Natural and historical values of the Olkusz Ore

Transkrypt

Natural and historical values of the Olkusz
Ore-bearing Region
Przyrodnicza i historyczna wartość Olkuskiego
Okręgu Rudnego
This publication was supported by a grant from Iceland, Liechtenstein and Norway
through the European Economic Area Financial Mechanism
Niniejsza publikacja powstała dzięki wsparciu udzielonemu przez Islandię, Liechtenstein
i Norwegię poprzez dofinansowanie ze środków Mechanizmu Finansowego
Europejskiego Obszaru Gospodarczego
Natural and historical values
of the Olkusz Ore-bearing Region
Przyrodnicza i historyczna wartość
Olkuskiego Okręgu Rudnego
Editor • Redakcja
Barbara Godzik
Kraków 2015
Editor • Redakcja
Barbara Godzik
Reviewers • Recenzenci
Ludwik Frey, Krystyna Grodzińska, Agnieszka Klimkowicz-Pawlas,
Ireneusz Malik, Anna Ronikier, Lucyna Śliwa
Line editing • Redakcja językowa
Michael Jacobs
Make-up Editor • Skład komputerowy
Marian Wysocki
Cover design • Projekt okładki
Barbara Godzik, Marian Wysocki
Cover photograph • Fotografia na okładce
Grażyna Szarek-Łukaszewska
Editorial office • Adres Redakcji
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Lubicz 46, 31-512 Kraków
Tel. (48) 12 4241737, e-mail: [email protected]
Copyright ©
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences
Published and distributed by • Publikacja i dystrybucja
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Lubicz 46, 31-512 Kraków
Tel./fax (48) 12 4241731; e-mail: [email protected]
ISBN: 978-83-62975-25-9
Printed by • Druk
Drukarnia Kolejowa Kraków Sp. z o.o. Forteczna 20A, 32-086 Węgrzce, Poland
Contents
Spis treści
Acknowledgments . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Podziękowania . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 1. Barbara Godzik
Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Wstęp . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2. Barbara Godzik
General characteristics of the Olkusz region . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Ogólna charakterystyka regionu olkuskiego . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3. Barbara Godzik, Marcin W. Woch
History of mining in the Olkusz region . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
9
11
15
17
25
Historia górnictwa w regionie olkuskim . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
37
4. Marcin W. Woch
Characteristics of landscape features related to mining and metallurgy in
the Olkusz region . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
Charakterystyka obiektów związanych z działalnością górniczą i hutniczą w rejonie
Olkusza . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5. Krystyna Grodzińska, Barbara Godzik
Botanical research in the Olkusz region. Bibliography . . . . . . . . . . . . . . Badania botaniczne w rejonie olkuskim. Zestawienie bibliografii . . . . . . . . . . . . . . . 6. Paweł Kapusta, Barbara Godzik
Objectives, scope and organisation of research in the Olkusz Ore-bearing
Region . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Cele, zakres i organizacja badań na obszarze Olkuskiego Okręgu Rudnego
7. Jan Holeksa, Agnieszka Błońska, Agnieszka Kompała-Bąba,
Gabriela Woźniak, Przemysław Kurek, Grażyna Szarek-Łukaszewska,
Krystyna Grodzińska, Magdalena Żywiec
The vegetation of the Olkusz Ore-bearing Region . . . . . . . . . . . . . . . . . Roślinność Olkuskiego Okręgu Rudnego . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55
61
77
87
97
105
129
8. Teresa Nowak, Monika Jędrzejczyk-Korycińska, Paweł Kapusta,
Grażyna Szarek-Łukaszewska
Characteristics of the vascular plant flora in the Olkusz Ore-bearing
Region . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Charakterystyka roślin naczyniowych Olkuskiego Okręgu Rudnego . . . . . . . . . . . . .
9. Ryszard Ochyra, Barbara Godzik
Bryophytes of selected habitat types in the Olkusz Ore-bearing Region
Mszaki wybranych typów siedlisk w Olkuskim Okręgu Rudnym . . . . . . . . . . . . . . . 10. Urszula Bielczyk
The lichen biota of the Olkusz Ore-bearing Region . . . . . . . . . . . . . . . . Specyfika lichenobioty na obszarze Olkuskiego Okręgu Rudnego . . . . . . . . . . . . . . 11. Piotr Mleczko, Monika Beszczyńska
Macroscopic fungi of pine forests in the Olkusz Ore-bearing Region . . . Grzyby makroskopijne lasów sosnowych na terenie Olkuskiego Okręgu Rudnego . . . 12. Tomasz Zielonka, Natalia Dubaj, Piotr Malcher
Growth dynamics of Scots pine (Pinus sylvestris) in the Olkusz Ore-bearing
Region . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 147
167
173
189
201
217
227
251
Dynamika przyrostu sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris) w Olkuskim Okręgu Rudnym
259
265
13. Paweł Kapusta, Grażyna Szarek-Łukaszewska, Rolf D. Vogt
Physicochemical and biological properties of soils in the prevailing types
of plant communities in the Olkusz mining region . . . . . . . . . . . . . . . . 269
Charakterystyka wybranych właściwości fizykochemicznych i biologicznych gleb
w dominujących typach zbiorowisk roślinnych – rejon olkuski . . . . . . . . . . . . . . . . 14. Anna M. Stefanowicz
Soil physicochemical properties and vegetation as factors affecting soil
microorganisms in areas contaminated with heavy metals . . . . . . . . . . . Właściwości fizykochemiczne gleb i roślinność jako czynniki determinujące funkcjonowanie mikroorganizmów glebowych na terenach zanieczyszczonych metalami
ciężkimi . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15. Monika Jędrzejczyk-Korycińska, Monika Zagórna, Barbara Godzik
Protected and protection-worthy ecological areas or features in the Olkusz
Ore-bearing Region . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Obiekty chronione prawem i warte ochrony w Olkuskim Okręgu Rudnym . . . . . . 285
293
307
315
329
Acknowledgments
I would like to begin this volume by
thanking my colleagues for their fine contributions to the project entitled “Vegetation of calamine soils and its importance for biodiversity
and landscape conservation in post-mining
areas”, and for the professionalism and commitment they showed in all their work. This large
project, implemented in 2008–2011, was supported by Iceland, Liechtenstein and Norway
through the Financial Mechanism of the European Economic Area (EEA FM PL0265).
Without their efforts in the field and in the
laboratory, and without our discussions, both
planned and spontaneous, we would not have
fully achieved the objectives. I especially thank
the researchers who carried out the field work
regardless of the weather, collecting priceless
data for the project and for further studies and
publications. After completing the project and
handing in a comprehensive report to the Polish
Ministry of Science and Higher Education, we
decided to make one more effort and prepare
a book-length volume of papers covering this
ground. Here it is, made possible by the good
working relationships and productive contacts
we established during our investigations. To
Professor Krystyna Grodzińska, my thanks for
her careful reading of the individual chapters
and correction of mistakes.
All of us in the project group are grateful
to the authorities and staff of Olkusz County,
Boleslaw and Bukowno municipalities, the
Bolesław Mining and Metallurgical Plant in
Bukowno (ZGH Bolesław), and the Olkusz
Forest District, for granting permission to do
our research in areas under their administration, for sharing information, and for their
kind assistance and their interest in the results
of the work.
Barbara Godzik
Project coordinator
Podziękowania
W pierwszej kolejności pragnę podziękować
za wspaniałą współpracę wszystkim Koleżankom
i Kolegom, którzy przyczynili się do realizacji
w latach 2008–2011 projektu pt. „Roślinność gleb
galmanowych i jej znaczenie dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych” wspieranego przez Islandię, Lichtenstein
i Norwegię poprzez dofinansowanie ze środków
Mechanizmu Finansowego Europejskiego Obszaru
Gospodarczego (MF EOG PL0265).
Bez dobrej, koleżeńskiej współpracy w terenie,
laboratorium, jak i zaplanowanych i tych spontanicznych dyskusji, nie zrealizowalibyśmy w pełni
celów projektu. Szczególne podziękowania należą
się tym osobom, które eksplorowały obszar badań,
czy to w pogodę czy słotę zbierając materiały i bezcenne dane do późniejszych publikacji. Fakt, że
po zakończeniu projektu i złożeniu całościowego
sprawozdania do Ministerstwa Nauki i Szkolnictwa Wyższego, zdecydowaliśmy się na jeszcze
jeden wysiłek i przygotowanie niniejszego opracowania, świadczy o nawiązaniu dobrych relacji
koleżeńskich i kontaktów naukowych w czasie
realizacji projektu. Profesor Krystynie Grodzińskiej
dziękuję za uważne przeczytanie tekstów poszczególnych rozdziałów i wskazanie błędów.
Serdecznie dziękuję także pracownikom powiatu Olkusz, Gmin Bolesław i Bukowno, Zakładów
Górniczo-Hutniczych Bolesław S.A. w Bukownie
oraz Nadleśnictwa Olkusz za udzielanie stosownych
zezwoleń na pracę w terenie podlegającym tym jednostkom, udostępnianie informacji, życzliwość i zainteresowanie wynikami naszych badań.
Barbara Godzik
Koordynator projektu
1
Introduction
Barbara Godzik
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: [email protected]
Metal-bearing areas are present on all continents. Some of them are of natural origin,
but much larger areas are secondarily contaminated with metals by man as a result of mining
and smelting. Such areas are covered with specific vegetation that is composed of species that
require or tolerate high levels of heavy metals
in the soil (Ernst 1974; Dierschke and Becker
2008; Baker et al. 2010). These areas are usually regarded as wasteland but in fact they are
often of high conservation value and in need
of protection. The vegetation of metalliferous
areas has been studied by a range of natural scientists, among them botanists and ecologists.
Southern Poland has areas with high concentrations of heavy metals in the soil (zinc and
lead), mainly on the Silesia-Cracow Upland.
The Zn-Pb deposits in the Olkusz region are
among Europe’s richest. Their documented
exploitation (initially silver, then lead and zinc)
dates back to the 12th century. Today this area
is secondarily contaminated by heavy metals.
Centuries of human activity also transformed
the surface. The terrain is marked by pits, settling ponds and landfills (slag heaps) left from
ore extraction and processing. Plants cannot
easily colonise those places. The soils usually
contain high levels of zinc, lead, cadmium and
other heavy metals. The difficult habitat conditions led to the emergence of morphological
and physiological adaptations that allow plants
to survive in this hostile environment.
The metalliferous area around the town
of Olkusz, a fragment of the Silesia-Cracow
Upland, has long drawn the interest of naturalists. Floristic studies have been conducted
there since the second half of the 19th century
(Uechtritz 1877, 1878, 1879, 1880; Zalewski
1886). The pace of research intensified at the
end of the 20th century. Collaborative interdisciplinary studies were undertaken in 2008–
2011 under the project entitled “Vegetation of
calamine soils and its importance for biodiversity and landscape conservation in post-mining
areas”, financed by the European Economic
Area and the Norwegian Financial Mechanism (EEA FM PL0265). The Department of
Ecology of the W. Szafer Institute of Botany,
Polish Academy of Sciences, coordinated the
project. Staff of other units of the Institute
took part in it, as well as scientists from the
University of Silesia, Jagiellonian University,
Pedagogical University of Cracow and the
University of Oslo. The aims of the project
were realised through the intensive work of
a number of researchers in close cooperation
11
with Bolesław and Bukowno municipalities, the Bolesław Mining and Metallurgical
Plant in Bukowno, and the Olkusz Forest
District. This three-year research programme
was the first attempt to elaborate a comprehensive description of the Olkusz Ore-bearing
Region (OOR) and to assess its conservation
value. It produced dozens of original papers,
popular science articles and conference reports
(Grodzińska and Godzik – Chapter 5, this
volume). The full list of plant species in the
OOR was included in the monograph The vascular plants of the Olkusz Ore-bearing Region
(Nowak et al. 2011).
