v pôde spomedzi zeleniny najintenzívnejšie kumuluje

Cd listová a koreňová zelenina a najmenej plodová zelenina. Analýzou 12 druhov

zelenín stanovila HEGEDŰSOVÁ (1997) zvýšené koncentrácie Cd v cesnaku, cibuli

a póre. Kukuricu, konopu siatu, mak, cirok metlový, vodné rastliny a huby možno

označiť za hyperakumulátory Cd.

24

Najviac kadmia absorbuje koreňová a skleníková zelenina. Jednotlivé druhy

zeleniny rozdelil CIBULKA et al. (1991) podľa relatívnej akumulácie ťažkých kovov

nasledovne:

vysoký príjem – šalát, špenát, žerucha, mrkva, čakanka

stredný príjem – kapusta, repa, reďkovka, horčica, zemiaky

nízky príjem – sladká kukurica, brokolica, karfiol, ružičkový kel,

zeler

veľmi nízky príjem – strukoviny, melón, uhorka, paradajka.

KLOKE et al. (1984) udávajú, že obsah kadmia v jarnej pšenici klesá v poradí listy

> nódy > internódiá > otruby > plevy > múka. Stupeň tolerancie rastlín ku kadmiu a

miera schopnosti tento kovový prvok akumulovať závisí aj od rastlinného druhu.

Jednotlivé plodiny majú rozličnú schopnosť prijímať kadmium. Najviac kadmia

absorbuje koreňová zelenina. Podľa GÁBRIŠA a kol. (1987) koncentrácia kadmia stúpa

v poradí ovos < pšenica < bôb < hrach < slnečnica < kukurica < horčica < reďkovka <

rajčiaky < mrkva < šalát. ALEXEJEV (1987) zoradil plodiny podľa citlivosti ku kadmiu

v poradí: rajčiaky < ovos < šalát < lúčne trávy < mrkva < reďkovka < fazuľa < hrach <

špenát. Koncentračná hladina kumulovaného kadmia je najnižšia v plodoch zeleniny –

zeleninová paprika, uhorky, rajčiaky (HEGEDŰSOVÁ et al., 1997, 2003, 2005).

HEGEDŰS, HEGEDŰSOVÁ (1995) zistili, že kadmium sa výraznejšie akumuje

v cesnaku, cibuli a tiež v póre. HEGEDŰS, HEGEDŰSOVÁ (2000) zistili, že obsah Cd

vo vzorkách pôd z oblasti Žitného ostrova a z okolia Nových Zámkov sa pohyboval

v rozpätí 0,01 – 0,83 mg.kg-1. Zároveň zistili, že najviac kadmia akumuluje vodový

a cukrový melón (0,25 mg.kg-1), uhorky (0,22 mg.kg-1), mrkva (0,20 mg.kg-1) a paprika

(0,19 mg.kg-1).

Ťažké kovy predstavujú pre rastliny stresový faktor, ktorý vyvoláva početné

fyziologické zmeny. Pre citlivé rastliny sa toxicky prejavujú už hodnoty medzi 4 – 13

mg Cd. kg-1, pre menej citlivé neškodia ani hodnoty nad 150 mg.kg-1 (KABATA –

PENDIAS, 1984).

Medzi najčastejšie uvádzané symptómy fytotoxicity kadmia patria chloróza listov,

hnednutie koreňových vláskov, prípadne špičiek koreňov rastlín, červenohnedé

sfarbenie listovej žilnatiny a výskyt fialovohnedých škvŕn na listoch, v extrémnych

prípadoch uschýnanie a opadávanie listov (CIBULKA et al., 1991). Výskyt chloróz je

25

spojený s inhibíciou biosyntézy chlorofylu, s fyziologickou deficienciou železa (pri jeho

relatívne vysokom obsahu v rastlinách), alebo s kadmiom indukovaným poklesom

obsahu horčíka (GREGER – LINDBERG, 1987). Príčinou výskytu červenohnedých

škvŕn na listoch niektorých rastlín sú zmeny v metabolizme fenolov a fenolových látok

(BARCELÓ – POSCHENRIEDER, 1986). Čo sa týka cytologických a histologických

zmien, prítomnosť kadmia spôsobuje zmeny v mitochondriách, vytváranie nefunkčných

fosfolipidových štruktúr, inhibíciu delenia buniek v meristematických pletivách.

Cytotoxický účinok kadmia sa prejavuje aj zvýšeným výskytom chromozómových

aberácií (MAKOVNÍKOVÁ, 2001).

Bolo zistené, že nízke obsahy kadmia, ale aj iných ťažkých kovov, pôsobia na rast

stimulačne, vyššie obsahy pôsobia retardačne hlavne na rast koreňov. Redukcia rastu je

dôsledkom stagnácie bunkového delenia a predlžovania orgánov v rastových zónach

(KARATGLIS, 1987; NWOSU, 1995).

1.6 Olovo

1.6.1 Olovo v pôde

Olovo (Pb), ako hygienicky rizikový prvok je významným kontaminantom

životného prostredia. Jeho prirodzené geochemické anomálie sú hojné vulkanických

pohoriach, prípadne v okolí, kde sú zvetraliny z týchto pohorí. Kde sa takéto anomálie

nevyskytujú, zdroj kontaminácie pôdy olovom je predovšetkým znečistená atmosféra

(HEGEDŰSOVÁ, 1999).

SZUTÁNYI (2005) uvádza, že v zemskej kôre sa nachádza 15 mg.kg-1. Olovo je

najrozšírenejším ťažkým kovom. Pochádza z priemyselnej a banskej činnosti.

Tetrametylovo a tetraetylovo je hlavným zdrojom atmosferického a suchozemského

olova (POLÁČEK et al., 2003). Najviac sa vyskytuje v sulfidoch, fosforečnanoch,

arzeničnanoch, chromanoch, uhličitanoch, oxidoch a pod. (ZAUJEC, 1999).

Priemerný obsah olova v rôznych pôdach celého sveta je 29,2 mg.kg-1.

Koncentračné rozpätie priemerných hodnôt u nás sa pohybuje od 23,3 – 92,5 mg.kg-1.

Extrémne hodnoty v dôsledku silného antropogénneho znečistenia boli až 3000 mg.kg-1.

26

V našich pôdach okolo autostrád sa obsahy pohybovali od 75 – 170 mg.kg -1, v oblasti

geochemických anomálií až okolo 1000 mg.kg-1 (CIBULKA, 1991).

FARGAŠOVÁ (1994) zistila, že toxické účinky olova v pôde sa začínajú

prejavovať pri obsahu 3,5 – 4,0 mg.kg-1 pôdy v závislosti od vlastnosti pôdy. Ďalej

uvádza, že olovo má vysokú afinitu k tvorbe komplexov s nerozpustnými humínovými

látkami, čo vedie ku fixácii a imobilizácii tohto prvku v humusových vrstvách pôdy.

Vylúhovanie pôdnym roztokom alebo kyslím dažďom nemá pri olove veľké uplatnenie.

Zdrojom kontaminácie pôdy olovom je predovšetkým zničená atmosféra.

Množstvo olova v súčasnosti emitovaného z antropogénnych zdrojov do atmosféry sa

odhaduje na 450 tisíc ton (O‘NEILL, 1993), pričom značný podiel na týchto emisiách

má automobilová doprava. Jedným z hlavných zdrojov olova v kontaminovaných

pôdach sú emisie z hute spracovávajúcich olovenú rudu (BENEŠ a PABIÁNOVÁ,

1986).

Popri novej diaľnici v ČR sa v pôde koncentrácia olova zvýšila za dva roky z 15

mg.kg-1 na 130 mg.kg-1. Pri cestných komunikáciách maximálna koncentrácia olova

siaha do vzdialenosti 5 m a do hĺbky 5 -20 cm. Vo vzdialenosti 50 m poklesne

koncentrácia olova na 25% v porovnaní s koncetráciou v blízkosti cesty. Avšak ešte vo

vzdialenosti 150 m je zvýšená koncentrácia olova v pôde a rastlinách (MELICHERČÍK

a MELICHERČÍKOVÁ, 1997). Za kontaminované pásmo sa pokladá vzdialenosť 200

až 250 m od zdroja (GÁBRIŠ a i., 1987).

Olovo je v pôde veľmi imobilné. Transport a vymývanie Pb je v dôsledku jeho

nízkej rozpustnosti veľmi malý. Zistilo sa, že okolo 80% Pb celkovo obsiahnutého

v imisiách zostáva vo vrchnej 20 cm vrstve pôdy. Na rozpustnosť olova v pôde vplýva

pH, obsah organickej hmoty v pôde a prítomnosť niektorých solí (sírany, dusičnanym

chloridy, fosforečnany, uhličitanové ióny) (HEGEDŰSOVÁ, 1998). Pb a jeho

zlúčeniny v pôdach s hodnotou pH˃5 s vysokým obsahom organickej hmoty je len

málo rozpustné. S poklesom hodnoty pôdneho pH˃4,5 jeho rozpustnosť postupne

stúpa. Tento poznatok ukazuje na potrebu vápnenia pôd (GÁBRIŠ a i., 1987).

ZAUJEC (1999) uvádza, že z hľadiska foriem, ktoré sú zastúpené v pôdnom

roztoku pri pH<8 je to hlavne Pb2+ a Pb(OH)+. Pri pH nad 8 sú to formy Pb(OH)2,

PbCl+, PbSO4, PbP2O7, Pb NO+. Najviac sú zastúpené katiónové formy, ktoré

u acidických pôd tvora viac než 70%. Pri pH 4 – 4,5, vytvorené cheláty s organickými

látkami sú schopné migrácie a môže teda dochádzať i k čiastočnému vylúhovaniu olova.27

FACEK a i. (1986) považujú koncentráciu 60 mg.kg-1 pôdy za hraničnú hodnotu

škodlivosti. Ak je obsah Pb v pôde vysoký, pôda musí byť odstránená a zlikvidovaná

ako toxický odpad, bez akéhokoľvek možného spracovania. Vysoké obsahy Pb v pôde

môžu znížiť celkový počet a spektrum pôdnej mikroflóry. Mikrobiálna činnosť je viac

inhibovaná v piesočnatých pôdach než v pôdach ílovitých (BENEŠ, PABIANOVÁ,

1986).

1.6.2 Olovo v rastlinách

Viacerí autori sa zhodujú v tom, že prirodzená koncentrácia olova v požívatinách

je väčšinou nízka, pod 0,5 mg.kg-1. TAKÁCSOVÁ (1993) stanovila prirodzený obsah

olova vo väčšine rastlinných produktoch na 0,05 – 0,3 mg.kg-1. V niektorých určitých

druhoch v niektorých častiach rastlín je však kumulácia olova veľmi vysoká. KULICH

(1994) pokladá za prirodzený obsah Pb v suchozemských rastlinách koncentráciu 2,7

mg.kg-1 sušiny. V mnohých rastlinách sa obsah 8,4 mg.kg-1 považuje za prirodzený.