This book consists of 15 chapters. Besides
this introduction, the subjects covered in the
first three chapters include the characteristics
of the studied area (B. Godzik), the history of
mining (B. Godzik and M.W. Woch), and an
inventory of landscape features associated with
mining and processing of ores (M.W. Woch).
The next chapter gives a brief overview of botanical research, a bibliography of articles published
under the project, and a review of the literature (K. Grodzińska and B. Godzik). Further
chapters cover the results of project work and
describe the organisation of research (P. Kapusta
and B. Godzik), the vegetation of the OOR
(J. Holeksa, A. Błońska, A. Kompała-Bomba,
G. Woźniak, P. Kurek, G. Szarek-Łukaszewska,
K. Grodzińska, and M. Żywiec), the diversity
of vascular plants (T. Nowak, M. JędrzejczykKorycińska, P. Kapusta, and G. Szarek-Łukaszewska), mosses (R. Ochyra and B. Godzik),
lichens (U. Bielczyk) and fungi (P. Mleczko and
M. Beszczyńska), the physicochemical properties of soils (P. Kapusta, G. Szarek-Łukaszewska,
and R.D. Vogt), groups of soil microorganisms (A.M. Stefanowicz), and the dynamics
of Scots pine growth (T. Zielonka, N. Dubaj,
and P. Malcher). The last chapter is dedicated
to problems concerning Natura 2000 areas
(M. Jędrzejczyk-Korycińska, M. Zagórna, and
12
B. Godzik). In this chapter the authors also
propose sites worthy of area protection in the
OOR.
This monograph should be of use to
researchers, conservationists and others interested in the vegetation of metalliferous areas.
It documents the outstanding natural values
of old mining areas in the Olkusz Ore-bearing
Region, where Poland’s only calamine grasslands evolved and where a great number of
endangered and legally protected species are
found. These sites are also a wonderful science
laboratory where microevolutionary processes
can be explored and the emergence of varieties
adapted to extreme habitat conditions can be
tracked. These varieties can be used to recultivate areas damaged by mining operations. The
sites around Olkusz that remain after exploitation of zinc and lead also record centuries of
Polish mining culture. We greatly need further
research on this historically and economically
important region’s unique vegetation, and further measures to preserve and protect it. This
volume is another step along that path.
References
Baker A.J.M., Ernst W.H.O., van der Ent A.,
Malaisse F., Ginocchio R. 2010. Metallophytes: the unique biological resource, its
ecology and conservational status in Europe,
central Africa and Latin America, pp. 7–40.
In: L.C. Batty, K.G. Hallberg (Eds.). Ecology
of Industrial Pollution. Cambridge University
Press, British Ecological Society, Cambridge.
Dierschke H., Becker T. 2008. Die SchwermetallVegetation des Harzes-Gliederung, ökologische
Bedingungen and syntaxonomische Einordung. Tuexenia 28: 185–227.
Ernst W.H.O. 1974. Schwermetallvegetation der
Erde. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart.
Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Koryciń
ska M., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B.
2011. The vascular plants of the Olkusz Ore-
bearing Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego Okręgu Rudnego]. W. Szafer Institute
of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.
Uechtritz R. von. 1877. Die wichtigeren Ergebnisse der Durchforschung der schlesischen
Phanerogammenflora im Jahre 1876. Jahresbericht der Schlesischen Gesellschaft für Vaterländische Cultur 54: 155–195.
Uechtritz R. von. 1878. Die wichtigeren Ergebnisse der Erforschung der schlesischen Phanerogammenflora im Jahre 1877. Jahresbericht
der Schlesischen Gesellschaft für Vaterländische
Cultur 55: 172–187.
Uechtritz R. von. 1879. Resultate der Durchforschung der schlesischen Phanerogammenflora
im Jahre 1878. Jahresbericht der Schlesischen
Gesellschaft für Vaterländische Cultur 56:
154–176.
Uechtritz R. von. 1880. Resultate der Durchforschung der schlesischen Phanerogammenflora
im Jahre 1879. Jahresbericht der Schlesischen Gesellschaft für Vaterländische Cultur 57: 154–176.
Zalewski A. 1886. Zapiski roślinoznawcze z Kró
lestwa Polskiego i z Karpat. Sprawozdania Komisji Fizyograficznej Akademii Umiejętności 20:
171–190.
1
Wstęp
Barbara Godzik
Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: b.godzik@
botany.pl
Tereny metalonośne występują na wszystkich
kontynentach. Część z nich jest pochodzenia naturalnego, znacznie większe są jednak obszary wtórnie
zanieczyszczone metalami w wyniku działalności
górniczej i hutniczej człowieka. Tereny takie porasta
specyficzna roślinność zbudowana z gatunków
wymagających lub tolerujących wysokie poziomy
metali ciężkich w podłożu (Ernst 1974; Dierschke
i Becker 2008; Baker i in. 2010). Obszary te traktowane są zwykle jako nieużytki. W rzeczywistości
mają one często wysoką wartość przyrodniczą
i wymagają ochrony. Roślinność terenów metalonośnych była zawsze przedmiotem badań wielu
przyrodników – botaników, ekologów.
W Polsce obszary o wysokich stężeniach metali
ciężkich w podłożu (cynku i ołowiu) znajdują się
w południowej Polsce, głównie na Wyżynie Śląsko-Krakowskiej. Złoża cynkowo-ołowiowe (Zn-Pb)
w regionie olkuskim należą do najbogatszych
w Europie, a ich udokumentowana eksploatacja
(początkowo srebra, potem ołowiu i cynku) datuje
się już na XII wiek. Dzisiaj obszar ten jest w dużej
mierze wtórnie zanieczyszczony metalami ciężkimi.
Wielowiekowa działalność człowieka spowodowała
także znaczne przekształcenia powierzchni. Liczne
są w tym terenie, a trudne do zasiedlenia przez
rośliny, wyrobiska, stawy osadowe i składowiska
odpadów (hałdy) związane z procesami technologicznymi wydobycia i przetwórstwa rud. Gleby charakteryzują się zwykle wysoką zawartością cynku,
ołowiu, kadmu i innych metali ciężkich. Trudne
warunki siedliskowe wpłynęły na wykształcenie się
u roślin adaptacji morfologicznych i fizjologicznych, które pozwalają im na przetrwanie w tym
niesprzyjającym środowisku.
Metalonośny fragment Wyżyny Śląsko-Krakowskiej w okolicach Olkusza od dawna budził
zainteresowanie przyrodników. Badania florystyczne w tym obszarze były prowadzone już od
drugiej połowy XIX wieku (Uechtritz 1877, 1878,
1879, 1880; Zalewski 1886). Intensyfikacja badań
nastąpiła pod koniec XX wieku. Zespołowe, interdyscyplinarne studia podjęto w latach 2008–2011
w ramach projektu pt. „Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie dla zachowania różnorodności
biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych”
finansowanego przez Europejski Obszar Gospodarczy i Norweski Mechanizm Finansowy (MF
EOG PL0265). Koordynację badań w ramach
projektu prowadził Zakład Ekologii. Udział w nim
brali pracownicy kilku innych jednostek Instytutu
Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk
w Krakowie, jak też naukowcy z Uniwersytetów:
Śląskiego, Jagiellońskiego, Pedagogicznego im.
Komisji Edukacji Narodowej i Uniwersytetu w Oslo.
Założenia projektu mogły być w pełni zrealizowane nie tylko dzięki intensywnej pracy kilkunastu
naukowców, ale też ścisłej współpracy z władzami
gmin Bolesław i Bukowno, Zakładu Górniczo-Hutniczego Bolesław S.A. w Bukownie i pracownikami
Nadleśnictwa Olkusz. Trwające przez 3 lata badania
stanowiły pierwszą próbę kompleksowego opisu
15
terenów Olkuskiego Okręgu Rudnego (OOR) pod
kątem ich wartości przyrodniczej i zostały zakończone opublikowaniem kilkudziesięciu artykułów
oryginalnych, prac popularnonaukowych i doniesień konferencyjnych (Grodzińska i Godzik – Rozdział 5, niniejszy tom). Pełny spis gatunków roślin
występujących w Olkuskim Okręgu Rudnym został
zamieszczony w monografii pt. The vascular plants of
the Olkusz Ore-bearing Region (Nowak i in. 2011).
Niniejsza książka składa się z 15 rozdziałów.
Poza wstępem (B. Godzik) zawierają one charakterystykę obszaru badań (B. Godzik), historię górnictwa (B. Godzik i M.W. Woch) i inwentaryzację
sztucznych obiektów związanych z działalnością
wydobywczą i przetwórczą rud (M.W. Woch). Kolejny rozdział jest krótkim przeglądem badań botanicznych wraz z podaniem spisu opublikowanych
w ramach projektu prac i przeglądem literatury
(K. Grodzińska i B. Godzik). Dalej zamieszczono
rozdziały dotyczące wyników badań uzyskanych
w ramach realizowanego projektu. Opisują one organizację badań (P. Kapusta i B. Godzik), roślinność
OOR (J. Holeksa, A. Błońska, A. Kompała-Bomba,
G. Woźniak, P. Kurek, G. Szarek-Łukaszewska,
K. Grodzińska i M. Żywiec), florę roślin naczyniowych (T. Nowak, M. Jędrzejczyk-Korycińska,
P. Kapusta i G. Szarek-Łukaszewska), różnorodność
mchów (R. Ochyra i B. Godzik), porostów (U. Bielczyk), grzybów (P. Mleczko i M. Beszczyńska),
charakteryzują właściwości fizykochemiczne gleb
(P. Kapusta, G. Szarek-Łukaszewska i R.D. Vogt),
zespoły mikroorganizmów glebowych (A.M. Stefanowicz), jak też opisują dynamikę przyrostu sosny
zwyczajnej (T. Zielonka, N. Dubaj i P. Malcher).
Końcowy rozdział jest poświęcony zagadnieniom
dotyczącym obszarów Natura 2000 (M. Jędrzejczyk-Korycińska, M. Zagórna i B. Godzik). Podano
w nim też propozycje stanowisk wartych ochrony
obszarowej w OOR.
Niniejsza monografia jest skierowana do
wszystkich osób zainteresowanych roślinnością metalonośnych terenów cynkowo-ołowiowych. Będzie
ona pomocna przy podejmowaniu nowych tematów
badawczych w tych specyficznych i nielicznych
w Polsce obszarach rudonośnych. Autorzy chcieli
udokumentować wybitną wartość przyrodniczą terenów pogórniczych w Olkuskim Okręgu Rudnym,
gdzie wykształciły się jedyne w Polsce murawy galmanowe i gdzie występują liczne gatunki zagrożone
i podlegające prawnej ochronie. Tereny te są też
wspaniałym laboratorium naukowym, w którym
badać można procesy mikroewolucyjne, śledzić
powstawanie odmian przystosowanych do skrajnych warunków siedliskowych i wykorzystywać
je do rewitalizacji zniszczonych przez eksploatację
górniczą obszarów. Tereny po eksploatacji cynku
i ołowiu w okolicach Olkusza to także świadectwo
polskiej, wielowiekowej kultury górniczej. Dalsze
badania, a także wszelkie działania zdążające do zachowania i ochrony wykształconej tu, tak odrębnej
i niepowtarzalnej roślinności, są więc nie tylko
ważne, ale wręcz konieczne.
2
General characteristics of the Olkusz region
Barbara Godzik
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: b.godzik@
botany.pl
Location
The Olkusz region is one of the three
areas in the Silesia-Cracow Upland where
zinc and lead (Zn-Pb) deposits occur; the
other two are the Chrzanów and Bytom
regions (Molenda 1963). According to Kondracki’s (2009) physiographic division, this
deposit-rich area (Niedzielski and Szostek
1980) is located in the eastern part of the
Garb Tarnogórski mesoregion. It is a part of
the Silesian Upland macroregion, which is separated from the Kraków-Częstochowa Upland
by the escarpment face of a cuesta that runs
from Żurada across Olkusz and reaches Klucze
(Dziechciarz 2001) (Fig. 1). The area is characterised by gentle but varied land relief; elevation
ranges from 270 m a.s.l. in the Dolina Białej
Przemszy valley up to 500 m a.s.l. Wysokie
Przymiarki is the highest elevation of the
Olkusz Region (482.6 m a.s.l.). The hills of the
Olkusz area (called Grzędy Olkuskie perches),
at 50–100 m a.s.l., are flattened at the top.
Numerous monadnocks and caves can also
be found there. Jaskinia Wierzchowska Górna
cave is the cave closest to Olkusz. The Pustynia
Błędowska desert, the so-called “Polish Sahara”,
is in the eastern part of the Silesian Upland. In
the northwestern part of the region (Krzykawa
area) there are loess deposits cut by numerous
gorges and ravines resulting from denudation
processes (Szczypek et al. 1995; Dziechciarz
2002; Nowak et al. 2011).
Zn-Pb ore mining and processing has left
its mark on the landscape. The natural relief
Fig. 1. Areas of zinc-lead (Zn-Pb) deposits in the SilesiaCracow Upland (Chrzanów, Bytom and Olkusz regions)
(U. Korzeniak)
Ryc. 1. Obszary występowania złóż cynkowo-ołowiowych
(Zn-Pb) na Wyżynie Śląsko-Krakowskiej (region chrzanowski, bytomski i olkuski) (U. Korzeniak)
17
has been deformed by centuries of mining.
There are many post-exploitation pits, excavations and sinkholes, and it is dominated
by artificial elevations in the form of slag
heaps composed of mining and metallurgical
waste, and humps made of discarded gangue
material (Wierzbicka 2002; Godzik and
Woch – Chapter 3 and Woch – Chapter 4,
this volume). The waste landfills are of different sizes and shapes; they vary from small
mounds and cones to long, often irregular
berms elevated up to 25 metres. Exploitation
of fill sand for mining purposes and aggregate
mines also deformed the landscape, creating
many wide and deep pits around the whole
area. They are forested or filled with water
and have become recreational areas (Kotlicka
1978). All of these land forms are now integral though unnatural parts of the landscape.
The numerous transport routes are another
artificial element of the landscape, including
national road 94 running from Kraków to
Wrocław, the Katowice-Kielce railway and
the broad-gauge rail line for transporting
sulphur. A part of the Olkusz Ore-bearing
Region (OOR), a 48 km2 mining area situated between the towns of Laski, Olkusz and
Bukowno (Fig. 2), was included in the studies
carried out within the “Vegetation of calamine soils and its importance for biodiversity
D
ąb
ró
wk
a
Bolesław
Stary
Olkusz
C
Baba
Sztoła
Bukowno
6
7
8
9
C
10
Fig. 2. The area of project EEA FM PL0265. 1 – settling ponds, 2 – industrial areas, 3 – built-up areas, 4 – forests,
5 – main roads, 6 – railway line, 7 – watercourses, 8 – ZGH Bolesław zinc smelter, 9 – flotation fascility, 10 – flotation tailings heap (P. Kapusta)
Ryc. 2. Teren objęty badaniami wykonywanymi w ramach projektu MF EOG PL0265. 1 – stawy osadowe, 2 – tereny
przemysłowe, 3 – tereny zabudowane, 4 – lasy, 5 – główne drogi, 6 – linia kolejowa, 7 – cieki wodne, 8 – huta cynku
ZGH Bolesław, 9 – zakład flotacji, 10 – hałda odpadów poflotacyjnych (P. Kapusta)
18
and landscape conservation in post-mining
areas” project (EEA FM PL0265). It is a rectangular area measuring 8 × 6 km (19°25′–
19°32′E, 50°15′–50°19′N). The OOR lies
in Olkusz County in the northwestern part
of Małopolska Province, and includes all of
Bolesław municipality, the northern part of
Bukowno municipality and the western edge
of Olkusz municipality. The central part of the
OOR is an area of previous and current activity
related to lead and zinc ore extraction and processing, and on its outskirts are pine forests,
fill sand mines (on the eastern and southern
sides) and agricultural land (on the western
and northern sides). A number of publications
further describe the area (e.g. Stefanowicz et al.
2010; Kapusta et al. 2011; Nowak et al. 2011;
Wierzbicka 2015).
Climate
According to Romer’s (1949) climate
regionalisation, the Olkusz area is under Central Highlands climate in the Silesia-Cracow
region. Weather conditions are the result of
the influx of arctic, subtropical, strong oceanic and strong continental air masses (Lazar
1962; Jędrzejczyk 2004). Average annual temperature is 8°C and varies depending on the
relief; valleys and higher elevations have lower
temperatures. The lowest temperature reaches
−31°C and the highest 35°C (Szczypek 1997).
The whole area is dominated mostly by weak
and moderate westerly winds, but southwesterly and northwesterly winds also play a role
(Jędrzejczyk 2004). Annual precipitation in
Olkusz municipality is 700–800 mm, highest
in June and September and lowest in February,
March and October (Dziechciarz 2002). The
growing season lasts 200–210 days (Anonymous 2004).
Low wind velocity and the large number
of calms (24% of the year), occurring most
frequently in August and September, prevent
air pollution from dispersing. High levels of
particulate pollution block solar radiation,
increasing the annual count of overcast days
(Nowak 1978; Kruczała 2000; Baic et al. 2004;
Lorenc 2005).
Hydrological conditions
The Olkusz area is entirely within the
Vistula River Basin. The hydrological system
is very poor, due to the particular geological structure (permeable sands and Quaternary loess, weathering, and tectonic cracks
in Mesozoic rock) and to hydrogeological
conditions that allow water to seep into the
ground. The Biała Przemsza river is the main
watercourse draining the northern part of
the region. The Sztoła river discharges water
from the south. Bolesław municipality is in
the basin of the Biała Przemsza river, mainly
its left bank tributaries, the Biała river and
Warwas and Struga creeks. The Biała river carries mine water and around Krzykawka and
Laski it forms picturesque meanders, backwaters and swamps. The ponds in Krążek,
Małobądz and Stara Wieś are some of the
few waterbodies of the region. Surface waters
cover less than 1% of Bolesław municipality
(Anonymous 2005).
Some of the minor surface watercourses
are artificial. Regulated canals such as the
Dąbrówka and Baba and the partially regulated Sztolnia drain the ore mines. Sztolnia
Ponikowska, another artificial watercourse,
has dried up almost entirely. Exploitation and
mining, together with water consumption,
have profoundly altered the hydrological conditions (Baic et al. 2004; Anonymous 2004).
Some of the surface watercourses may be contaminated due to weathering and leaching
of metalliferous waste by acidic mine water
(Bauerek et al. 2009).
19
Geological structure
In terms of geology the Olkusz region
belongs to the Silesia-Cracow Monocline
(Sokołowski 1990; Wika and Szczypek 1990;
Jędrzejczyk 2004), where three structural
levels can be distinguished: folded Palaeozoic
forms, Mesozoic forms that create a monocline, and Cenozoic cover forms (Nowak
1978). The sediments of the Paleozoic structural layer are thick. They emerge to the surface between Bukowno and Sławków and
form Upper Carboniferous sedimentary rocks
consisting of sandstones and slates (Stupnicka
2007). The zinc and lead ores are locally
associated with Triassic forms and occur as
veins in conchoidal limestone and dolomite
(Książkiewicz et al. 1965; Smakowski 1992;
Cabała 2009). The Quaternary forms are lithologically varied, they do not form a continuous layer, and they range in thickness from
a few to tens of metres, exceeding 60 metres
in the Przemsza Basin (Cabała and Konstantynowicz 1999; Stupnicka 2007). They
occur in the Mesozoic layers as fluvioglacial
and aeolian sediments of the Pleistocene and
Holocene (Cabała 2009).
The Olkusz deposits are one of Poland’s
three richest lodes of Zn-Pb ore. The deposits
near Bytom and Tarnowskie Góry are furthest to the west. On the edge of the SilesiaCracow Monocline they occur in the vicinity
of Zawiercie, Olkusz and Chrzanów (Ney
1997; Szulc 2008). The exploited ore deposits
in the Olkusz region are spread over large
areas. Within the ore-bearing dolomites they
form point bars and pockets, and fill karstic
pockets (Sylwestrzak 1998). On the edges they
form lenticular nest-like bodies (Pomorzany
mine, Zawiercie-Siewierz deposits). Nest-like
ore bodies also occur in dolomites of bunter
sandstone in the area of the Bolesław placer
(Cabała 2009).
20
The mineral composition of Zn-Pb ores in
the placer varies in a manner reflecting the history of their formation (Ney 1997). The basic
exploitable ores are usually built of zinc sulphides (sphalerite, wurtzite β) and lead sulphide
(galena) with high silver content, accompanied
by iron sulphides (marcasite, pyrite), cadmium
(greenockite), calcite (calcium carbonate) and
baryte (barium sulphate) (Cabała 2009). In the
weathering zone, sulphides are easily oxidised
and form secondary carbonates, zinc silicates
(calamine) and lead silicates (cerussite) (Rybak
and Wójcik 2009). This type of deposit was
surface-mined in Bolesław, Ujków Stary and
Krążek (Cabała and Konstantynowicz 1999).
Soils
The soils of Olkusz are highly diverse.
Among the most common are regosols, poorly
developed quartz-silicate soils, carbonate-free
soils, podzols, hydrogenic soils, alluvial and
industrial soils (Gruszczyński et al. 1990).
The most common soils are formed on Quaternary sands, clays and loess (Cabała 2009).
The entire area also has small patches of
skeletal soils formed from limestone (Kiryk
and Kołodziejczyk 1978). Also very diverse
is the mechanical composition of the soil,
including sand, loam, clayey and dust soils
(Lazar 1962; Cabała 2009). The prevailing
soils are dry, low-sorption and nutrient-poor
(low nitrogen and phosphorus), and of little
utility (Cabała 1990; Jędrzejczyk 2004). The
OOR soils have exceptionally high concentrations of heavy metals, significantly deviating
from the natural levels found in Polish soils
(Anonymous 2004; Niklińska et al. 2005;
Trafas et al. 2006; Pasieczna and Lis 2008;
Kicińska 2009; Kapusta et al. 2011; Kapusta
et al. – Chapter 13, this volume). Their sources
are natural and anthropogenic. Soils developed
on weathered, shallowly buried ore-bearing
dolomites are naturally enriched in metals,
and centuries of exploitation and processing
of metal-rich ores constitute the anthropogenic
source. Contemporary processing of ores produced high emissions of pollutants and contaminated the soil over a wide area. Disposal of
flotation tailings in settling ponds, consisting
mostly of fine-grained fractions easily carried
by the wind, are a secondary source of soil contamination (Bauerek et al. 2009; Cabała 2009).
In the Olkusz region the soils richest in zinc,
lead and cadmium (calamine soils) are found
at sites of historical and modern ore extraction and processing: Bolesław, Ujków Stary,
Bukowno, Stary Olkusz, and the vincinity of
the Bolesław smelter and the Pomorzany mine
(Pasieczna and Lis 2008).
Flora and fauna
The Olkusz region is used for agricultural
purposes to a large extent, much of the area is
covered by forests, and the remaining parts are
built-up areas and wastelands. Mostly cereals,
potatoes and forage are cultivated. Meadows
and pastures occupy part of the fields. Some of
the arable land is abandoned or is undergoing
planned or natural afforestation.