Rastlina prijíma olovo z pôdy, pričom ovplyvňuje hlavne koreň, zatiaľ čo vyššie

časti rastliny sú značne ovplyvňované olovom absorbovaným z atmosféry

(SCHEFFER, SCHACHTSCHABEL, 1992). Dokonca machy prijímajú olovo len

z atmosférických prachov, a preto sa považujú za výborný ukazovateľ stupňa

znečistenia ovzdušia. Pri prevahe mimokoreňového príjmu klesá obsah olova

v jednotlivých častiach rastlín v poradí: nadzemná časť ˃ korene ˃ plody. Nasýtenie

orgánov rastlín závisí od vývoja rastliny a reutilizácie olova (MAKOVNÍKOVÁ,

2000). V koreňoch sa hromadí 90% olova z prijatého rastlinami z pôdy

(CHRENEKOVÁ, 1994). Z hľadiska príjmu olova má najväčší význam ovocie a listová

zelenina, víno a cereálie (DUCSAY, 2000).

U potravín rastlinného pôvodu obsah olova závisí predovšetkým od jeho množstva

v pôde a od vlastnosti pôdy. Relatívne vysokou koncentráciou sa vyznačujú niektoré

druhy zeleniny (špenát, hlávkový šalát, mrkva), jedlé huby a semená olejnín

(VELÍŠEK, 2002). Rastliny vystavené účinkom znečisteného vzduchu majú eventuálne

najvyššiu koncentráciu olova (EHLE, 2003).

Výsledkom pôsobenia olova na listy rastlín je nekróza tkanív zložených

z palisádových a špongiovitých buniek. Ďalšie formy viditeľného poškodenia sa

28

vzťahujú na rôzne fyziologické zmeny, redukciu rastu rastlín a poruchy v reprodukčnom

cykle (BOUBEL, 1994). Toxicita olova pre rastliny spočíva v odblokovaní priebehu

fotosyntézy, inhibícii transportu látok, enzýmovej činnosti a tvorby ATP (ALEXEJEV,

1987). Hlavný toxický účinok spočíva v tom, že nahrádza biogénne kovy v enzýmoch

a tým ich inaktivuje (ŠROBÁROVÁ, 1991).

Olovo ale i iné kovy (Cu, Mn a i.) sa vo zvýšenej miere môže nachádzať

v niektorých okopaninách (Beta vulgaris, Beta maritima a i.), ktoré je podľa najnovších

štúdií možné využívať ako bioindikátory, t.z., že je možné na nich sledovať zmeny

v prípustnosti kovov pre rastlinu, pričom sa sami vyznačujú pomerne ľahkým príjmom

týchto prvkov do nadzemnej fytomasy (CLEMENT et al., 2007).

Pre úspešnú aplikáciu fytoextrakcie sa olovo nemusí nachádzať iba v pohyblivých

formách v pôde, ale tiež môže byť translokované do technologických častí rastlín.

Použitie chelátorov ťažkých kovov, ako je kyselina etyléndiamíntetraoctová (EDTA),

môže zlepšiť resorpciu olova z pôdy do pôdneho roztoku a tak umožniť transport olova

do xylému a teda zvýšiť translokáciu olova z korene do nadzemnej fytomasy (HUANG

et al., 2007).

Mechanizmus interakcie medzi olovom a inými ťažkými kovmi zatiaľ nie je

známy. Bolo potvrdené, že nárast obsahu olova v koreňoch rastlín sa prejavuje

zvyšovaním príjmu kadmia a znižuje sa obsah mangánu. Zinok má pravdepodobne

antagonistický vzťah k príjmu olova koreňmi rastlín (ZAUJEC, 1999).

Príjem olova rastlinami z pôd závisí od obsahu organickej hmoty v pôde,

hodnoty pH pôdy, katión – výmennej kapacity, od koncentrácie fosforu a uhličitanov,

vápnika, horčíka a síranov. Na zníženie príjmu Pb rastlinami sa odporúča aplikácia

organickej hmoty, fosforečných hnojív, úprava pôdnej reakcie vápením, prekrytím

kontaminovanej pôdy nekontaminovanou (KOZÁK a JEHLIČKA, 1992).

HRONEC (1996) uvádza, že umývaním ovocia a zeleniny je možné znížiť celkový

obsah olova o 30 – 70%, čo dokazuje, že väčšina časť olova z imisií sa adsorbuje na

povrchu, menšia časť sa zabuduje (inkorporuje) do rastlín. Významné je aj zistenie, že

pohyblivosť zlúčenín olova v rastline je nízka. To značí, že ak rastlina prijala zlúčeniny

olova zo substrátu, akumulujú sa v koreňovom systéme, kde boli aplikované na list,

zostávajú v nadzemnej časti (TÖLGYESSY a i., 1989).

29

1.7 Remediačné techniky

Fytoremediáciou je označovaná skupina metód, ktoré využívajú zelené rastliny a

ich rizosférické mikroorganizmy na fixáciu, akumuláciu a degradáciu znečisťujúcich

látok nachádzajúcich sa v pôde, sedimentoch, spodnej alebo povrchovej vode alebo

dokonca aj v atmosfére (OUYANG, 2002). Fytoremediácia predstavuje sanačné

postupy využívajúce schopnosti rastlín kumulovať ťažké kovy bez závažnejšieho

poškodenia ich metabolizmu. Patrí medzi perspektívne spôsoby možnej remediácie

kontaminovaného prostredia (RASKIN a kol., 1994).

Obrázok 2: Schematický diagram zobrazujúci procesy fytoremediácie kovov

(MULLIGAN a kol., 2001)

Vybrané rastliny sa využívajú na extrakciu toxických kovov, vrátane

rádioizotopov, ale aj organických látok zo životného prostredia. Ideálna rastlina pre

fytoremediáciu by mala:

• rýchlo rásť a produkovať veľa biomasy

• mať hlboké korene a ľahko pozbierateľnú nadzemnú časť,

• akumulovať veľké množstvo kovov v nadzemnej časti (aspoň okolo 1000 mg/kg).

Doteraz však nebola nájdená rastlina, ktorá by spĺňala všetky tri požadované

charakteristiky. Aby bolo možné vyčistiť pôdu od znečisťujúcej látky napríklad počas

30

troch až piatich rokov, rastlina musí akumulovať desaťnásobne viac znečisťujúcej látky,

ako je jej koncentrácia v pôde. Napríklad ak sa v pôde nachádza 500 mg.kg-1

znečisťujúcej látky, potom jej koncentrácia v rastline musí byť takmer 5000 mg.kg -1,

aby bola schopná vyčistiť pôdu do piatich rokov (SCHNOOR, 1997; CLEMENS a kol.,

2002).

Bioremediácia zaznamenala najväčší rozvoj za posledných 30 rokov. Prispela k

tomu aj najväčšia ekologická havária v dejinách, ktorou je havária tankera Exxon

Valdez v roku 1989 na Aljaške. Do vody vtedy uniklo 41 miliónov ton ropy. Z

environmentálneho hľadiska bolo okrem iných fyzikálno-chemických metód pre

odstránenie ropnej škvrny vhodné použiť aj mikroorganizmy (RONALD, 1995).

Záujmová oblasť o používanie „prírodných čističov“ schopných degradovať organické

polutanty, bola postupne rozšírená a v súčasnej dobe rastie záujem o aplikáciu

bioremediácií pri eliminácii látok aj anorganickej povahy. Laboratórny výskum tak

našiel praktické uplatnenie v mnohých technológiách úpravy kontaminovaných pôd a

vôd.

Z hľadiska realizácie je možné bioremediačné metódy rozdeliť do dvoch

základných skupín: in-situ a ex-situ bioremediácie

1. In-situ metódy sú uskutočňované priamo na mieste znečistenia, iniciovaním

rastu pôvodnej alebo pridanej vhodnej mikroflóry. V porovnaní s ex-situ metódami sú

ekonomicky výhodnejšie, pretože nevyžadujú náklady na vyťaženie kontaminovanej

pôdy alebo odčerpanie znečistenej vody. Základným krokom in-situ metód je dodanie

nutričných látok, kyslíka a optimalizácia fyzikálnych a chemických parametrov (napr.

pridanie organickej hmoty, úprava hodnôt pH, zvlhčenie a pod.) na stimuláciu a

zvýšenie intenzity degradácie mikrobiálnej populácie. K nevýhodám in-situ metód v

porovnaní s ex-situ metódami patria najmä ich pomalý priebeh a náročnosť regulácie.

2.Ex-situ metódy sú realizované mimo miesta znečistenia. Sú rýchlejšie, lepšie

kontrolovateľné a môžu byť použité na úpravu rôznych typov kontaminovaných vôd a

pôd. Avšak pred začiatkom vlastnej bioremediácie vyžadujú vyťaženie pôdy alebo

odčerpanie vody a následný transport na miesto dekontaminácie.

31

Obrázok 3: Bioremediačné metódy

V porovnaní s inými remediačnými technológiami sú výhody fytoremediácie

(RASKIN a kol., 1994, SCHWITZGUEBEL, 2002):

minimálne narušenie životného prostredia počas aplikácie,

možnosť aplikácie na široké spektrum znečisťujúcich látok, vrátane kovov a

rádionuklidov,

menšia produkcia sekundárnych odpadov ako pri tradičných metódach,

možnosť degradovať organické látky až na CO2 a H2O, teda možnosť ich úplného

odstránenia zo životného prostredia,

cenovo výhodná technológia pre veľké plochy pôdy alebo veľké objemy

vody s nízkymi koncentráciami znečisťujúcich látok,

použiteľnosť vrchnej časti pôdy po remediácii a možnosť jej úpravy aj pre

poľnohospodárske použitie,

ponechanie pôdy po odstránení znečisťujúcich látok na mieste, teda nie je nutné ju

skládkovať a nevzniká nový druh odpadu,

zachytenie znečistených spodných vôd rastlinami umožňuje predísť úniku týchto

látok do okolitého prostredia.