The huge impact of mining and ore processing on the Olkusz region has shaped its
contemporary flora. The landscape and the
functioning of aquatic and terrestrial ecosystems have been altered drastically in areas
where Zn-Pb ore has been mined (Woźniak
and Kompała 2001; Zawada 2007). Old forests have been replaced by young species-poor
greenwoods whose presence is due to remediation of parts of this area. The young age
of forests is also related to the history of fires,
sand quarrying, and afforestation of inactive gravel pits. On the other hand, humancaused changes of the natural environment
in the Olkusz area have also promoted the
development of the flora of this region. The
opening of new habitats, the diversification
of substrate chemistry and the formation of
artificial terrain (various kinds of slag heaps)
have enriched the species composition of the
region. There are many legally protected species; the abundance of some of them is attributable to the presence of large wasteland areas
where they can freely spread (Nowak et al.
2011; Nowak et al. – Chapter 8, this volume).
At sites where calamine waste is deposited the
only Polish calamine turfs have developed;
species tolerant of high levels of metals in
the soil occur there (Grodzińska and SzarekŁukaszewska 2002; Jędrzejczyk-Korycińska
2006; Szarek-Łukaszewska and Grodzińska
2008, 2011; Kapusta et al. 2010; Kowolik
et al. 2010). The value of those sites has been
recognised: two sites particularly rich in calamine species have been placed under protection as Natura 2000 areas (Szarek-Łukaszewska
and Grodzińska 2008; Kapusta et al. 2010;
Jędrzejczyk-Korycińska – Chapter 15, this
volume).
Bibliographic data on the flora of this area
were included in the monograph The vascular
plants of the Olkusz Ore-bearing Region (Nowak
et al. 2011) and are also given in several chapters of this book.
The varied environmental conditions of
the region create favourable conditions for
animals. There are wild boar, deer, hares,
and even some moose and beavers. There are
also voles, squirrels, muskrats, raccoon dogs
and a few ermines. Nineteen of the 21 bat
species recorded from Poland can be found
there. There is a rich bird fauna, including
owls and eagle-owls, and a station of the black
stork in the vicinity of Laski. Amphibians
(e.g. salamanders) and reptiles (e.g. common
European viper) have also been noted in
the area (Dziechciarz 2002; Sawicki and
Szlęzak 2012).
21
References
Anonymous. 2004. Program Ochrony Środowiska
dla Powiatu Olkuskiego. Zarząd Powiatu Olkuskiego. http://www.jura.eko.org.pl/doc/srodowisko/Powiat_Olkuski.pdf.
Anonymous. 2005. Program Ochrony Środowiska Gminy Bolesław (na lata 2004–2015).
Instytut Gospodarowania Odpadami Sp. z o.o.
w Katowicach.
Baic I., Zasucha J., Jarema-Suchorowska S.,
Adam
czyk Z., Wacławik B., WitkowskaKita B., Rolka M., Karuga S., Paluchiewicz Z., Gwoździewicz B. 2004. Program
ochrony środowiska dla powiatu olkuskiego.
Instytut Mechanizacji i Górnictwa Skalnego,
Centrum Gospodarki Odpadami, Oddział
Zamiejscowy w Katowicach, Katowice.
Bauerek A., Cabała J., Śmiejs-Król B. 2009. Mineralogical alternations of Zn-Pb flotation waste
of the Mississippi Valley Type ores (Southern
Poland) and their impact on contamination
of rain runoff. Polish Journal of Environmental
Studies 18(5): 781–788.
Cabała J. 2009. Metale ciężkie w środowisku
glebowym olkuskiego rejonu eksploatacji rud
Zn-Pb. Prace naukowe Uniwersytetu Śląskiego
2729.
Cabała J., Konstantynowicz E. 1999. Charakterystyka śląsko-krakowskich złóż cynku
i ołowiu i perspektywy eksploatacji tych rud.
Perspektywy geologii złożowej i ekonomicznej
w Polsce. Prace naukowe Uniwersytetu Śląskiego
1809: 76–98.
Cabała S. 1990. Zróżnicowanie i rozmieszczenie
zbiorowisk leśnych na Wyżynie Śląskiej. Prace
naukowe Uniwersytetu Śląskiego 1068.
Dziechciarz O. 2001. Przewodnik po ziemi olkuskiej: Gminy Bolesław, Bukowno, Sławków.
Agencja Promocji OK, Olkusz.
Dziechciarz O. 2002. Przewodnik po ziemi olkuskiej: historia, zabytki i inne atrakcje ziemi olkuskiej. Tom 1. Gmina Olkusz. Neon. Olkuska
Agencja Rozwoju, Olkusz.
22
Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G. 2002.
Hałdy cynkowo-ołowiowe w okolicach Olkusza
– przeszłość, teraźniejszość, przyszłość. Kosmos
51(2): 127–138.
Gruszczyński S., Trafas M., Żuławski C. 1990.
Charakterystyka gleb w rejonie Olkusza.
Zeszyty Naukowe AGH 1368. Sozologia i sozotechnika 32: 113–122.
Witkowska-Kita
Jędrzejczyk M. 2004. Zróżnicowanie flory naczyniowej obszarów galmanowych Monokliny Śląsko
Krakowskiej. Rozprawa doktorska. Wydział
Biologii i Ochrony Środowiska. Uniwersytet
Śląski, Katowice (msc).
Jędrzejczyk-Korycińska M. 2006. Głos w sprawie
metalofitów na obszarach galmanowych. In:
Warsztaty “Roślinność i jej znaczenie w terenach
pogórniczych (cynkowo-ołowiowych). Zakład
Ekologii Instytutu Botaniki im. W. Szafera
PAN, Kraków.
Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Godzik B. 2010. Murawy galmanowe
okolic Olkusza (południowa Polska) i problemy ich ochrony. Chrońmy Przyrodę Ojczystą
66(1): 27–34.
Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Stefanowicz A.M. 2011. Direct and indirect effects of
metal contamination on soil biota in a Zn-Pb
post-mining and smelting area (S Poland).
Environmental Pollution 159: 1516–1522.
Kicińska A. 2009. Arsen i tal w glebach i roślinach
rejonu Bukowna. Ochrona środowiska i zasobów
naturalnych 40: 199–207.
Kiryk F., Kołodziejczyk R. (Eds.) 1978. Dzieje
Olkusza i regionu olkuskiego. Tom I, PWN,
Warszawa–Kraków.
Kondracki J. 2009. Geografia regionalna Polski.
PWN, Warszawa.
Kotlicka N. 1978. Charakterystyka geograficzna
obszaru, pp. 14–19. In: Poszukiwanie rud cynku
i ołowiu na obszarze śląsko-krakowskim. Prace
Instytutu Geologicznego LXXXIII. Wydawnictwa Geologiczne, Warszawa.
Kowolik M., Szarek-Łukaszewska G. Jędrzej
czyk-Korycińska M., 2010. Użytek ekologiczny
“Pleszczotka górska” w cynkowo-ołowiowym terenie górniczym – potrzeba aktywnej ochrony.
Chrońmy Przyrodę Ojczystą 66: 35–38.
Romer E. 1949. Regiony klimatyczne Polski. Prace
Wrocławskiego Towarzystwa Naukowego.
Seria B., tom 6, nr 20, Wrocław.
Kruczała A. 2000. Atlas klimatu województwa śląskiego. IMGW, Katowice.
Rybak A., Wójcik A.J. 2009. Górnictwo galmanu
na terenie Strzemieszyc w XIX wieku, pp.
282–296. In: Dzieje górnictwa – element europejskiego dziedzictwa kultury. Oficyna Wydawnicza Politechniki Wrocławskiej, Wrocław.
Książkiewicz M., Samsonowicz J., Rühle E.
1965. Zarys geologii Polski. Wydawnictwa Geologiczne 379, Warszawa.
Lazar J. 1962. Gleby województwa katowickiego.
ŚIN, PWRiL, Warszawa.
Lorenc H. 2005. Atlas klimatu Polski. Instytut
Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Warszawa.
Molenda D. 1963. Górnictwo kruszcowe na terenie
złóż śląsko-krakowskich do połowy XVI wieku.
Studia i materiały z Historii Materialnej XV,
Studia dziejów Górnictwa i Hutnictwa VIII.
Ossolineum, Wrocław–Warszawa–Kraków.
Ney R. 1997. Surowce mineralne Polski. Surowce
metaliczne: Cynk, Ołów. Wydawnictwo Centrum PPGSSiE PAN, Kraków.
Niedzielski B., Szostek L. 1980. Olkuski region
złożowy. Zarys budowy geologicznej. In:
Warunki hydrologiczne złóż rud cynku i ołowiu
regionu śląsko-krakowskiego. Prace Instytutu
Geologicznego, Warszawa.
Niklińska M., Chodak M., Laskowski R. 2005.
Ekologiczne metody oceny skutków zanieczyszczenia gleb. Agencja Wydawniczo-Poligraficzna
“ART-TEKST”, Kraków.
Nowak W. 1978. Środowisko geograficzne, pp.
1–14. In: F. Kiryk, R. Kołodziejczyk (Eds.)
Dzieje Olkusza i regionu Olkuskiego. PWN,
Warszawa–Kraków.
Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Korycińska M., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B.
2011. The vascular plants of the Ore-bearing Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego Okręgu
Rudnego]. W. Szafer Institute of Botany, Polish
Academy of Sciences, Kraków.
Pasieczna A., Lis J. 2008. Environmental geochemical mapping of the Olkusz 1:25000 scale
map sheet, Silesia-Cracow region, southern
Poland. Geochemistry: Exploration, Environment, Analysis 8: 1–8.
Sawicki T., Szlęzak P. (Eds.) 2012. Bolesław i okolice. Urząd Gminy w Bolesławiu, Centrum
Kultury im. Marii Płonowskiej w Bolesławiu.
F.H.U. Alias Robert Leniartek.
Smakowski T.J. 1992. Geological prognosis of
potential zinc and lead resources for Triassic
formations in the Silesian-Cracow Region in
southern Poland. Mathematical Geology 24(6):
693–703.
Sokołowski J. 1990. Geologia regionalna i złożowa
Polski. Wydawnictwa Geologiczne, Warszawa.
Stefanowicz A.M., Niklińska, M., Kapusta P.,
Szarek-Łukaszewska G. 2010. Pine forest
and grassland differently influence the response
of soil microbial communities to metal contamination. Science of the Total Environment
408: 6134–6141.
Stupnicka E. 2007. Geologia regionalna Polski.
Wydawnictwo Uniwersytetu Warszawskiego,
Warszawa.
Sylwestrzak H. 1998. Galena: minerał ołowiu,
kruszec ołowiu i srebra. Państwowy Instytut
Geologiczny, Warszawa.
Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K. 2008.
Naturalna roślinność w rejonach starych zwałowisk odpadów po górnictwie rud Zn-Pb
w okolicy Bolesławia i Bukowna (region śląsko-krakowski, południowa Polska). Przegląd Geologiczny 56(7): 528–531.
Grasslands of a Zn-Pb post-mining area
(Olkusz Ore-bearing Region, S Poland). Polish
Botanical Journal 56(2): 245–260.
Szczypek T. 1997. Warunki naturalne. In: K. Ro
stański (Ed.) Przyroda województwa katowickiego. Wydawnictwo Kubajak, Krzeszowice.
23
Szczypek T., Wika S., Woźniak G. 1995. Walory
przyrodnicze i propozycje nowych obiektów
chronionych na obszarze między Krzykawką
a Błędowem, pp. 141–164. In: Środowisko
naturalne Wyżyny Śląsko-Wieluńskiej. Materiały
4 Sympozjum Jurajskiego, Dąbrowa Górnicza.
Szulc J. 2008. Trias obszaru śląsko-krakowskiego.
Materiały 42 Sympozjum Speleologicznego.
Sekcja Speleologiczna Polskiego Towarzystwa
Przyrodników im. M. Kopernika.
Trafas M., Eckes T., Gołda T. 2006. Lokalna
zmienność zawartości metali ciężkich w glebach okolicy Olkusza. Inżynieria Środowiska
11(2): 127–144.
Wierzbicka M. 2002. Hałda – laboratorium bio
loga. Kosmos 51(2): 123–124.