32

Nevýhody limitujúce použitie fytoremediácie sú:

dlhý čas potrebný na priebeh procesu,

obmedzená účinnosť na hornú časť pôdy približne meter od povrchu a spodnú vodu

v blízkosti povrchu,

klimatickými a hydrologickými podmienkami môžu byť obmedzené rastové

rýchlosti

použitých rastlín,

potreba úpravy povrchu miesta pre fytoremediáciu, aby sa zabránilo zaplaveniu

alebo erózii,

znečisťujúce látky nahromadené v rastline môžu ešte stále vstúpiť do potravinového

reťazca,

ak tieto rastliny slúžia ako potrava živočíchov,

niekedy potreba dodania pôdy

Metódy patriace do skupiny fytoremediačných technológií sú:

fytoextrakcia alebo aj fytoakumulácia – použitie rastlín schopných akumulovať

znečisťujúce látky vo svojich nadzemných častiach a tak umožniť ich odstránenie z

pôdy,

fytotransformácia – čiastočná alebo úplná degradácia komplexných organických

molekúl, alebo ich inkorporácia do rastlinných pletív,

fytostimulácia alebo bioremediácia uľahčená rastlinami (niekedy označovaná aj ako

fytodegradácia) – stimulácia degradácie organických látok mikroorganizmami alebo

hubami pomocou látok (napr. enzýmov), ktoré rastlina uvoľňuje do svojej koreňovej

zóny (rizosféry),

fytovolatilizácia – premena znečisťujúcich látok na plynné látky počas rastlinného

metabolizmu,

rizofiltrácia – použitie rastlinných koreňov na absorpciu alebo adsorpciu

znečisťujúcich látok, najčastejšie kovov, ale aj organických látok, z vôd a ich

následné skoncentrovanie a vyzrážanie,

„stromové čerpadlo“ – použitie stromov na odparovanie veľkých objemov vody z

pôdy, čo zároveň umožní extrakciu kovov obsiahnutých v prečerpanej vode,

33

fytostabilizácia – použitie rastlín na zníženie pohyblivosti a biologickej dostupnosti

znečisťujúcich látok s cieľom zabrániť ich vstupu do spodných vôd a potravinového

reťazca,

hydraulická kontrola – kontrola hladiny spodných vôd pomocou koreňových systémov

rastlín.

Fytoremediácia pôd znečistených ťažkými kovmi vo všeobecnosti zahŕňa

fytostabilizáciu, fytoextrakciu, rizofiltráciu a fytovolatilizáciu.

1.8 Hyperakumulátory

Pri výbere rastlín vhodných na fytoextrakciu je nutné vziať do úvahy okrem ich

schopnosti akumulovať kovy aj pri ich veľmi nízkej koncentrácii v pôde, aj schopnosť

akumulovať viac druhov kovov, odolávať vysokým koncentráciám kovov v pôde alebo

produkovať dostatočné množstvo biomasy (SMITH a kol., 1994).

Niektoré rastliny sú schopné akumulovať oveľa väčšie množstvá určitých kovov

ako sú skutočne nevyhnutné pre ich rast. Tieto rastliny sa nazývajú hyperakumulátory

(ORCUTT, NILSEN, 2000). Termín hyperakumulátor po prvýkrát použili BROOKS a

jeho spolupracovníci (BROOKS a kol., 1977) na opis rastlín silne akumulujúcich nikel.

Hyperakumulátory akumulujú vo svojich nadzemných častiach kovy v koncentráciách

výrazne prevyšujúcich koncentrácie týchto kovov v pôde alebo v ostatných rastlinách

rastúcich v ich blízkosti. Jedna z definícií považuje za hyperakumulátory všetky

rastliny, ktoré obsahujú v listoch a stonkách viac ako 0,1 % Ni, Co, Cu, Cr a Pb a 1 %

Zn v suchej hmotnosti rastliny bez ohľadu na koncentráciu kovov v pôde (RASKIN a

kol., 1994).

Medzi hyperakumulátory patrí napríklad Agrostis stolonifera (psinček výbežkatý),

ktorý dokáže z pôdy odčerpať 300-krát viac arzénu, ako na tom istom stanovišti voľne

rastúce iné rastliny. Minuartia verna (kurička jarná) obsahovala 1000-násobok kadmia v

pôde (DOMAŽLICKÁ a kol., 1994, HRONEC, 1996). Nikel dokážu odčerpávať z pôdy

vo veľkých množstvách zástupcovia rodov Alyssum a Thalspi (RASKIN a kol., 1994).

Hyperakumulácia Ni bola celkovo zistená u 277 rôzných rastlín. Drevina z Novej

Kaledónie, Sebertia acuminata, má viac než 11 % Ni v latexe (sušina). Mnoho rastlín z

34

rodu Thalspi akumuluje aj olovo do 1 % v sušine a Zn do 3 % v sušine. Armeria

maritima (trávnička prímorská) je iným hyperakumulátorom olova v Európe (nad 1 % v

sušine). Africké druhy Aeollanthus biformifolius (eolant) a Haumaniastrum katangense

môžu obsahovať viac než 0,1 % Cu alebo Co v listovej sušine. Astragalus (kozinec)

rastúce na pôde s obsahom Se môže akumulovať v sušine až 1 % Se (BANÁSOVÁ,

1996). Stredomorský Atriplex halimus akumuluje okolo 0,2 % Pb v nadzemnej časti

(KADUKOVA a kol., 2004). Hyperakumulátory sú však väčšinou rastliny malého

vzrastu rastúce veľmi pomaly, preto sa výskum rozšíril aj na štúdium stromov. Hoci

stromy sú schopné akumulovať len relatívne malé množstvo kovov z pôdy, produkujú

také veľké množstvo biomasy, že je to z ekonomického hľadiska často výhodnejšie

(GARBISU, ALKOTA, 2001; PULFORD, WATSON 2003).

V praxi ide pri fytoremediácii o vysadenie vybraných rastlín na kontaminovanú

plochu. Po akumulácii sú rastliny zozbierané a spracované tepelne, mikrobiálne alebo

chemicky. Veľmi dôležitou otázkou fytoextrakcie je možnosť ekonomického

znovuzískania kovov z rastlinnej biomasy alebo skládkovania takejto biomasy. Využitie

matematického modelovania uľahčuje predpovedanie správania sa kovu v rastline,

miest a foriem jeho uskladnenia v rámci rastliny, čo je nevyhnutné pri rozhodovaní ako

kov znovu získať z rastliny (CHRYSAFOPOULOU a kol., 2005). Zaujímavou

možnosťou je využitie netypických vlastností rastlín na zefektívnenie fytoextrakcie.

Napr. stredomorský slanomilný ker alebo strom Tamarix smyrnensis využíva soľné

žľazy na vylúčenie nadbytku soli v pôde. V prípade, že sa v pôde nachádzajú aj kovy, sú

aj tieto vylúčené cez soľné žľazy vo forme netoxických kryštálov (KADUKOVA a kol.,

2006).

1.8.1 Láskavec

Láskavec je starou kultúrnou plodinou Amerického kontinentu, ktorú starí Inkovia,

Aztékovia a Mayovia pestovali už pred 5 – 8 tisíc rokmi (MICHALOVÁ, 2001).

Najväčšie pestovateľské plochy boli zaznamenané počas vrcholného abdóbia Aztéckej

civilizácie v Mexiku okolo roku 1400. V období počas posledných dvoch storočí boli

druhy rodu láskavec pestované v rozmanitých oblastiach, ako Mexiko, India, Nepál,

Čína a východná Afrika (MYERS, PUTNAM, 1988). Slúžil im nielen ako zdroj

35

potravy, ale aj ako platidlo. Indiáni si cenili viac ako zlato. Túto pseudocereáliu povýšili

dokonca na sväté zrno a prírodní liečitelia po ňom siahali pri rituálnych obradoch

(HNÁTOVÁ, 2006).

O pestovaní láskavca ako úžitkovej rastliny sa u nás začalo viac uvažovať až

v posledných desaťročiach. Podarilo sa presadiť pestovanie láskavca na zrno a na trhu

sa objavili výrobky obsahujúce múku z láskavca alebo upravené zrno (DOSTÁLOVÁ –

RYSOVÁ, 2004).

Láskavce patria do skupiny rastlín s C4 cyklom, ktoré majú veľkú rýchlosť

fotosyntézy. Rod láskavec zahŕňa skupinu voľne rastúcich druhov, burín

a domestikovaných druhov, ktoré vznikli procesom hybridizácie v rámci a medzi

uvedenými skupinami (KULAKOW, JAIN, 1990).

Podľa ČUKOVEJ (1995), láskavec patrí do čeľade Láskavcovité

(Amaranthaceae), kde je zaradených 65 rodov a okolo 900 druhov. Najrozšírenejší je

rod Láskavec (Amaranthus L.) z ktorého sú najrozšírenejšie druhy:

Láskavec smutný – Amaranthus hypochodriacus

Láskavec metlinatý – Amaranthus cruentus

Láskavec hybridný – Amaranthus hybridus

U nás poznáme láskavec predovšetkým ako obťažnú burinu (Amaranthus

retroflexus), ktorá rastie do výšky takmer 1 m. Okrem burinného sa u nás vyskytujú

kultúrne druhy: Amaranthus paniculathus, Amaranthus caudatus, Amaranthus

hypochondriacus, Amaranthus cruenthus a iné. Jednotlivé rody, druhy a hybridy

s amôžu líšiť zafarbením lístia aj kvetov, napr. Amaranthus caudathus má kvety

s rôznymi odtieňmi červenej, odtieňmi bielymi, zelenými a inými. Väčšina láskavcov

má konzumovateľné zrná a listy (okrem burinového Amaranthus retroflexus). Dajú sa

skrmovať za zelena a ako siláž.

U nás sa stretneme s láskavcovitými väčšinou na miestach narušených alebo

ovplyvnených človekom (rumoviská, staveniská, okraje polí, záhrady a pod.)

(BARANEC – POLÁČIKOVÁ – KOŠŤÁL, 2004).

36

Obrázok 4: Vhodnosť poľnohospodárskych pôd na pestovanie láskavca

(Zdroj: VÚPOP)

Zástupcovia čeľade Amaranthaceae sú väčšinou jednoročné byliny s priamimy

byľami. V závislosti od druhu sú vysoké 0,6 – 3m. Listy sú striedavé, celistvookrajové,

tvarom veľmi premenlivé, kosoštvorcovité, kopijovité alebo obrátené srdcovité, vpredu

často vykrojené s nadsadenou ostinkou. Súkvetie je vrcholíkovité. Kvety sú husto

nakopené do klbkovitých zväzočkov v pazušných, vzpriamených alebo previsnutých,

často rozkonárených paklasoch. Opelenie sa zabezpečuje väčšinou samosprašením,

plodom sú jednosemenné nažky alebo jedno, či viacsemenné toboľky, väčšinou

zlatožltej, krémovej až bielej farby (ŽAJOVÁ, 1998).

Koreň láskavcov je stržňovitý, prerastá do hĺbky 0,6 m a má početné bočné korene

tesne pod povrchom pôdy. Zafarbenie listov, stonky, kvetov a semien je druhovým

rozpoznávacím znakom (HABÁN, 1996).

Významnosť zaradenia láskavca medzi komerčne využívané plodiny spočíva

najmä v priaznivom chemickom zložení semena. Z nutričného hľadiska je zaujímavý

obsah bielkovín a tuku, ktoré sú zastúpené v relatívne väčšom množstve v porovnaní

s inými obilninami prípadne pseudoobilninami. Obsah lyzínu ke považovaný za

kľúčový pre hodnotenie kvality bielkoviny láskavca, hoci semená obsahujú viac

esenciálnych aminokyselín ako zrná obilnín (BRESSANI, 1988). Láskavce môžu byť

vďaka vysokej produkcii biomasy v krátkom časovom intervale vyžité ako krmivo pre

domáce zvieratá (KAUFFMAN, WEBER, 1990).

37

Múka amarantu je charakteristická omnoho vyššou koncentráciou bielkovín

(17,9%) ako múka obilnín (8,5 – 14%). Obsah tuku je tiež relatívne vysoký (7,7%)

v porovnaní s kukuricou (4,5%), ryžou alebo pšenicou (2,1%) a výrazne vyšší je aj

obsah popola. Obsah škrobu je porovnateľný s obsahom najdôležitejších obilnín

(MICHALOVÁ, 1999).

Z láskavca sa využíva ako zelená hmota tak semená. Zelená hmota má použitie

podobné ako listová zelenina, niekedy sa tiež nazýva čínsky špenát. Má pomerne

vysoký obsah vitamínu C, asi 100 mg v 100g. Využitie amarantu v zeleninovej forme aj

jeho semien, je vhodným spestrením stravy (TUREK,1995).

Semená láskavca sa využívajú ako ingrediencie predovšetkým pri výrobe rôznych

pekárskych výrobkov, cestovín, detskej výživy, instantných nápojov. Pre tieto účely sa

rôzne upravujú – suchým mletím, pražením, pufrovaním, extrudovaním, atď.

(MICHALOVÁ, 1999).

Láskavec je atraktívnou plodinou pre energetické účely, najmä z dôvodu:

vysokej tolerancie na pôdnej podmienky

vysokej odolnosti na nedostatok vlahy

vysokej úrody biomasy

38

2 Cieľ práce

Cieľom predkladanej záverečnej práce bolo v modelových podmienkach overiť

možnosti využitia plodiny láskavca chvostnatého na fytoremediáciu pôd

kontaminovaných vybranými kovmi.

K splneniu cieľa bolo potrebné:

1. vybrať vhodné locality s pôdami bez metalickej záťaže, ktoré boli použité v

nádobových pokusoch

2. uskutočniť agrochemické charakteristiky a obsah rizikových kovov v pôdach

3. uskutočniť vegetačné nádobové pokusy s použitím vybraných pôd a s testovanou

plodinou láskavcou chvostnatým s modelovaním stúpajúcej záťaže pôd olovom a

kadmiom

4. stanoviť mieru transferu olova a kadmia z kontaminovanej pôdy do nadzemnej

fytomasy láskavca

5. na základe dosiahnutých výsledkov odporučiť využitie plodín láskavca na

ozdravenie metalicky zaťažených pôd

39

3 Materiál a metodika

Stanovené ciele sme dosiahli v simulovaných podmienkach vegetačných

nádobových pokusov, ktoré sa realizovali v chránenom priestore areáli našej univerzity

vo vegetačnej klietke. Na realizáciu experimentu sme použili poľnohospodársky

využívanú pôdu z lokality Výčapy – Opatovce a z lokality Topoľčianky. Testovacá

plodina bola láskavec chvostnatý (Amaranthus caudatus).

3.1 Pôda

3.1.1 Stanovenie pôdnej reakcie, obsahu prístupných živín a rizikových kovov vo

vzorkách pôd

Pôdna reakcia bude stanovená vo vzorkách pôd vo výluhu KCl. Boli stanové aj

obsahy živín (Ca, P, Mg, K) a obsah rizikových ťažkých kovov (Zn, Cu, Fe, Mn, Cr,

Cd, Pb, Ni, Co) v pôde. Pre posúdenie stupňa celkovej kontaminácie vybranej pôdy

a fytotoxicity vybraných ťažkých kovov sa použila extrakcia v lúčavke kráľovskej pre

prvky Cd, Co, Cr, Cu, Ni, Pb, Se, Zn, (totálne obsahy): vysušená vzorka sa extrahovala

zmesou kyseliny chlorovodíkovej a dusičnej tak, že sa nechá odstáť 16 hodín pri

laboratórnej teplote a potom sa varí pod refluxom 2 hodiny. Extrakt sa nechá vyčíriť

a doplní sa na pôvodný objem kyselinou dusičnou. Obsah stopových prvkov v extrakte

možno stanoviť podľa Prílohy č. 1 k zákonu č. 220/2004. Ešte pred extrakciou lúčavkou

kráľovskou sa pôda so zrnitosťou < 2 mm drví sa zrnitosť < 150 µm. Týmto drvením sa

vzorka zhomogenizuje a odoberie sa z nej čiastková vzorka. Zvyšuje sa aj účinnosť

pôsobenia kyseliny, keďže sa zväčšuje plocha povrchu častíc. Získané výsledky sa

vyhodnotia v zmysle platného zákona č. 220/2004 Z.z. o ochrane a využívaní

poľnohospodárskej pôdy. Súčasne sa stanovia aj hodnoty obsahov sledovaných

rizikových kovov vo výluhu NH4NO3 (c = 1 mol.dm-3) a porovnajú sa s limitnými

hodnotami určenými uvedeným zákonom. Prevýšenie limitných hodnôt aspoň jednej

rizikovej látky prvku v poľnohospodárskej pôde indukuje jej kontamináciu.

40

Pre posúdenie bioprípustnosti a potenciálnej fytotoxicity rizikových ťažkých

kovov sa stanoví aj pôdny obsah potenciálne prípustných foriem kovov vo výluhu

HNO3 (c = 2 mol.dm-3)

3.2 Plodiny

V pokusoch sme použili kultúrnu plodinu – láskavec chvostnatý (Amaranthus

caudatus). Plodiny sme zberali v čase plnej zrelosti a po mineralizácii rastlinných

vzoriek suchou cestou stanovili obsah ťažkých kovov metódou AAS na prístroji

VARIAN 240FS.

3.3 Varianty experimentov

Do jednej pokusnej nádoby sme navážili 5 kg záujmovej pôdy premiešanej s 1 kg

kremičitého piesku, pričom na dno nádoby sme dali malú drenážnu vrstvu štrku. Do

každej nádoby sme aplikovali vypočítané dávky základného hnojenia, ako aj rôzne

množstvá rozpustných solí sledovaných ťažkých kovov (v našom prípade kadmia a

olova).

S plodinou boli realizované 4 varianty, základný variant len s prídavkom NPK

a ďalšie tri varianty okrem základného hnojenia aj so stupňujúcim sa prídavkom

ťažkého kovu vo forme vodorozpustnej soli (tabuľka 15).

Tabuľka 3: Varianty experimentov

Varianty HnojenieA NPK

B NPK + 5 -násobok limitnej hodnoty kovu

C NPK + 10 -násobok limitnej hodnoty kovu

D NPK + 15 -násobok limitnej hodnoty kovu

41

Množstvá pridávanej rozpustnej soli ťažkého kovu boli vypočítané tak, aby po ich

aplikácii predstavoval celkový obsah daného kovu v pôde 5-násobok, 10-násobok, resp.

15-násobok limitnej hodnoty pseudototálneho obsahu kovov v lúčavke kráľovskej podĺa

zákona č. 220/2004 Zb. z. MP SR.

3.4 Vyhodnotenie obsahu rizikových kovov

Obsahy rizikových kovov v pôdach sme vyhodnotili podľa zákona 220/2004,

v ktorom sú určené limitné hodnoty rizikových látok v poľnohospodárskej pôde.

Tabuľka 4: Limitné hodnoty rizikových prvkov v poľnohospodárskej pôde (v mg/kg

suchej hmoty, rozklad lúčavkou kráľovskou, Hg celkový obsah)

Pôdny druh As Cd

Co Cr C

u Hg Ni Pb Se Zn F

piesočnatá, hlinito-piesočnatá 10 0,

4 15 50 30 0,15 40 25 0,2

5100

400

piesočnato-hlinitá, hlinitá 25 0,7 15 70 60 0,5 50 70 0,4 15

0550

ílovito-hlinitá, ílovitá, íl 30 1 20 90 70 0,75 60 11

5 0,6 200

600

Tabuľka 5: Limitné hodnoty rizikových prvkov vo vzťahu poľnohospodárska pôda

a rastlina – kritické hodnoty (v mg/kg suchej hmoty, vo výluhu 1 mol/l dusičnanu

amónneho)

Prvok Kritická hodnotaArzén (As) 0,4Meď (Cu) 1Nikel (Ni) 1,5Zinok (Zn) 2

Kadmium (Cd) 0,1Olovo (Pb) 0,1

42

Obsahy rizikových kovov v nadzemnej fytomase láskavca sme vyhodnotili

podľa nariadenia vlády SR č. 438/2006 o nežiaducich látkach v krmivách a o iných

ukazovateľoch bezpečnosti a použiteľnosti krmív.

43

4 Výsledkya diskusia

4.1 Vegetačný nádobový pokus I.

Cieľom pokusu bolo určiť mieru transferu rizikových kovov do nadzemnej

fytomasy láskavca. V modelových podmienkach vegetačného nádobného pokusu sme

požili pôdu z lokality Výčapy – Opatovce. Pokus sme realizovali v 4 variantoch a 4

opakovaniach, pričom variant A bol kontrolný a vo variantoch B až D sme do nádob

aplikovali stúpajúce dávky Cd vo forme CdCl2 · 2 ½ H2O.

4.1.1 Stanovenie agrochemických charakteristík v pokusoch použitých pôd

Tabuľka 6: Charakteristika pôdy z lokality Výčapy - Opatovce

Pôda Výčapy - Opatovce % HUMUS %COX pH (H2O) pH 1m (KCl)2,633 1,527 5,98 4,36

Pôda z lokality Výčapy - Opatovce sa vyznačovala extrémne kyslou pôdnou

reakciou a strednou zásobou humusu.

Tabuľka 7: Obsah živín v pôde z lokality Výčapy - Opatovce

K Ca Mg P N212,5 1459,5 265 19,86 2975

Vyznačovala sa dobrým obsahom prístupového draslíka, vysokým obsahom

horčíka a veľmi nízkym obsahom fosforu.

44

4.1.2 Stanovenie obsahu rizikových kovov v pokuse použitých pôdach v extrakte

lúčavkou kráľovskou, NH4NO3 a HNO3

Tabuľka 8: Obsah ťažkých kovov v pôde Výčapy - Opatovce (mg.kg-1) stanovených vo

výluhu zmesi kyselín HCl a HNO3 (rozklad lúčavkou kráľovskou)

Zn Cu Mn Fe Cr Cd Pb Co Ni52,4 45,8 621,2 25500 31,8 0,9 22,2 15 31,6

Všetky obsahy ťažkých kovov boli hlboko pod referenčnou hodnotou, určené

zákonom č. 220/2004 Zb. z. MP SR okrem Cd, ktoré prekračovalo limitnú hodnotu

o 28,57 %. Obsah Co bol na úrovni limitnej hodnoty.