Wierzbicka M. (Ed.) 2015. Ekotoksykologia –
rośliny, gleby, metale. Wydawnictwa Uniwersytetu Warszawskiego, Warszawa. (in press)
Wika S., Szczypek T. 1990. Szata roślinna Olkuskiego Okręgu Rudnego. Zeszyty Naukowe
AGH 1368. Sozologia i sozotechnika 32:
163–181.
Woźniak G., Kompała A. 2001. Ekologiczny
potencjał nieużytków poprzemysłowych jako
podstawa ich biologicznej regeneracji. Warsztaty
2001. Przywracanie wartości użytkowej terenom
górniczym. Uniwersytet Śląski, Katowice.
Zawada K. 2007. Wartości i możliwości wykorzystania terenów poprzemysłowych rejonu Olkusza.
Czasopismo Techniczne. Wydawnictwa Politechniki Krakowskiej, Kraków.
2
Ogólna charakterystyka regionu olkuskiego
Barbara Godzik
botany.pl
Położenie geograficzne
Region olkuski jest jednym z trzech, obok
chrzanowskiego i bytomskiego, obszarów występowania złóż cynkowo-ołowiowych (Zn-Pb) na Wyżynie Śląsko-Krakowskiej (Molenda 1963). Zgodnie
z podziałem Kondrackiego (2009) ten najzasobniejszy obszar złożowy (Niedzielski i Szostek 1980) położony jest we wschodniej części mezoregionu
zwanego Garbem Tarnogórskim. Wchodzi on
w skład makroregionu Wyżyny Śląskiej, oddzielonej
od Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej progiem
kuesty, biegnącym od Żurady poprzez Olkusz do
Klucz (Dziechciarz 2001) (Ryc. 1). Obszar ten charakteryzuje się łagodną, ale urozmaiconą rzeźbą
terenu z najniżej położoną doliną Białej Przemszy
(270 m n.p.m.) i wzniesieniami sięgającymi
500 m n.p.m. Najwyższe wzniesienie powiatu olkuskiego to Wysokie Przymiarki (482,6 m n.p.m.).
Wzgórza w okolicach Olkusza (zwane Grzędami
Olkuskimi) są spłaszczone i osiągają 50–100 m
n.p.m. W tym terenie spotkać można liczne ostańce
skalne, a także jaskinie. Najbliżej Olkusza położona
jest jaskinia Wierzchowska Górna. Jednym z ciekawszych miejsc jest położona we wschodniej części
Wyżyny Śląskiej Pustynia Błędowska, zwana „polską
Saharą”. W północno-zachodniej części regionu
(okolice Krzykawy) zalegają lessy, porozcinane
w wyniku procesów denudacyjnych licznymi wąwozami i parowami (Szczypek i in. 1995; Dziechciarz 2002; Nowak i in. 2011).
Działalność wydobywcza i przetwórcza rud
Zn-Pb pozostawiła wyraźne piętno na powierzchni
badanego obszaru. Naturalna rzeźba terenu w ciągu
wielowiekowej aktywności górniczej uległa deformacjom. Z jednej strony liczne są tu doły poeksploatacyjne, wyrobiska, leje zapadliskowe, a z drugiej
dominują sztuczne wyniesienia terenu w postaci
hałd odpadów pogórniczych i hutniczych i pagóry
powstałe z odrzuconego materiału płonnego (Wierzbicka 2002; Godzik i Woch – Rozdział 3 i Woch –
Rozdział 4, niniejszy tom). Naziemne składowiska
odpadów mają różną wielkość i kształt: od małych
kopczyków i stożków, poprzez długie, często nieregularne wały wyniesione na około 25 metrów
ponad powierzchnię. Eksploatacja piasków podsadzkowych dla górnictwa i kopalnie kruszywa zdeformowały krajobraz pozostawiając również wiele
głębokich, rozległych dołów na całym obszarze. Są
one zalesiane lub wypełniane wodą i pełnią funkcję
rekreacyjną (Kotlicka 1978). Wszystkie te obiekty
stanowią nieodłączny dzisiaj, ale nienaturalny element krajobrazu. Elementem sztucznym są też
liczne szlaki transportowe, w tym droga krajowa 94
Kraków–Wrocław i linia kolejowa Katowice–Kielce
oraz szerokotorowa magistrala siarkowa.
Badaniami w ramach realizacji projektu pt.
„Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie
dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych” („Vegetation of
25
areas”) (MF EOG PL0265) objęto fragment Olkuskiego Okręgu Rudnego (OOR) – obszar górniczy
o powierzchni 48 km2 położony między miejscowościami Krze, Laski, Olkusz i Bukowno (Ryc. 2).
Był to obszar w kształcie prostokąta o wymiarach
8 × 6 km, którego położenie opisują następujące
współrzędne geograficzne: 19°25′–19°32′E oraz
50°15′–50°19′N. Pod względem administracyjnym
OOR leży w północno-zachodniej części województwa małopolskiego, w powiecie olkuskim
obejmując całą gminę Bolesław, północną część
gminy Bukowno i zachodni kraniec gminy Olkusz.
W centralnej części OOR znalazły się tereny dawnej
i aktualnej działalności związanej z wydobyciem
i przetwarzaniem rud cynku i ołowiu, natomiast na
obrzeżach – lasy sosnowe i kopalnie piasku posadzkowego (od strony wschodniej i południowej) oraz
tereny rolnicze (od strony zachodniej i północnej).
Opis tego terenu można znaleźć także w szeregu
publikacjach, m.in. Stefanowicz i in. 2010; Kapusta
i in. 2011; Nowak i in. 2011; Wierzbicka 2015.
Klimat
Zgodnie z regionalizacją klimatyczną Romera
(1949) region olkuski położony jest w zasięgu
klimatu Wyżyn Środkowych, w krainie Śląsko-Krakowskiej. Warunki atmosferyczne są wynikiem napływu mas powietrza arktycznego,
subtropikalnego, skrajnie morskiego i skrajnie
kontynentalnego (Lazar 1962; Jędrzejczyk 2004).
Średnia roczna temperatura wynosi 8°C i jest
zróżnicowana w zależności od ukształtowania
terenu: chłodniejsze są dna dolin i wzniesienia.
Najniższe temperatury osiągają wartość −31°C,
a najwyższe +35°C (Szczypek 1997). Na całym
obszarze przeważają wiatry zachodnie, głównie
słabe i umiarkowane. Duży udział jest też wiatrów południowo-zachodnich i północno-zachodnich (Jędrzejczyk 2004). Roczne opady w gminie
Olkusz wynoszą około 700–800 mm. Najwięcej
opadów występuje w okresie od czerwca do września, najmniej w lutym, marcu i październiku
(Dziechciarz 2002). Sezon wegetacyjny trwa 200–
210 dni (Anonymous 2004).
Duża liczba cisz (24% w ciągu roku), które najczęściej notowane są w sierpniu i we wrześniu oraz
mała prędkość wiatru, sprzyja utrzymywaniu się
26
zanieczyszczeń powietrza wpływając niekorzystnie
na mikroklimat. Znaczne zapylenie powoduje osłabienie dopływu bezpośredniego promieniowania
słonecznego, co przejawia się zwiększeniem liczby
dni pochmurnych w ciągu roku (Nowak 1978;
Kruczała 2000; Baic i in. 2004; Lorenc 2005).
Warunki hydrologiczne
Rejon olkuski położony jest w całości w dorzeczu Wisły. Sieć hydrograficzna jest bardzo uboga,
co jest wynikiem specyficznej budowy geologicznej (przepuszczalne piaski i lessy czwartorzędowe,
liczne spękania wietrzeniowe i tektoniczne skał
mezozoicznych) i warunków hydrogeologicznych,
które sprzyjają przesiąkaniu wody w głąb podłoża.
Głównym ciekiem odwadniającym północną część
regionu jest Biała Przemsza. Wody z południa odprowadza rzeka Sztoła. Gmina Bolesław położona
jest w zlewni Białej Przemszy, a szczególnie jej
lewobrzeżnych dopływów, tj. rzeki Białej i potoków Warwas i Struga. Biała obecnie prowadzi
wody kopalniane. W rejonie Krzykawki i Lasek
tworzy malownicze meandry, rozlewiska i bagna.
Nieliczne są oczka wodne lub niewielkie stawy,
jak np. w Krążku, Małobądzu, czy staw w Starej
Wsi. Wody powierzchniowe zajmują niespełna 1%
powierzchni gminy Bolesław (Anonymous 2005).
Część mniejszych cieków powierzchniowych
jest sztuczna. Są to cieki odwadniające kopalnie
rud, jak np. uregulowany Kanał Dąbrówka i Kanał
Baba oraz częściowo uregulowany Kanał Sztolnia.
Antropogenicznym ciekiem była również Sztolnia
Ponikowska, obecnie prawie w całym swoim biegu
wyschnięta. Poszukiwania i eksploatacja górnicza,
a także pobór wód do celów wodociągowych spowodował głębokie zaburzenia stosunków wodnych
(Baic i in. 2004; Anonymous 2004). Niektóre
cieki powierzchniowe mogą być zanieczyszczone
w wyniku procesów wietrzenia i wypłukiwania
odpadów metalonośnych przez kwaśne wody pokopalniane (Bauerek i in. 2009).
Budowa geologiczna
Ze względów geologicznych region olkuski
zaliczany jest do Monokliny Śląsko-Krakowskiej (Sokołowski 1990; Wika i Szczypek 1990;
Jędrzejczyk 2004). Wyróżnić tu można trzy piętra
strukturalne: 1. sfałdowane utwory paleozoiczne,
2. mezozoiczne utwory tworzące monoklinę i 3.
pokrywowe utwory kenozoiczne (Nowak 1978).
Osady paleozoicznego piętra strukturalnego charakteryzuje znaczna miąższość. Wychodzą one na
powierzchnię między Bukownem a Sławkowem. Są
to skały osadowe karbonu górnego złożone z piaskowców i łupków (Stupnicka 2007). Z utworami
triasowymi lokalnie związane są rudy cynkowo-ołowiowe, które występują jako żyły w wapieniach muszlowych i dolomitach (Książkiewicz i in.
1965; Smakowski 1992; Cabała 2009). Utwory
czwartorzędowe są zróżnicowane litologicznie, nie
tworzą ciągłej warstwy, a ich miąższość jest zróżnicowana od kilku do kilkunastu metrów, przekraczając 60 metrów w dorzeczu Przemszy (Cabała
i Konstantynowicz 1999; Stupnicka 2007). Występują na warstwach mezozoicznych jako fluwioglacjalne i eoliczne osady plejstocenu i holocenu
(Cabała 2009).
Olkuskie złoża są najbogatszym z trzech obszarów występowania w Polsce rud Zn-Pb. Najdalej na zachód położone są złoża pod Bytomiem
i Tarnowskimi Górami, na granicy Monokliny
Śląsko-Krakowskiej występują w rejonie Zawiercia,
Olkusza i Chrzanowa (Ney 1997; Szulc 2008).
Będące przedmiotem eksploatacji w rejonie olkuskim pokłady rudne są rozprzestrzenione na dużych
obszarach. W obrębie dolomitów kruszconośnych
tworzą ławice, soczewy, wypełniają kieszenie krasowe (Sylwestrzak 1998). Na obrzeżach mają one
postać soczewkowo-gniazdowych ciał (kopalnia Pomorzany, złoża zawierciańsko-siewierskie). Gniazdowe ciała rudne występują też w dolomitach retu
na obszarze złoża Bolesław (Cabała 2009).