Tabuľka 9: Obsah ťažkých kovov v pôde Výčapy - Opatovce (mg.kg-1) stanovených vo

výluhu NH4NO3 s c = 1 mol.dm-3

Zn Cu Mn Fe Cr Cd Pb Co Ni0,24 45,8 12,075 0,155 0,075 0,0265 0,22 0,17 0,46

Všetky obsahy ťažkých kovov stanovené v pôdnom výluhu boli nižšie ako limitné

hodnoty určené zákonom č. 220/2004 Zb. z. MP SR okrem Pb, ktoré prekračovalo

limitnú hodnotu o 120%.

Tabuľka 10: Obsah ťažkých kovov v pôde Výčapy - Opatovce (mg.kg-1) stanovených

vo výluhu HNO3 s c = 2 mol.dm-3

Pôda Zn Cu Mn Fe Cr Cd Pb Co Ni5,34 9,12 141 894 1,92 0,22 8,88 1,84 6,38

531/94 A1 40 20 - - 10 0,3 30 - 10

45

Z hodnotenia obsahu potenciálne prijatých foriem rizikových kovov v pôdach

vyplýva, že všetky obsahy sú mierne pod referenčnou požadovanou hodnotou A1 (MP

SR 531/1994).

4.1.3 Stanovenie obsahu ťažkých kovov v plodinách láskavca chvostnatého

Graf 1. Priemerný obsah Zn v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Výčapy - Opatovce v mg.kg-1

A B C D0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

35.1

27.55

40.2

32.25

Zn

varianty

obsa

h Z

n v

mg.

kg-1

V porovnaní s kontrolným variantom bola najvyššia hodnota obsahu Zn

zaznamenaná vo variante C (o 14.5% viac). Ani v jednom variante obsah Zn neprekročil

limitnú hodnotu (40 mg.kg-1) danú nariadením vlády SR 438/2006. Hodnota variantu C

bola na úrovni limitu (40 mg.kg-1).

46

Graf 2. Priemerný obsah Cu v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Výčapy - Opatovce v mg.kg-1

A B C D0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

108.25

6.95

9.38.9

Cu

varianty

obsa

h C

u v

mg.

kg-1

Rastlina prijala najväčšie množstvo Cu z pôdy vo variante C v porovnaní

s kontrolným variantom (o 12,7% viac). Najmenší príjem Cu sme zaznamenali vo

variante B, čo predstavovalo 15,75% nižší obsah ako v kontrolnom variante. Ani

v jednom variante Cu neprekročil maximálne prípustné množstvá (20 mg.kg-1) podľa

nariadenia vlády SR č. 438/2006.

47

Graf 3. Priemerný obsah Cr v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Výčapy - Opatovce v mg.kg-1

A B C D1.85

1.9

1.95

2

2.05

2.1

2.15

2.2

2.25

2.3

2.1

2

2.1

2.3

Cr

varianty

obsa

h C

r v

mg.

kg-1

Najväčší nárast oproti kontrolnému variantu bol vo variante D, o 9,52% viac.

Ani v jednom variante neboli prekročené najvyššie prípustné množstvá určené podľa

nariadenia vlády SR č. 438/2006.

48

Graf 4. Priemerný obsah Pb v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Výčapy - Opatovce v mg.kg-1.

A B C D0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

4

3.1 3.153.35

Pb

varianty

obsa

h Pb

v m

g.kg

-1

V porovnaní s kontrolným variantom bola najvyššia hodnota obsahu Pb

zaznamenaná vo variante D (o 16,25% menej). Vo všetkých variantoch obsah Pb nebol

vyšší ako limitná hodnota A (4 mg.kg-1), pohyboval sa v rozmedzí 3,1 – 3,35 mg.kg-1.

Limitná hodnota A1 (30 mg.kg-1) nebola prekročená ani v jednom variante.

Za normálny obsah olova v rastlinách možno považovať hodnoty od 2 do 8

mg.kg-1 v sušine (FECENKO, LOŽEK, 2000). GÁBRIŠ (1987) uvádza že rastlina síce

prijíma olovo z pôdy z jeho rozpustných foriem, ale do nadzemných orgánov sa

transportuje iba malá časť. Hlavná časť sa kumuluje v koreňoch rastlín.

49

Graf 5. Priemerný obsah Cd v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Výčapy - Opatovce v mg.kg-1 .

A B C D0

5

10

15

20

25

1.1753.125

23.365

18.46

Cd

varianty

obsa

h C

d v

mg.

kg-1

Najväčší obsah Cd oproti kontrolnému variantu bol zaznamenaný vo variante C,

o 19,8 násobne Už v kontrolnom variante A bol prekročený obsah Cd o 3,91-násobne

vyšší ako hygienicky limit určený nariadením vlády SR 438/2006. Vo všetkých

variantoch boli prekročené najvyššie prípustné množstvá. Vo variante B predstavovala

prekročenie 10,41 násobne a vo variante D 61,5 násobne.

V kyslých pôdach s pH 4,2 – 6,6 sú Cd, Hg, Zn a Ni relatívne mobilné

(TORDOFF et al., 2000). Celkový obsah Cd v pôdach SR sa pohybuje od 0,5 do 9,05

mg.kg-1 (MASAROVIČOVÁ, LUNÁČKOVÁ, KRÁĽOVÁ, 2002). ČURLÍK, ŠEFČÍK

(2000) na základe geochemického mapovania pôd Slovenska zistili požadovanú –

mediánovú hodnotu obsahu Cd 0,3 mg.kg-1.

50

Obilniny prijímajú len malé množstvo toxických prvkov (koncentrácia Cd

nepresiahne hodnotu 0,1 mg.kg-1). V zrne ovsa siateho pestovaného v oblasti Horných

Kysúc bol zistený nadlimitný Cd v 54% (MAKOVNÍKOVÁ, KANIANSKA, 2002).

Obsahy kadmia 60-80 násobne prekračovali najvyššie prípustné množsvá podľa

nariadena vlády SR 438/2006. Obsahy zinku neprekračovali limitné hodnoty, ale vo

variante C bol obsah na úrovni prípustného množstva. Všetky obsahy Cu, Cr a Pb boli

nižšie ako požadovane hodnoty A1.

V semenách láskavca prišlo k poklesu pri obsahu olova, vo všetkých variantoch

oproti variantu A. Najnižší obsah olova bol zaznamenaný vo variante B, čo

predstavoval 1,29-násobné zníženie obsahu olova oproti variantu A.

51

4.2 Vegetačný nádobový pokus II.

4.2.1 Stanovenie agrochemických charakteristík v pokusoch použitých pôd

Cieľom pokusu bolo určiť mieru transferu rizikových kovov do nadzemnej

fytomasy láskavca. V modelových podmienkach vegetačného nádobného pokusu sme

požili pôdu z lokality Topoľčianky. Pokus sme realizovali v 4 variantoch a 4

opakovaniach, pričom variant A bol kontrolný a vo variantoch B až D sme do nádob

aplikovali stúpajúce dávky Cd vo forme Pb(NO3)2.

Tabuľka 11: Charakteristika pôdy z lokality Topoľčianky

Pôda Topoľčianky % HUMUS %COX pH (H2O) pH 1m (KCl)2,541 1,474 6,94 5,25

Pôda z lokality Topoľčianky sa vyznačovala extrémne kyslou pôdnou reakciou

a strednou zásobou humusu.

Tabuľka 12: Obsah živín v pôde z lokality Topoľčianky

K Ca Mg P N297 1356 252 51,88 2100

Vyznačovala sa dobrým obsahom prístupového draslíka, vysokým obsahom

horčíka a nízkym obsahom fosforu.

52

4.2.2 Stanovenie obsahu rizikových kovov v pokuse použitých pôdach v extrakte

lúčavkou kráľovskou, NH4NO3 a HNO3

Tabuľka 13: Obsah ťažkých kovov v pôde Topoľčianky (mg.kg-1) stanovených vo

výluhu zmesi kyselín HCl a HNO3 (rozklad lúčavkou kráľovskou)

Zn Cu Mn Fe Cr Cd Pb Co Ni47,9 22,1 536 21477,1 16,45 0,54 14 5,1 9,9

Všetky obsahy ťažkých kovov boli hlboko pod referenčnou hodnotou, určené

zákonom č. 220/2004 Zb. z. MP SR okrem Cd, ktoré prekračovalo limitnú hodnotu

o 28,57 %.

Tabuľka 14: Obsah ťažkých kovov v pôde Topoľčianky (mg.kg-1) stanovených vo

výluhu NH4NO3 s c = 1 mol.dm-3

Zn Cu Mn Fe Cr Cd Pb Co Ni0,09 0,03 1,985 0,165 0,015 0,0215 0,195 0,13 0,15

Všetky obsahy ťažkých kovov stanovené v pôdnom výluhu boli nižšie ako

limitné hodnoty určené zákonom č. 220/2004 Zb. z. MP SR okrem Pb, ktoré

prekračovalo limitnú hodnotu o 95%.

Tabuľka 15: Obsah ťažkých kovov v pôde Topoľčianky (mg.kg-1) stanovených vo

výluhu HNO3 s c = 2 mol.dm-3

Pôda Zn Cu Mn Fe Cr Cd Pb Co Ni5,24 3,4 157,86 856,96 2,5 0,148 7,12 2 2,5

531/94 A1 40 20 - - 10 0,3 30 - 10

53

Z hodnotenia obsahu potenciálne prijatých foriem rizikových kovov v pôdach

vyplýva, že všetky obsahy sú mierne pod referenčnou požadovanou hodnotou A1 (MP

SR 531/1994).

4.2.3 Stanovenie obsahu ťažkých kovov v plodinách láskavca chvostnatého

Graf 6. Priemerný obsah Zn v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Topoľčianky v mg.kg-1

A B C D0

10

20

30

40

50

60

44.4

59.45

31.2

41.75

Zn

varianty

obsa

h Z

n v

mg.

kg-1

V porovnaní s kontrolným variantom bola najvyššia hodnota obsahu Zn

zaznamenaná vo variante B (o 34,2% viac). Okrem variantu C vo všetkých variantoch

obsah Zn prekročil limitnú hodnotu danú nariadením vlády SR 438/2006. V kontrolnom

variante predstavovala prekročenie 11%, vo variante B 48,6% a vo variante D 4,3%.

54

Graf 7. Priemerný obsah Cu v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Topoľčianky v mg.kg-1 .

A B C D0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

13.4

16.3

13.8

17.55

Cu

varianty

obsa

h C

u v

mg.

kg-1

Rastlina prijala najväčšie množstvo Cu z pôdy vo variante D v porovnaní

s kontrolným variantom (o 31% viac). Najmenší príjem Cu sme zaznamenali vo

variante C. Ani v jednom variante neprekročil obsah Cu maximálne prípustné množstvá

podľa nariadenia vlády SR č. 438/2006.

55

Graf 8. Priemerný obsah Cr v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Topoľčianky v mg.kg-1 .

A B C D0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4 3.63.4

2.1

3.85

Cr

varianty

obsa

h C

r v

mg.

kg-1

Najväčší nárast oproti kontrolnému variantu bol vo variante D, o 6,94% viac.