Skład mineralny rud Zn-Pb jest w złożu
zwykle znacznie zróżnicowany, co jest wynikiem
historii ich formowania (Ney 1997). Podstawowe
użyteczne rudy budują siarczki cynku (sfaleryt,
wurcyt β) oraz siarczek ołowiu (galena) z wysoką
zawartością srebra. Minerałom tym towarzyszą
siarczki żelaza (markasyt, piryt) oraz kadmu (grenokit), a także kalcyt (węglan wapnia) i baryt (siarczan baru) (Cabała 2009). W strefie wietrzeniowej
siarczki łatwo ulegają utlenieniu i tworzą wtórne
węglany oraz krzemiany cynku (galmany) i ołowiu
(cerusyt) (Rybak i Wójcik 2009). Tego typu złoża
eksploatowano metodą odkrywkową w Bolesławiu,
Ujkowie Starym i Krążku (Cabała i Konstantynowicz 1999).
Gleby
Gleby gminy Olkusz charakteryzują się dużym
zróżnicowaniem. Do najczęściej spotykanych należą
gleby: inicjalne luźne, słabo wykształcone kwarcowo-krzemianowe bezwęglanowe, bielicoziemne,
hydrogeiczne i napływowe oraz industrioziemne
(Gruszczyński i in. 1990). Najczęściej występują
gleby wytworzone na czwartorzędowych piaskach, glinach i lessach (Cabała 2009). Na całym
obszarze, w niewielkich płatach występują też
gleby szkieletowe wytworzone ze skał wapiennych
(Kiryk i Kołodziejczyk 1978). Skład mechaniczny
gleb jest bardzo zróżnicowany. Spotykamy tu gleby
piaszczyste, gliniaste, ilaste i pyłowe (Lazar 1962;
Cabała 2009). Przeważają gleby suche, o niskiej
sorpcji, ubogie w składniki odżywcze (azot i fosfor)
i dlatego mają one niską wartość użytkową (Cabała
1990; Jędrzejczyk 2004).
Gleby rejonu olkuskiego charakteryzują się
wyjątkowo wysokimi stężeniami metali ciężkich,
znacząco odbiegającymi od naturalnych zawartości w glebach Polski (m.in. Anonymous 2004;
Niklińska i in. 2005; Trafas i in. 2006; Pasieczna
i Lis 2008; Kicińska 2009; Kapusta i in. 2011;
Kapusta i in. – Rozdział 13, niniejszy tom). Ich
źródłem są czynniki naturalne i antropogeniczne.
Gleby wytworzone na zwietrzałych, płytko zalegających dolomitach kruszconośnych są z natury
wzbogacone w metale, natomiast źródłem antropogenicznym jest wielowiekowa eksploatacja
i przeróbka rud bogatych w metale. Współczesne
przetwarzanie rud spowodowało wysokie emisje
zanieczyszczeń do atmosfery i zanieczyszczenie gleb
na znacznym obszarze. Wtórnym źródłem zanieczyszczenia gleb jest składowanie odpadów poflotacyjnych w stawach osadowych, które w dużej
mierze zbudowane są z frakcji drobnoziarnistych
i w związku z tym są łatwe do przenoszenia przez
wiatr (Bauerek i in. 2009; Cabała 2009). Gleby najbogatsze w cynk, ołów i kadm (gleby galmanowe)
występują w tym obszarze w miejscach historycznego i współczesnego wydobycia i przeróbki rud, tj.
w okolicach Bolesławia, Ujkowa Starego, Bukowna,
27
Starego Olkusza, okolicy huty Bolesław i kopalni
Pomorzany (Pasieczna i Lis 2008).
Szata roślinna i fauna
Powiat olkuski w dużej mierze użytkowany
jest rolniczo, sporą część powierzchni zajmują lasy,
a pozostałą część stanowią tereny zabudowane i nieużytki gospodarcze. Na gruntach ornych uprawia
się głównie zboża, ziemniaki i rośliny pastewne,
znaczną ich część zajmują łąki i pastwiska. Obecnie
część pól uprawnych jest porzucona, zalesiana przez
człowieka lub w wyniku spontanicznej sukcesji.
Ogromny wpływ, jaki miała działalność górnicza i przetwórstwo rud ukształtowała współczesny
obraz szaty roślinnej okolic Olkusza. W rejonie
wydobycia rud Zn-Pb całkowicie został zmieniony krajobraz i funkcjonowanie ekosystemów
wodnych i lądowych (Woźniak i Kompała 2001;
Zawada 2007). Działalność gospodarcza spowodowała, że w miejscu starych drzewostanów pojawiły
się ubogie w gatunki młodniki, których obecność
jest związana z rekultywacją niektórych części tego
terenu. Niski wiek drzewostanów spowodowany
jest też z historią pożarów, pozyskaniem piasku
i zalesianiem nieczynnych piaskowni.
Paradoksalnie głębokie przemiany środowiska
naturalnego rejonu olkuskiego, będące wynikiem
działalności gospodarczej człowieka, miały także
pozytywny wpływ na rozwój roślinności tego
regionu. Otworzenie się nowych siedlisk, zróżnicowanie składu chemicznego podłoża, powstawanie
sztucznych obiektów (różnego rodzaju hałd) spowodowało wzbogacenie składu gatunków występujących w okolicach Olkusza. Mnogość gatunków
prawnie chronionych i obfitość z obecnością niektórych z nich jest związana z występowaniem
dużych połaci nieużytków, gdzie mogą się bez przeszkód rozprzestrzeniać (Nowak i in. 2011; Nowak
i in. – Rozdział 8, niniejszy tom). Wtórne miejsca
deponowania odpadów galmanowych są obszarami,
gdzie rozwijają się jedyne w Polsce murawy galmanowe, które budują gatunki tolerujące lub przywiązane do wysokich poziomów metali w podłożu
(Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2002; Jędrzejczyk-Korycińska 2006; Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2008, 2011; Kapusta i in. 2010; Kowolik
i in. 2010). Ich wartość została dostrzeżona i dzisiaj
dwa z nich, szczególnie bogate w gatunki galmanowe, zostały objęte ochroną w postaci obszarów
Natura 2000 (Szarek-Łukaszewska i Grodzińska
2008; Kapusta i in. 2010; Jędrzejczyk-Korycińska
– Rozdział 15, niniejszy tom).
Liczne dane bibliograficzne dotyczące szaty
roślinnej zostały zawarte w monografii The vascular
plants of the Olkusz Ore-bearing Region (Nowak i in.
2011). Podano je również w poszczególnych rozdziałach niniejszej książki.
Zróżnicowane warunki środowiskowe stwarzają dogodne warunki dla egzystencji zwierząt.
Występują tu dziki, sarny, zające, a nawet pojedyncze łosie i bobry. Są też norniki, wiewiórki, piżmaki, jenoty i nieliczne gronostaje. Spotkać można
większość notowanych w Polsce gatunków nietoperzy (19 spośród 21). Bogata jest fauna ptaków
(wśród nich puchacze i sowy, znane jest jedno
stanowisko bociana czarnego w okolicach Lasek),
notowane są płazy (np. salamandra) i gady (np.
żmija zygzakowata) (Dziechciarz 2002; Sawicki
i Szlęzak 2012).
3
History of mining in the Olkusz region
Barbara Godzik1, Marcin W. Woch2
1
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: b.godzik@
botany.pl
2
Institute of Biology, The Pedagogical University of Cracow, 2 Podchorążych St., 30-084 Kraków, e-mail: jurania@
up.krakow.pl
The rich silver, lead and zinc deposits in the
Silesia-Cracow region supported one of Europe’s
oldest mining areas. Archaeological data document the use of silver by the Celts in coinage and
art in the La Tène phase (400 BC to early AD)
(Liszka and Świć 2004). The favourable conditions of ore deposition and its easy availability
suggest that primitive mining was done in the
Olkusz area much earlier, already in the Hallstatt (700–400 BC). The increased lead content
of peat layers dating back to the 9th century
indicates that lead mining and metallurgy went
on at least since that time (Rozmus 2010). An
earthen vessel with more than a hundred silver
coins and two pieces of silver, probably from the
11th–12th centuries, was found in a cave called
Jaskinia Okopy Wielka Dolna (Ginter 1978).
Chemical analyses of the cast silver used in
jewelry during this period confirm that the raw
material came from indigenous deposits (Koziorowska 2002).
The first written mention of deposits in the
Silesia-Cracow region, a document relating to
extraction of silver, dates from the second half of
the 12th century (Ex Commisso nobis a Deo, Bull
of the Archbishop of Gniezno, 1136) (Molenda
1963; Grzechnik 1978; Sass-Gustkiewicz et al.
2001; Cabała and Sutkowska 2006). The town
of Bytom played the most important role in
exploitation of silver and lead ores in Silesia,
dating back to the 11th century. Further east
in Lesser Poland, Olkusz and nearby Sławków
played that role (Molenda 1963). From the
Middle Ages on, mining in Olkusz was widely
renowned in Poland and elsewhere in Europe,
as indicated by ore mining privileges granted
by medieval rulers (Jaroś 1957) and also by
preserved documents from distant parts of
Poland written by Łukasz Opaliński and also
by foreigners including Georgius Agricola
(1556), Peter Albinus (1589–1590) and papal
nuncios (Molenda 1972).
The heyday of opencast mining during the
12th and 13th centuries, associated with lead
ore extraction and processing, brought many
immigrants to the area. They were enticed by
numerous privileges accorded to ore miners,
specialists and settlers (Molenda 1963; Cabała
and Sutkowska 2006). In 1374, Queen Elżbieta Łokietkówna granted mining privileges
to Olkusz, guaranteeing settlers the right to
prospect, mine and smelt ores for a period of
29
six years, while requiring the miners to donate
part of the yield to the royal treasury. These
privileges were extended by King Władysław
Jagiełło in 1426, with regulations related to
the management of open-pit mining (Molenda
1963; Liszka and Świć 2004). Successive rulers
(Kazimierz Jagiellończyk, Zygmunt III Waza,
Stefan Batory) also promoted the lead and
silver industry, granting numerous privileges
to miners (Roś 2009).
Several stages can be distinguished in the
history of ore mining in the Olkusz region. The
stages are related to the type of ore sourced, the
different methods of extraction, and especially
the development of new drainage techniques
that allowed deeper deposits of metals to be
exploited. The first period, from the 12th to the
16th centuries, is associated with exploitation of
galena, from which lead (86.6% Pb) and silver
were obtained. The oldest document about
production of lead and extraction of silver from
galena dates from the 13th century (1257) and
mentions Olkusz (the original Stary (“old”)
Olkusz mining settlement). Excavations carried
out in Stary Olkusz indicate that a production
settlement probably functioned in the early
Middle Ages (11th and turn of 12th/13th centuries), later buried by the sands of the Pustynia
Błędowska desert (Rozmus 2010). The secondlargest mining centre, next to Olkusz, was the
town of Sławków and its adjoining settlements
including the then-village of Bolesław. Proof
that Sławków initially was the largest town in
the Silesia-Cracow region and was known for
its lead extraction are the names of main streets
(Sławkowska Street) in the largest cities in the
south (Kraków and Wrocław), which ran in
the direction of Sławków. Those street names
had already been given when these cities were
founded in 1257 and 1242 respectively (Wyrozumski 2011). In Sławków itself there were
several mines still operating in the 15th century
(Fig. 1). They were rather small, usually with
30
one pit-shaft, rarely two. In the 16th century,
raw material was obtained from more than 70
active mines in an area of about 7 hectares
bordering Olkusz; operations included digging
through old dumps.
Fig. 1. Panorama of Sławków by Matthias Gerung,
16th century. In the foreground are smelters that operated during this time on the banks of the Przemsza river
(source: Wikimedia Commons)
Ryc. 1. Panorama Sławkowa Matthiasa Gerunga w XVI
wieku. Na pierwszym planie widoczne czynne w tym czasie
huty zlokalizowane nad brzegiem Przemszy (źródło: Wikimedia Commons)
This area was of great importance as a mining centre, yielding 500–700 tons of lead annually. Fire-heated rocks were broken or crushed
with pickaxes or hammers (Kamieński 1975).
In the 14th century Olkusz was chartered as an
autonomous mining town. During this period
mining also went on in Bolesław, Tłukienka,
Starczynów, Niesułowice and Gorenice, and in
the 16th century also in Krzykawa, Kozioł and
around Sławków. The development of mining
was significantly affected by complex ownership relations. The Olkusz iron-bearing area
Fig. 2. Medieval extraction of ores. Annaberger Bergaltar
“Anagoria” (1521). Replica: Deutsches Bergbaumuseum
Bochum (source: Wikimedia Commons)
Ryc. 2. Średniowieczne wydobycie rud. Annaberger Bergaltar „Anagoria” (1521). Replik: Deutsches Bergbaumuseum Bochum (źródło: Wikimedia Commons)
was divided between the Bishopric of Cracow,
the state treasury, Rabsztyn County, and royal
holdings (Molenda 1963; Krygier et al. 1971).
Technological limitations initially restricted
mining to the richest deposits located above
the water table, buried at shallow depth or
even lying on the surface; the main aim of
mining was to obtain lead, and a little later
also silver (Molenda 1963; Liszka and Świć
2004; Przeniosło et al. 2006; Roś 2009). The
earliest mining was based on extraction of
ore from small depressions (Fig. 2). Ore was
processed and metals were smelted out close
to the mines (Fig. 3). The oldest medieval
mines usually had a central pit-shaft with two
or three more around it within a distance of
24 metres (Fig. 4). The square or rectangular
pit-shafts were small, 1–1.5 metres wide, and
were often protected with a wooden cover.
Winding exploration galleries were dug from
the pit-shaft at different levels; often they were
only half a metre high. These pit-shafts and
the 24-metre circle around them made up the
basic mining unit (Molenda 1978). The galleries extending from the pit-shaft were maintained for a few years until the most profitable
deposits were exhausted (Krygier et al. 1971;
Grodzińska and Szarek-Łukaszewska 2002;
Godzik et al. 2009; Blajda 2010). Later (19th–
early 20th centuries), extensive horizontal pits
were dug into hillsides, after which several
diverging perpendicular galleries were gouged
(Woch – Chapter 4, this volume).
At the end of the 15th century, Polish and
European mining suffered a recession (Liszka
and Świć 2004). The rich surface deposits were
exhausted and the search for ore below the water
table began (Molenda 1963; Krzyżanowski and
Wójcik 2008). A major technical problem was
to find a method for dewatering the deposits.
Initially water was taken from pit-shafts with
buckets or leather bags using hand hoists,
and later with more efficient dippers and
pumps driven by treadmills turned by horses
(Molenda 1963; Kiryk and Kołodziejczyk
1978). Five adits (drained by gravity) were
built near Olkusz and Bolesław during the
second half of the 16th century. The adits
discharged the water into rivers and streams
(Krygier et al. 1971; Grzechnik 1978; Cabała
and Sutkowska 2006). They permitted the
operation of larger production units comparable to modern mines. During the adit period,
mining in Olkusz experienced its greatest prosperity (Liszka and Świć 2004). Lead began to
be extracted in Bukowno, Bydlin, Kuźnice,
Okradzionów and Pomorzany. Many mines
were built. Around one of the biggest adits
there were 300 mines, and several hundred
other mines working deposits drained by that
adit (Nowak et al. 2011). Smelters were built,
annually producing 1000–3000 tons of lead
31
from galena, which covered domestic needs
(construction, printing, production of ammunition) and export to Bohemia, Moravia and
Western Europe (Krygier et al. 1971). Silver
was extracted from the richest deposits of lead;
in the 16th century (1578–1601) the royal
mint produced silver coins in Olkusz (Roś
2009). At the turn of the 16th/17th centuries,
annual production reached 2000 tons of lead
and 200 kilograms of silver. Due to the lack
of adits in Sławków, Niesułowice and Gorenice, as well as depletion of deposits, exploitation in the Olkusz area gradually came to
a standstill. From the second half of the 17th
century, work focused mainly on areas east of
Olkusz and on the southern edge of the orebearing area (Molenda 1978). At the end of
the 17th century there were only two active
adits (Molenda 1963; Krygier et al. 1971).
Only small amounts of calamine were calcined
(4–25% Zn); they were sent to plants producing brass in Gdańsk. In the 16th and 17th
centuries, old pits began to be mined for ore
again. Old slag heaps were raked through on a
large scale, and old pits were dug again. That
probably is when the traces of earlier mining
were obliterated (Molenda 1963; Krygier et al.
1971; Sass-Gustkiewicz et al. 2001). After
underground mining declined, smelting of
galena from the surface was started; this was
connected with the construction of scrubbers,
usually outside of the towns.
Mining and smelting in the Olkusz
region briefly recovered in the late 18th century; this was connected with production of
metallic zinc (Margraff 1743) and then with
the development of methods for smelting
zinc from calamine ore (1798, J.Ch. Ruberg)
(Grzechnik 1978). Then the Olkusz Ore
Company was founded and started construction of eight new pit-shafts, only two of
which were completed. When the Duchy of
Warsaw (1807) was created (Olkusz, Bolesław
and Sławków were part of it), exploitation of
Fig. 3. Medieval ore processing. Artist unknown (source: Wikimedia Commons)
Ryc. 3. Średniowieczny process przeróbki rud. Artysta nieznany (źródło: Wikimedia Commons)
32
Fig. 4. The model of a 16th-century mine, after an illustration by G.E. von Löhneyss’ Bericht vom Bergwerck (1690)
(source: Wikimedia Commons)
Ryc. 4. Model XVI-wiecznej kopalni wykonany na podstawie ilustracji G.E. von Löhneyss’ Bericht vom Bergwerck (1690) (źródło: Wikimedia Commons)
calamine began on a massive scale (Żabiński
1960; Molenda 1963). The mines were west
of Sławków (called Anna, Leonidas and Kozioł)
and in Tłukienka (Bolesław and Jerzy), Stary
Olkusz (Józef), and in Krążek (Ulisses) (Kiryk
1978). Old documents suggest that exploitation or at least metal prospecting was also
done at sites located near Sławków (mines
called Julia, Karol and Włodzimierz), and
around Olkusz (Józef, Weronika and Zuzanna)
(Cabała 2009). In the Gorenice region further
south, ore was extracted in the Józef and Sylwester mines in pit-shafts called Sztolnia Pod
Bukami (Czerna area), Róża (to the north of
Nowa Góra), Henryk and Szczęście (southwest
of Nowa Góra), and the Artur mine (north of
Miękinia) (Górecki and Szwed 2005).
In the mid–19th century, mining in Olkusz
faced further difficulties. The richest calamine
ore lying above the water table had already
been exploited and the deeper deposits were
inaccessible. The mines required investment
and modernisation. The state treasury stopped
subsidising mining industry development. In
1865, Gustav von Kramst acquired a mine in
Bolesław, for which he installed a calamine
scrubber and expanded and modernised the
mine drainage system, using steam engines,
which improved dewatering but also raised
production costs. In the 1870s the open part
of an artificial underground river at a pitshaft in Bolesław was rebuilt with government funding, giving access to deep-lying
ores in Bolesław. The French-Russian Society
for Mining, which owned several mines,
installed a modern mechanical scrubber with
flotation near Pomorzany. Exploitation of
blende began but calamine mining was still
more important.
In the early 20th century, companies with
foreign capital (Saturn Company, FrenchRussian Society) explored and made production studies in different regions (e.g. near and
to the west of Olkusz in the Wiktor, Ulisses
and Jerzy pits). An important improvement
was the construction of a rail line connecting
Olkusz and Sławków with the Dąbrowa Basin
(Molenda 1963; Krygier et al. 1971). Ore
was enriched at a plant in Pomorzany, calcined in Bukowno, and melted in the Ksawery
smelter near Dąbrowa Górnicza. During the
Great Depression the Ulisses mine belonging
to the Frankopol Company was flooded. The
Sosnowiec Society, which owned the Aleksander mine in Bolesław, also exploited pits in
Bolesław and Ujków. In 1928 the mine was
leased to the Silesian Zinc Mines and Galvanising Plant. In 1929 the Staszic pit-shaft was
deepened (it had flooded previously, after three
years of operation).
When the mines flooded in 1931, mining
activity in the Olkusz region halted (Krygier
et al. 1971). During World War II the Nazi
33
occupiers reopened both mines and managed
them under the common name Bolesław. The
scrubber and the flotation facility in Bolesław
were expanded. Extraction was intensive and
wasteful, and hardly any preparatory work or
prospecting were done.
World War II left the mines and processing
plants devastated and in need of modernisation. After the war the communist authorities
decided to expand the mine. The deciding factor
was the discovery of large deposits of sulphides
in the Bolesław region. The previously separate
Bolesław Mines and Bolesław Metallurgical
Factories were combined into the Bolesław
Mining and Metallurgical Plant. At the same
time the Mining and Metallurgical Plant in
Bukowno was created. Geological research was
done. From 1950 to 1970, approximately 3600
exploration shafts totalling 620,000 metres in
length were drilled. This exploration led to the
discovery of rich deposits of zinc ore untouched
by previous mining activity (Grzechnik 1978;
Paulo 2005). Calamine ore was mined at the
Bolesław open pit in the 1950s, at Michalska
Hałda until 1962, at Krążek until 1985, and at
Ujków Stary village until 1980. At the end of
the 1960s the Olkusz Mines enterprise opened
(Bronisław, Chrobry and Stefan pit shafts). It
was closed down in 2003. The most recent
mine, Pomorzany, was opened in 1974, with
three pit-shafts (Chrobry – formerly belonging
to the Olkusz Mines, Dąbrówka and Mieszko)
and two ventilation shafts. Currently zinc-lead
ores are mined there.
In addition to zinc-lead ores, iron deposits
are also mined and processed in the Olkusz
area and also near the towns of Jaroszowiec,
Klucze and Rodaki (Feliksik 2011). In the
16th century there had been iron mines in
the vicinity of Pilica. Iron mining was most
developed in Pilica, Niegowonice, Pomorzany, Strzegowa, Wolbrom and Złożeniec
(Kiryk 1978). An iron ore mine operated
34
in Jaroszowiec in the second half of the 19th
century. Iron mining as an adjunct to zinclead exploitation in the Chechło area and
between Olkusz and Bukowno is mentioned
in documents from the early 20th century.
At that time iron was exploited in Krzykawa
(Anna-Irena mine), Cieśle (Joanna mine), and
in the Sławków region. During the interwar
period the Trjumwirat iron mine operated in
Krzykawa (1925–1931). The Lucyna iron mine
was established at the site of the zinc mines
in Bolesław that had been flooded during the
economic crisis in 1931 (Cabała and Sutkowska 2006; Feliksik 2011).
The rich resources of zinc and lead ore are
gradually being depleted. In the near future it
is planned to close the Bolesław Mining and
Metallurgical Plant in Bukowno. Although
the industrial plants are changing and the
pit-shafts and mines are being closed, exploration work is still being done in the Olkusz
area. This area probably will remain heavily
industrialised, and that will continue to have
a significant impact on the environment in the
coming decades.
References
Agricola G. 1556. De re metallica libri XII. President Hoover, The Mining Magazine 1912.
Wersja elektroniczna. http://www.farlang.com/
gemstones/agricola-metallica/page_001.
Albinus P. 1589–1590. Meisznische Land und BergChronica, in welcher ein vollnstendige Description des Landes, so zwischen der Elbe, Sala und
südöstischen behmischen Gebirgen gelegen, so
wol der dorinnen begriffenen auch anderer Bergwerken, sampt zugehörigen Metall und Metaller
beschreibungen. Gimel Bergen, Dresden.
Blajda R. 2010. Ocena możliwości wykorzystania
niezagospodarowanych złóż rud cynku i ołowiu
regionu górnośląskiego. Zeszyty Naukowe
tutu Gospodarki Surowcami Mineralnymi
Insty
i Energii PAN 79: 111–120.