Ani v jednom variante neboli prekročené najvyššie prípustné množstvá určené podľa

nariadenia vlády SR č. 438/2006.

56

Graf 9. Priemerný obsah Pb v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Topoľčianky v mg.kg-1 .

A B C D0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

7.35

13.25

47.2

24.3

Pb

varianty

obsa

h Pb

v m

g.kg

-1

V porovnaní s kontrolným variantom bola najvyššia hodnota obsahu Pb

zaznamenaná vo variante C (6,42 násobne viac). Vo všetkých variantoch obsah Pb bol

vyšší ako limitná hodnota A (7,35 mg.kg-1), pohyboval sa v rozmedzí 13,25 – 47,2

mg.kg-1. Limitná hodnota A1 (30 mg.kg-1) bola prekročená vo variante C o 57.3%.

SZUTANYI (2005) uvádza, že v zemskej kôre sa nachádza 15 mg.kg-1 Pb. V

kyslých pôdach slabo mobilné sú Cu, Pb (TORDOFF et al., 2000).

V nadzemných častiach rastlín sú koncentrácie olova nízke. Je teda zrejmé, že

pôda sa podieľa na kontaminácii produkčných častí rastlín veľmi malým podielom

(FECENKO, LOŽEK,2000). Distribúcia kovov v rastlinách je nerovnomerná. Pokiaľ je

foliárny príjem zanedbateľný oproti koreňovému zanedbateľný, klesajú obvykle

koncentrácie prvkov v rade: korene ˃ listy ˃ stonky ˃ semená (VELÍŠEK, 2002).

57

Graf 10. Priemerný obsah Cd v nadzemnej fytomase láskavca chvostnatého s použitím

pôdy Topoľčianky v mg.kg-1 .

A B C D0

0.5

1

1.5

2

2.5

1.79

2.16

1.565 1.63

Cd

varianty

obsa

h C

d v

mg.

kg-1

Nadzemná biomasa láskavca prijala najväčšie množstvo kadmia z pôdy vo

vegetačných nádobových pokusoch vo variante B v porovnaní s kontrolným variantom.

Obsah kadmia bol o 1,2-násobne vyšší ako jeho obsah v kontrolnom variante. Najmenší

nárast obsahu Cd sme zaznamenali vo variante C. Už v kontrolnom variante A bol

prekročený obsah Cd o 5,96-násobne vyšší ako pri nariadení vlády SR 438/2006. Vo

variante B predstavovalo prekročenie 7,2-násobok, vo variante C 5,21-násobok a vo

variante C 5,43-násobok .Vo všetkých variantoch boli prekročené najvyššie prípustné

množstvá.

Koncentrácia kadmia v pôdach kolíše od 0,01 do 15 mg.kg-1, najčastejšie však

medzi 0,1 – 2,5 mg.kg-1. Za priemernú hodnotu sa považuje množstvo 0,35 mg.kg-1

(DOBRÍKOVÁ, 2003).

58

Podľa SATURUG et al. (2003) obilniny a zelenina obsahujú 5-krát viac kadmia

ako ovocie. Obsah kadmia v potravinách je veľmi rozdielny, listy zeleniny a korene

rastlín všeobecne majú vyšší obsah kadmia ako semená, hoci semená olejnín majú

vysoký obsah kadmia (McLAUGHLIN a kol., 1999). HEGEDŰS, HEGEDŰSOVÁ

(2000) zistili, že obsah Cd vo vzorkách pôd z oblasti Žitného ostrova a z okolia Nových

Zámkov sa pohyboval v rozpätí 0,01 – 0,83 mg.kg-1. Zároveň zistili, že najviac kadmia

akumuluje vodový a cukrový melón (0,25mg.kg-1), uhorky (0,22mg.kg-1), mrkva (0,20

mg.kg-1), a paprika (0,19 mg.kg-1).

Okrem toho, že kadmium je intenzívne akumulované v koreňových tkanivách,

podlieha ľahko transportu v rastline a dostáva sa do všetkých orgánov. Obzvlášť sa Cd

v porovnaní s inými ťažkými kovmi akumuluje v zrne. Obvykle obsah Cd v zrnách

obilnín a ich produktoch je okolo 0,1 mg.kg-1, no na kontaminovaných pôdach okolo

rafinérií zinku jeho obsah stúpol až na 10 mg.kg-1 (ZAUJEC, 1999).

Obsahy kadmia a zinku prekračovali najvyššie prípustné množsvá podľa nariadena

vlády SR 438/2006, pri kadmiu 6-7 násobnea pri zinku 1-2 násobne. Obsahy olova

prekračovaly limitné hodnoty vo variante C, vo variante D bol na úrovni prípustného

množstva. Všetky obsahy Cu, Cr a  boli nižšie ako požadovane hodnoty A1.

59

5 Návrh na využitie výsledkov

Láskavec chvostnatý je plodina, ktorá sa využíva v súčasnosti tak v potravinárstve,

ako aj v poľnohospodárstve. Jeho významnou vlastnosťou je, že tvorí veľký objem

nadzemnej fytomasy a výrazne kumuluje rizikové ťažké kovy.

Z výsledkov práce vyplýva:

pestovanie Láskavce pre potravinové účely iba v čistých, rizikovými kovmi

nezaťažených pôdach

napriek nezávadnosti pôdy z pohľadu obsahu rizikových kovov však treba

dôsledne konštatovať hygienickú kvalitu zrna láskavca využívaného

v potravinárstve

v regiónoch s pôdami zaťaženými rizikovými kovmi môžu využiť pestovanie

láskavca na fytoremediačné účely vzhľadom k jeho výraznej schopnosti

„vyťahovať” z pôdy relatívne vysoké množstvá rizikových kovov

s nadzemnou fytomasou láskavca kontaminovanou rizikovými kovmi treba

nakladať ako s nebezpečným odpadom

60

6 Záver

Na základe dosiahnutých výsledkov v modelových podmienkach vegetačných

nádobových pokusov možno formulovať nasledovné závery:

v dôsledku stípajúcej kontaminácie relatívnej čistej pôdy z lokality Výčapy –

Opatovce vodorozpustnou soľou Cd sa enormne zvýšil obsah Cd kumulovaného

nadzemnou fytomasou láskavca (viac ako 20-násobne). Už aj v kontrolnom

variante bola prekročená limitná hodnota daná nariadením vlády SR 438/2006,

napriek pôdnemu obsahu pod požadovanou koncentráciou Cd.

zámerné pridávanie kadmium do pôdy z lokality Výčapy – Opatovce, sa

prejavilo v jeho stúpajúcich obsahoch v biomase láskavca v jednotlivých

variantoch. Nadzemná fytomasa laskavca prijala z pôdy najvyššie množstvo

kadmia vo variante C, 19,88-násobne vyšší ako jeho obsah v kontrolnom

variante. Už v kontrolnom variante bol obsah Cd o 3,91-násobne vyšší ako pri

limitnej hodnote daná danú nariadením vlády SR 438/2006. Obsah Zn bol na

úrovni limitu vo variante C.

spolu s Cd sa zvyšoval aj obsah ďalších rizikových kovov (Cu, Zn, Cr)

v nadzemnej fytomase láskavca, platí to najmä pre varianty C, D s aplikáciou

vyšších dávok Cd. Zníženie sme zazanamenali v obsahu Pb.

zámerné pridávanie olova do pôdy z lokality Topoľčinaky, sa prejavilo v jeho

stúpajúcich obsahoch v biomase láskavca v jednotlivých variantoch. Najväčší

nárast oproti kontrolnému variant bol vo variante C. Obsah kadmia a zinku

prekračovali najvyššie prípustné množstvá podľa nariadenia vlády SR 438/2006.

napriek nízkym obsahom Zn v pôde z lokality Topoľčianky, vo všetkých

variantoch bola prekročená limitná hodnota v nadzemnej fytomase láskavca

s danou nariadením vlády SR 438/2006

61

7 Zoznam použitej literatúry

1. ADRIANO D.C. 1992. Biochemistry of trace metals. Advances in trace substances

research. In: Lewis Publisher, London, 1992, s. 365.

2. ALEXEJEV, J. V. 1987. Tažolie metaly v počvach i rastenijach. Leningrad: VO

Agropromizdat, 1987.

3. ALLOWAY, B.J. 1990. Heavy Metals in Soils. Blackie&Son Glasgow, 1990, 339 s.

4. ALLOWAY, B.J., AYRES, D.C. 1993. Chemical Principles of Environmental

Pollution. Blackie Academic and Professional, London, 1993, s. 1 – 291.

5. BAČKOR M., HUDÁK J., BAČKOROVÁ M. 1998. Comparison between growth

response of autotrophic and heterotrophic populations of lichen photobiont

Trebouxia irregularis on Cu, Hg and Cd chlorides treatment. Phyton 28,

s. 239–250.

6. BAČKOR, M., VÁCZI, P. 2002. Copper tolerance in the lichen photobiont

Trebouxia erici (Chlorophyta). Environ. Exp. Bot. 48, 2020, s. 11 – 20.

7. BAKER A. J. M. 1981. Accumulators and excluders – strategies in the response of

plant to heavy metals. In: J. Plant Nutr. 3, 1981, p. 643.

8. BANÁSOVÁ, V. 1996. Rastliny na substrátoch s vysokým obsahom ťažkých kovov,

Zborník zo seminára: Ťažké kovy v ekosystéme, E’96, BIJO Slovensko, s r.o., 1996,

s. 81 – 94.

9. BANÁSOVÁ V., HAJDÚK J. 2006. Príspevok k vegetácii banských háld z

malokarpatských rudných ložísk. Bull. Slov. Bot. Spoločn., Bratislava, 2006, 28 (v

tlači).

62

10. BARANČÍKOVÁ, G. 1996. Cadmium sorption on selected soil types. In: From

soil survey to sustainable farming. Bratislava : VÚPÚ, 1996, s. 129 – 133.

11. BARANEC, T. – POLÁČIKOVÁ, M. – KOŠŤÁL, J. 2004. Systematická botanika.

Nitra : SPU Nitra, 2004, ISBN 80-8069-453-2.

12. BARCELÓ J., POSCHENRIEDER C., ANDREU I., GUNSÉ B. 1986. Cadmium-

induced decrease of water stress resistance in bush bean plants. I. Effects on water

potential, relative water content and cell wall elasticity. In: J. Plant Physiol. 125,

1986, p. 17 – 25.

13. BARTOŠOVÁ, M. 1995. Těžké kovy v nezemědělských půdách. In: Úroda, roč.

43, č. 9, 1995, s. 20 – 22.

14. BAUDO, R. 1987. Heavy Metal Pollution and Ecosystem Recovery, Ecological

Assesment of Environmental Degradation, Pollution and Recovery. Elsevier

Sciences Publishers, Amsterdam, 1987, s. 1 – 325.

15. BENCKO, V. a i. 1995. Toxické kovy v životním a pracovním prostředí člověka.

Praha: Grada, 1995, s. 282. ISBN 80–7169–10–X,

16. BENEŠ, S., PABIANOVÁ, J. 1987. Přirodzené obsahy, distribuce a klasifikace

prvku v půdach. Praha: VŠZ, 1987. 205 s.

17. BENEŠ, S., BENEŠOVÁ, J. 1993. Bilance rizikových prvků ve sférach životního

prostrědí. In: Rostlinná výroba, 39, 1993 (10), s. 941–959.

18. BIELEK, P. et al. 1997. Potenciály a bariéry transportu škodlivín z pôdy do

potravového reťazca: záverečná správa VTP č.514-39. Bratislava: VÚPÚ, 1997,

16 s.

19. BRESSANI, R. 1988. Amaranth: The nutritive value and potential uses of the grain

and by-products. In: Food and Nutrition Bulletin, vol. 10, 1988, no. 2.

63

20. BROOKS, R., R., LEE, J., REEVES, R., D., JAFFRE, T. 1977. Detection of

nickeliferous rocks by analysis of herbarium speciments of indicator plants. In:

Journal of Geochemical Exploration 7, 1977, p. 49–57.

21. BRUMMER, G.W. 1986. Heavy metal species: mobility and availability in soils. In:

Berhard, M., Brinckman, F.E., Sadlers, P.J. (Eds.), The Importance of Chemical

“Speciation” in Environmental Process. Springer, Berlin, 1986, p. 169–192.

22. CIBULKA, J., DOMAŽLICKÁ, E., KOZÁK, J. 1991. Pohyb olova, kadmia a ortuti

v biosféře. Praha: Academia, 1991, s. 432. ISBN 80-200-0401-7.

23. CLEMENS, S., PALMGREN, M., G., KRÄMER, U. 2002. A long way ahead:

understanding and engineering plant metal accumulation. In: Trends in Plant

Science 7, 2002, p. 309–315.

24. CUTLER, J. M., RAINDS, D. W. 1974. Characterization of Cd uptake by plant

tissue. In: Plant Physiol., 54, 1974, s. 67–71.

25. ČUKOVÁ, Ľ. 1995. Amaranthus – Láskavec a jeho výživná hodnota. In: Výživa

a zdravie, roč. 40, 1995, č. 10, s.217 – 218.

26. ČURLÍK. J., ŠEFČÍK, P. 2000. Rizikové prvky v pôdach Slovenska. In: Cudzorodé

látky v životnom prostredí, Nitra, SPU, 2000, s. 21–25. ISBN 80–7173–745–7.

27. DOMAŽLICKÁ, E. 1989. Studium fyziologických účinku těžkých kovů na rosliny s

využitím explantátových technik. Kandidátská dizertační práce, VŠZ Praha: SZN,

1989, s. 131.

28. DOMAŽLICKÁ, E., OPATRNÝ, Z. 1989. The effects of cadmium on potato

(Solanum tuberosum L.) shoot culture growth. In: Biology Plantarum, roč. 31,

1989, č. 5, s. 408–412.

64

29. DOMAŽLICKÁ, E., VODIČKOVÁ, H., MADER, P. 1994. Fytochelatiny. In:

Biologické listy, 59, 2, 1994, s. 81–92.

30. DOSTÁLOVÁ, J. – RYSOVÁ, J. 2004. Využití laskavce v potravinách. In: Výživa

a potraviny, roč. 59, 2004, č. 2, s.52 – 53.

31. DUCSAY L. 2000. Vplyv fytotoxických účinkov As, Cd, Pb, na produkciu

biomasy, ich akumuláciu a obsah chlorofylu v biomase pšenice, Cudzorodé látky v

životnom prostredí, III medzinárodná konferencia, SPU Nitra, 2000, s.34-38.

32. ĎURŽA, O., KHUN, M. 2001. Environmentálna geochémia niektorých ťažkých

kovov (Vysokoškolské skriptá). Prírodovedecká fakulta UK, Bratislava, 2001, s.

133.

33. ERNST, W. H. O., KNOLLE, F., KRATZ, S., SCHNUG, E. 2004. Aspects of

ecotoxicology of heavy metals in the Harz region − a quided excursion. In:

Landbauforschung Völkenrode, 2004, roč. 54, p. 53−71.

34. ERNST W. H. O. 1974. Schwermetallvegetation der Erde. Gustav Fischer Verl.,

Stuttgart, 1974.

35. ERNST, W.H.O., et al. 1996. Bioavailability of heavy metals and decontamination

of soils by plants. In: Appl. Geochem. 11, 1996, s. 163–167.

36. FACEK, Z. a i. 1986. Hygiena půdy. Praha: SZN, 1986. 320 s.

37. FARGAŠOVÁ, A. 1994. Ekotoxikologický účinok niektorých ťažkých kovov

a organociničitých zlúčenín na vybrané biologické objekty: habilitačná práca.

Bratislava : STU, 1994. s.13 -60.

38. FERGUSSON, J.E. 1990. The Heavy Elements, Chemistry. Environmental Impact

and Health Effect. In: Pergamon Press, New Zeland, 1990, s. 1–614.

65

39. GÁBRIŠ, Ľ. a kol. 1987. Chemizácia poľnohospodárskej výroby a ochrana

životného prostredia. Bratislava: Príroda, 1987, s. 231.

40. GÁBRIŠ, Ľ. et al. 1998. Ochrana a tvorba životného prostredia

v poľnohospodárstve. Nitra : SPU, 1998, s. 461. ISBN 80-7137-506-3.

41. GARBISU, C., ALKOTA, I. 2001. Phytoextraction: a cost-effective plant-based

technology for the removal of metals from the environment. In: Biosource

Technology, 77, 2001, p. 229–236.

42. GIORDANO, P. M., D. A. MAYS, A. D. BEHEL, JR. 1979. Soil temperature

effects on uptake of cadmium and zinc by vegetables grown on sludge-amended

soil. In: J. Environ. Qual. 8 (2), 1979, s. 233–236.

43. GRANT, J. F., LAMBDIN, P. L., FOLLUM, R. A. 1998. Infestation levels and

seasonal incidence of the meadow spittlebug (Homoptera: Cercopidae) on musk

thistle in Tennessee. In: Journal of Agricultural Entomology, vol. 15, 1998, no. 2,

p. 83–91.

44. GRAY, W.M., et al. 1999. Identification of an SCF ubiquitin–ligase complex

required for auxin response in Arabidopsis thaliana. In: Genes Dev., 13, 1999,

p. 1678–169.

45. GREGER, M., LINDBERG, S. 1987. Effects of Cd2+ and EDTA on young sugar

beets (Beta vulgaris). II. Net uptake and distribution of Mg2+, Ca2+ and Fe2+/Fe3+ .

In: Physiologia Plantarum., 1987, 69, p. 81–86.

46. HAGHIRI, F. 1974. Cadmium uptake by plants. In: J. Environ. Qual. 2, 1974,

s. 93–96.

47. HABÁN, M. 1996. Pestovanie liečivých rastlín. Nitra: VŠP, 1996, ISBN 80-85330-

29-6

66

48. HEGEDŰS, O., HEGEDŰSOVÁ, A. 1995. Kontaminácia poľnohospodárskych pôd

a zelenín ortuťou. In: Poľnohospodárstvo, roč. 41, č. 12, 1995, s. 907–913.

49. HEGEDŰS, O., HEGEDÜSOVÁ, A. 2000. Contamination of agricultural soils and

vegetables with heavy metals in southern Slovakia. In: Záhradníctví, roč. 27, 2000,

č. 2, s. 35–39.

50. HEGEDŰSOVÁ, A. et al. 1997. Tranfer Cd do rôznych druhov zeleniny. In:

Cudzorodé látky v životnom prostredí. In: Zborník z medzinárodnej vedeckej

konferencie, SPU Nitra, sept. 1997, s. 82–85.

51. HEGEDŰSOVÁ, A., JOMOVÁ, K., VOLLMANNOVÁ, A., TÓTH, T. 2003.

Tranfer kadmia z kontaminových pôdnych substrátov do konzumných častí

vybraných druhov zeleniny. In: Phytopedon, roč. 2, 2003, ISSN 1336–1120.

52. HEGEDŰSOVÁ, A., HEGEDŰS, O. 2005. Hodnotenie transferu kadmia z pôdy do

plodov rajčiakov v modelových podmienkach. In: Acta Horticulture, Praha, roč. 2,

2005, s. 25–31.

53. HESTERBERG, D., BRIL, J., CASTILHO DEL P. 1993. Thermodynamic

Modelling of Zinc, Cadmium and Copper Solubilities in a Manured, Acidic Loamy-

Sand Topsoil. In: J. Environ. Qual., r. 22, 1993, s. 681–688.

54. HNÁTOVÁ, A. 2006. Schudnutie s amaranthom. In: Zdravie, roč. 62, 2006, č. 4, s.

56 – 57.

55. HOINS, U., CHARLET L., STICHER, H. 1993. Ligand effect on the adsorption of

heavy metals: the sulfate-cadmium-goethite case. In: Water Air Soil Poll., r. 68,

1993, p. 241–255.

56. HOLOBRADÝ, K. a i. 1992. Riešenie ekologickej situácie v oblasti Stredný Spiš.

VS, Košice, 1992.

67

57. HOVMAND, M.F. et al. 1983. Plant uptake of airborn cadmium. In: Environmental

Pollution, roč. 30, 1983, č. 3, 1983, s. 27–38.

58. HRAŠKO, J., BEDRNA, Z. 1988. Aplikované pôdoznalectvo. Bratislava: Príroda,

1988, s. 474.

59. HRONEC, O. 1996. Ťažké kovy a ich pohyb v pôdach a rastlinách. In: Zborník zo

seminára: Ťažké kovy v ekosystéme, E’96, BIJO Slovensko, s r.o., 1996, s. 41–49.

60. HUANG J. W., CHEN J., CUNNINGHAM S. D. 1997. Phytoremediation of Soil

and Water Contaminants. In: Abstract Book of ACS Symposium Series, r. 664,.

Amer. Chem. Soc., Washington, 2007, s. 283.

61. CHRENEKOVÁ, E. 1983. Vnášanie zvýšených množstiev ťažkých kovov do pôdy

a ich príjem rastlinami. In: Agrochémia, roč. 23, č. 10, 1983, s. 367–369.

62. CHRENEKOVÁ, E. a i. 1994. Pôdne vklady odpadmi a formi CrIII a CrVI

v rastlinách. In: Poľnohospodárstvo, roč. 37, 1994, č. 2, s. 841 – 850.

63. CHRYSAFOPOULOU, E., KADUKOVA, J., KALOGERAKIS, N. 2005. A whole–

plant mathematical model for the phytoextraction of lead (Pb) by maize. In:

Environment International, 31/2, 2005, s. 255–262.

64. KABATA, A., PENDIAS, A., PENDIAS, H. 1984. Elements of Group VIII. In:

Trace elements in soils and plants. Boca Raton, FL, USA: CRC Press Inc., 1984,

s. 238–246.

65. KABATA–PENDIAS, A., PENDIAS, H. 1992. Trace Elements in Soils and Plants.

CRC Press Florida, 1992, s. 1–365.

66. KABATA – PENDIAS, H. PENDIAS. 2001. Trace Elements in Soils and Plants,

CRC Press, Boca Raton, Fla.. 2001, p. 413.

68

67. KADUKOVA, J, PAPADANTONAKIS, N., NAXAKIS, G., KALOGERAKIS, N.

2004. Lead accumulation by the salt-tolerant plant Atriplex halimus, In:

Proceedings from International Conference on Protection and restoration of the

environment VII – Mykonos 2004 (Eds. Moutzouris, C., Christodoulatos, C. a kol.),

Greece, June 28 – July 1, 2004, s. 93.

68. KADUKOVA, J., MANOUSAKI, E., KALOGERAKIS, N. 2006. Pb and Cd

Accumulation and Excretion by Salt Glands of Salt Cedar (Tamarix smyrnensis

Bunge), In: Environmental Pollution, 2006 (article in press).

69. KARATAGLIS, S. 1987. Estimation of the toxicity of different metals using as

criterion the degree of root elongation in Triticum aestivum seedlings. In: Phyton,

roč. 26, 1987, č. 2, s. 209–217.

70. KAUFFMANN, C. S. – WEBER, L. E. 1990. Grain Amaranth. [cit. 2009-08-20].

Dostupné na: <http://www.hort. purdue.edu/newcrop/proceedings1990/v1-

127.htm# GENETIC˃ and PLANT BREEDING.

71. KAUPENJOHANN M., 1992. Mehrjährige Erfahrungen mit der

Magnesiumdüngung in Waldökosystemen des Fichtelgebirges. In: GLATZEL G.,

JANDL R. (eds.), Magnesiummangel in mitteleuropäischen Waldökosystemen.

Schriftenreihe Universität für Bodenkultur Wien, Band 5, 1992, s. 122–131.

72. KLOKE, A., SAUERBECK, D. R., VETTER, H. 1984. The contamination of plants

and soil with heavy metals and the transport of metals in terrestrial food chains. In:

Chan-ging Metal Cycles and Humsan Health, 1984, s.113–141.

73. KULAKOW, P. A. – JAIN, S. K. 1990. Grain Amaranth – Crop species, Evolution

and Genetics. In: Proceedings of the Fourth National Amaranth Symposium:

Perspectives on Production, Processing and Marketing. Minneapolis, 1990, p. 105

– 114.

69

74. KULICH, J. 1994. Možnosti zníženia fytotoxicity arzénu. In: Poľnohospodárstvo,

roč. 32, 1986, č. 5, s. 418–429.

75. KULICH, J. 1994. Rizikové prvky v agroekologických podmienkach Hornej Nitry.

In: Acta fytotechnica, roč. 49, 1994. S. 106. ISBN 80-7137-145-9

76. LARCHER, W. 1994. Photosynthesis as a tool for indicating temperature stress

events. In: Schulze ED, Caldwell MM (eds) Ecophysiology of photosynthesis.

Springer–Verlag, Berlin, 1994, p. 261–277.

77. LUND, V. 1982. Malignant melanoma of the nasal cavity and paranasal sinuses. In:

J Laryngol Otol, Apr; 96(4), 1982, s. 347–55.

78. MAKOVNÍKOVÁ, J. 2000. Distribúcia kadmia, olova, medi a zinku v pôde a jej

hodnotenie so zreteľom na potenciály a bariéry transportu kovov do rastlín, Pedo –

Disertacion, VÚPaOP, Bratislava, 2000, s. 125.

79. MAKOVNÍKOVÁ, J. 2001. Potenciály a bariéry prístupnosti kadmia, olova, medi

a zinku v systéme pôda – rastlina. In: Agrochémia, roč. 5, (41), 2001, č. 3, s. 4–7.

80. MAKOVNÍKOVÁ, J., BARANČÍKOVÁ, G., DLAPA, P., DERCOVÁ, K. 2006.

Anorganické kontaminanty v pôdnom systéme. In: Chem. Listy, r. 100, 2006, s.

424–432.

81. MELICHERČÍK, M. – MELICHERČÍKOVÁ, D. 1997. Bioanorganická chémia.

Bratislava: Príroda, 1997. 188 s.

82. MERIAN, E.1991. Metals and their compounds in the environment. Occurence,

analysis and biological relevance. VCH Verlagsgeselschaft mbH., D6940,

Weinhein 1991, p. 1438. ISBN 3–527–26521–X

70

83. MICHALOVÁ, A. 1999. Láskavec (Amaranthus L.). In: Výživa a potraviny, roč. 54,

1999, č. 1, s. 13 – 14.

84. MICHALOVÁ, A. 1999. Proso seté (Panicum miliaceum L.). In: Výživa

a potraviny, roč. 54, 1999, ž. 2, s. 44 – 45.

85. MICHALOVÁ, A. 2001. Opomíjené plodiny a jejich využití ve výživé III. – nové

plodiny. In: Prírodné bohatstvo a kultúrne dedičstvo Liptova. Nitra : SPU, 2001, s.

125 – 126. ISBN 80-7137-823-2.

86. MULLIGAN, C., N., YONG, R., N., GIBBS, B., F. 2001. Remediation technologies

for metal contaminated soils and groundwater: an evaluation. In: Engineering

Geology, r. 60, 2001, s. 193-207.

87. MULLINS, G. L., SOMMERS L. E. 1986. Cadmium and zinc influx characteristics

by intact corn (Zea mays L.) seedlings. Plant Soil., 96, 1986, s. 153–164.

88. MYERS, R. L. – PUTNAM, D. H. 1988. Growing Grain Amaranth as a Speciality

Crop. [cit. 2009-07-20]. Dostupné na: <http://www. extension.umn.edu/distribution

/cropsystems/ DC3458.htm˃

89. NWOSU, J.U. 1995. Cadmium and lead uptake by edible crops grown in a silt loam

soil. In: Bulletin of Environmental Contaminantion and Toxicology, roč. 54, 1995,

č. 4, s. 570–578.

90. ORCUTT, D., M., NILSEN, E., T. 2000. The Physiology of Plants Under Stress. In:

Soil and Biotic Factors, John Wiley&Sons, 2000.

91. OUYANG, Y. 2002. Phytoremediation: modeling plant uptake and contaminant

transport in the soil–plant–atmosphere continuum. In: Journal of Hydrology, r. 266,

2002, s. 66–82.

92. PETŘÍKOVÁ,V. 1986. The Utilization of Slurry for the Reclamation on Fly Ash

Depositories. Vědecké práce VÚRV Praha, 1986, s. 225-259.

71

93. PULFORD, I., D., WATSON, C. 2003. Phytoremdiation of heavy metal –

contaminated land by trees – a review. In: Environment International, r. 29, 2003,

s. 529–540.

94. RASKIN, I., KUMAR, P, B, A., N., DUSHENKOV, S., SALT, D., E. 1994.

Bioconcentration of heavy metals by plants (Review article). In: Current Opinion

in Biotechnology, r. 5, 1994, s. 285–290.

95. RONALD, J.S. 1995. Biological Effects of Ionizing Radiation; Principles and

Practice of Nuclear Medicine, 2nd Edition., 1995, p. 118–129.

96. SIMS, R. et al. 1986. Contamined surface soils in-place treatment techniques. New

Jersey: Noyes Publications, 1986, s. 348 .

97. SCHEFFER, P. – SCHACHTSCHABEL, F. 1992. Lehrbuch der Bodenkunde, Enke,

Verlag, Stuttgart. 1992.

98. SCHNOOR, J. L. 1997. Phytoremediation, Technology evaluation report, Ground-

Water Remediation Technologies Analysis Center, Iowa, 1997.

99. SMITH, L., A., ALLEMAN, B., C., COPLEY-GRAVES, L. 1994. Biological

Treatment Options, In: Emerging Technology for Bioremediation of Metals,

(Means, J.L. and Hinchee, R. E., eds.), Lewis Publishers, Ohio, 1994, s. 1–12.

100.ŠTYRIAK, I., SZABOVÁ, T., ALAČOVÁ, A.., KOŠČOVÁ, M., ŠTYRIAKOVÁ,

I. 2002. Vplyv ťažkých kovov na pôdnu mikroflóru. In: Acta Montanistica Slovaca,

roč. 7, 2002, č. 4, s. 271–273.

101.TÓTH, T., POSPÍŠIL, R., PARILÁKOVÁ, K., MUSILOVÁ, J., BYSTRICKÁ, J.

2005. Distribúcia ťažkých kovov v pôdach aplikáciou substrátu po výrobe biokalu.

In: ChemZi, r.1, (1), 2005, s. 108–109.

72

102.TOMÁŠ, J., TÓTH, J., LAZOR, P. 2000. Stav pôdnej hygieny v regiónoch nížin

SR z hľadiska obsahu ťažkých kovov v rôznych extrahovadlách. In: Acta

fytotechnica at zootechnica, r. 3, č. 1, 2000, s. 16–20.

103.TÖLGYESSY, J. a kol.. 1989. Chémia, biológia a toxikológia vody a ovzdušia.

Bratislava: Veda, 1989. 536 s. ISSN 80-224-0034-3

104.TUREK, B. 1995. O Amaranthu. In: Výživa a potraviny, roč. 50, 1995, č. 6,

s. 188.

105.URE, A.M., BERROW, M.L. 1982. The chemical constituents of soils. In: H.J.M.

Bowen, Environmental Chemistry. R. Soc. Chem., Burlington House, London,

1982, p. 94–202.

106.WEIGEL, H. J., JÄGER H. J. 1980. Subcellular distribution and chemical forms of

cadmium in bean plants. In: Plant Physiol., roč. 65, 1980, s. 480–482.

107.XIAN, X. 1987. Chemical partitioning of cadmium, zinc, lead, and copper in soils

near smelters. In: J. Environ. Sci. Health, 1987, s. 227-541.

108.YONG, R. N., MOHAMED, A. M. O., WARKENTIN, B. 1992. Principles

contaminant transport in soils. Elsevier, 1992, s. 28.

109.VINOGRADOV, A. P. 1962. Srednije soderžanija chimičeskich elementov v tipoch

azterženich gornich porod zemnoj kory. In: Geochemia, roč. 7, 1962.

110.ZAUJEC, A. 1999. Cudzorodé látky a hygiena pôd. Nitra. SPU, 1999, 103 s.,

s. 39–62. ISBN 80-7137-567-5.

111.ŽAJOVÁ, A. 1998. Botanické znaky a klasifikácia rodu Amaranthus L. In:

Triticale a iné netradičné potraviny. Nitra : Agrotar, 1998, s.100 – 1002.

73