Cabała J. 2009. Metale ciężkie w środowisku glebowym olkuskiego rejonu eksploatacji rud
Zn-Pb. Wydawnictwo Uniwersytetu Śląskiego,
Katowice.
Kiryk F. 1978. Zarys dziejów osadnictwa, pp.
Dzieje Olkusza i regionu olkuskiego 1. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa–Kraków.
Cabała J., Sutkowska K. 2006. Wpływ dawnej
eksploatacji i przeróbki rud Zn-Pb na skład
mineralny gleb industrialnych, region Olkusza
i Jaworzna. Prace Naukowe Instytutu Górnictwa
Politechniki Wrocławskiej 117.
Kiryk F. Kołodziejczyk R. (Eds.). 1978. Dzieje
Olkusza i regionu olkuskiego 1. Wydawnictwo
Naukowe PWN, Warszawa–Kraków.
Feliksik A. 2011. Przyroda Jury a eksploatacja
kruszców na przykładzie Ziemi Olkuskiej. Ilcusiana 5: 99–111.
Koziorowska L. 2002. Materiały złotnicze
w świetle wyników analiz składu chemicznego
srebrnych przedmiotów antycznych i wczesnośredniowiecznych. Archeologia Polski 47(1–2):
192–193.
Ginter B. 1978. Zarys pradziejów, pp. 19–38.
In: F. Kiryk, R. Kołodziejczyk (Eds.). Dzieje
Olkusza i regionu olkuskiego 1. Wydawnictwo
Naukowe PWN, Warszawa–Kraków.
Krzyżanowski K., Wójcik D. 2008. IV Konferencja z cyklu “Dziedzictwo i historia górnictwa
oraz wykorzystanie pozostałości dawnych robót
górniczych”. Referat sesji III, Wrocław.
Godzik B., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G.
2009. Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie dla zachowania różnorodności biotycznej
i krajobrazowej terenów pogórniczych, pp.
69–84. In: K. Sporek (Ed.) Zagrożenia biotopów przekształconych przez człowieka. Uniwersytet Opolski, Opole 2009.
– przeszłość, teraźniejszość, przyszłość. Kosmos
51(2): 127–138.
Górecki J., Szwed E. 2005. Pozostałości dawnego
górnictwa kruszcowego na Ziemi Krzeszowickiej. Prace Naukowe Instytutu Górnictwa
Politechniki Wrocławskiej. Konferencje 111(43):
83–92.
Grzechnik Z. 1978. Historia dotychczasowych po
szukiwań i eksploatacji, pp. 23–39. In: Poszukiwanie rud cynku i ołowiu na obszarze
śląsko-krakowskim. Prace Instytutu Geologicznego LXXXIII, Wydawnictwa Geologiczne,
Warszawa.
Jaroś J. 1957. Przywilej górniczy z roku 1565 na
wydobywanie kruszcu ołowianego i galmanu
pod Długoszynem. Kwartalnik Historii Kultury
Materialnej 2: 315–318.
Kamieński M. 1975. Surowce mineralne regionu
krakowskiego. Wydawnictwa Geologiczne, War
szawa.
Krygier E., Molenda D., Saładziak A. 1971. Katalog zabytków budownictwa przemysłowego
w Polsce, powiat Olkusz – województwo krakowskie. Tom 3, Zeszyt 4, Część 1. Zabytki górnicze. Ossolineum, Wrocław–Warszawa–Kraków–
Gdańsk.
Liszka J., Świć E. 2004. Zakłady Górniczo-Hutnicze “Bolesław”. Dzieje-Wydarzenia-Ludzie.
Zakłady Górniczo-Hutnicze “Bolesław” S.A.,
Bukowno.
Margraff A.S. 1743. “Nonnullae novae metodi
Phosphorum solidum tam ex urina facilius conficiendi, quam etiam eundem prontissime et purissime ex phlogisto et singolari quodam ex urina
separato sale componendi” [Some new methods
of easily preparing solid phosphorus from
urine, and making the same [i.e., phosphorus]
as quickly and pure as possible from phlogiston
and a particular salt extracted from urine]
Miscellanea Berolinensia ad incrementum scientiarum, ex scriptis Societati Regiae Scientiarum
exhibitis [Berlin miscellany for the increase of
knowledge, from the published writings of the
Royal Society of Science] 7: 324–344.
Studia dziejów Górnictwa i Hutnictwa VIII,
35
Molenda D. 1972. Kopalnie rud ołowiu na terenie
złóż śląsko-krakowskich w XVI–XVIII w. Z dziejów postępu technicznego w eksploatacji kruszców. Ossolineum, Wrocław.
Molenda D. 1978. Dzieje Olkusza do 1795 roku,
pp. 147–340. In: F. Kiryk, R. Kołodziejczyk (Eds.) Dzieje Olkusza i regionu olkuskiego 1. Wydawnictwo Naukowe PWN,
Warszawa–Kraków.
2011. The vascular plants of the Ore-bearing Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego Okręgu
Rudnego]. W. Szafer Institute of Botany, Polish
Paulo A. 2005. Zmiany bazy zasobowej metali nieżelaznych w Polsce w ostatnim 50-leciu. Rudy
i metale nieżelazne 50(9): 485–490.
Przeniosło S., Malon A., Tymiński M. 2006.
Analiza gospodarki wybranymi surowcami
metalicznymi w Polsce z uwzględnieniem trendów na rynku światowym. Przegląd Geologiczny
54(7): 579–583.
Roś J. 2009. Olkusz – Srebrne Miasto: regionalny
mit a rzeczywistość archeologiczna, historyczna
i muzealna. Ilcusiana 1: 23–30.
Rozmus D. 2010. Srebrne zamieszanie. Ilcusiana
3: 7–16.
Sass-Gustkiewicz M., Mayer W., Góralski M.,
Leach D.L. 2001. Zawartość metali ciężkich w glebach na obszarach eksploatacji rud
Zn-Pb w rejonach olkuskim i chrzanowskim,
pp. 189–208. Materiały Sympozjum Warsztaty
2001 nt. Przywracanie wartości użytkowych
terenom górniczym. Wyższy Urząd Górniczy,
Katowice.
Wyrozumski J. 2011. Uwarunkowania historyczne
rozwoju architektury średniowiecznego Krakowa. Czasopismo Techniczne. Architektura
108(23): 1–12.
Żabiński W. 1960. Charakterystyka mineralogiczna
strefy utleniania śląsko-krakowskich złóż kruszców cynku i ołowiu. Prace Geologiczne 1. Wydawnictwo Geologiczne, Warszawa.
3
Historia górnictwa w regionie olkuskim
Barbara Godzik1, Marcin W. Woch2
1
botany.pl
2
Instytut Biologii, Uniwersytet Pedagogiczny im. Komisji Edukacji Narodowej, 30-084 Kraków, ul. Podchorążych 2,
e-mail: [email protected]
Występujące w regionie śląsko-krakowskim
złoża srebra, ołowiu i cynku zaliczane były do najbogatszych i do jednych z najstarszych obszarów
wydobycia w Europie. Dane archeologiczne dokumentują wykorzystywanie przez Celtów srebra
w mennictwie i przemyśle artystycznym w okresie
lateńskim (400 – początek n.e.) (Liszka i Świć
2004). Korzystne warunki zalegania złóż i ich duża
dostępność mogą wskazywać na istnienie prymitywnego górnictwa w rejonie olkuskim znacznie
wcześniej – już w okresie halsztackim (700–400
p.n.e.). Podwyższone zawartości ołowiu w warstwach torfów datowanych na IX wiek przemawiają
za tym, by co najmniej od tego czasu uznać na
tych ziemiach istnienie górnictwa i metalurgii tego
metalu (Rozmus 2010). W Jaskini Okopy Wielka
Dolna znaleziono naczynie gliniane z ponad stoma
srebrnymi monetami i dwoma kawałkami srebra
pochodzącymi prawdopodobnie z XI–XII wieku
(Ginter 1978). Wyniki analiz chemicznych składu
tzw. „srebra lanego” wykorzystywanego w biżuterii
w tym okresie potwierdzają, że używano wówczas
surowca ze złóż rodzimych (Koziorowska 2002).
Pierwsza pisana wzmianka o złożach śląsko-krakowskich (np. dokument dotyczący wydobywania srebra) ukazała się dopiero w drugiej połowie
XII wieku (Ex commisso nobis a Deo – bulla arcybiskupa gnieźnieńskiego z 1136 roku) (Molenda
1963; Grzechnik 1978; Sass-Gustkiewicz i in.
2001; Cabała i Sutkowska 2006). Największe znaczenie w eksploatacji rud srebra i ołowiu położonych w części śląskiej miał Bytom, którego początki
sięgają XI wieku. W Małopolsce taką rolę pełnił
Olkusz i pobliski Sławków (Molenda 1963). Wiadomo z pewnością, że od średniowiecza olkuskie
górnictwo cieszyło się szerokim rozgłosem w Polsce
i Europie. Wskazują na to m.in. zachowane przywileje na wydobywanie kruszców wydawane przez
średniowiecznych władców (Jaroś 1957), zachowane dokumenty z odległych rejonów Polski, jak
Łukasza Opalińskiego, ale także autorów zagranicznych, jak Georgiusa Agricoli (1556), Petera
Albinusa (1589–1590) oraz nuncjuszy apostolskich
(Molenda 1972).
Rozkwit górnictwa odkrywkowego w XII
i XIII wieku, związany z eksploatacją i przetwarzaniem rud ołowiowych, skutkował dużą imigracją
ludności. Przyczyną osiedlania się ludzi w rejonach górniczych było otrzymywanie licznych przywilejów przez górników rudnych, specjalistów
i osadników (Molenda 1963; Cabała i Sutkowska
2006). W 1374 roku Elżbieta Łokietkówna nadała
Olkuszowi ordynację górniczą, która przyznawała
osadnikom prawo swobodnego poszukiwania,
wydobycia i przetapiania kruszcu na okres 6 lat,
jednocześnie zobowiązując górników do oddawania części urobku do skarbca królewskiego (tzw.
olbora). Przywileje te zostały rozszerzone przez
37
Władysława Jagiełłę w 1426 roku o regulacje związane z zarządzaniem górnictwem odkrywkowym
(Molenda 1963; Liszka i Świć 2004). Kolejni
władcy (Kazimierz Jagiellończyk, Zygmunt III
Waza, Stefan Batory) otaczali górnictwo ołowiu
i srebra szczególną opieką także udzielając górnikom liczne przywileje (Roś 2009).
W historii górnictwa kruszcowego regionu
olkuskiego wyróżnić można kilka etapów, które
wydzielają się ze względu na rodzaj pozyskiwanego kruszcu, a także różne metody wydobycia,
a zwłaszcza rozwój nowych technik odwadniania
pozwalających na eksploatację coraz głębiej zalegających złóż metali. Pierwszy, obejmujący okres od
XII do XVI wieku wiąże się z eksploatacją galeny,
z której uzyskiwano ołów (86.6% Pb) i srebro.
Najstarszy dokument mówiący o produkcji ołowiu
i odciąganiu z niego srebra pochodzi z XIII wieku
(1257 r.) i mówi o okolicach Olkusza (pierwotna
osada górnicza „Stary Olkusz”). Wykopaliska przeprowadzone na terenie Starego Olkusza wskazują,
że w okresie wczesnego średniowiecza (XI i przełom
XII/XIII wieku) prawdopodobnie funkcjonowała
tu osada produkcyjna, która w późniejszym okresie
została zasypana przez piaski Pustyni Błędowskiej
(Rozmus 2010). Drugim pod względem wielkości
ośrodkiem górniczym, obok Olkusza, był Sławków
wraz z podległymi mu osadami, w tym ówczesną
wsią Bolesław. O tym, że miasto to początkowo
było największe w rejonie śląsko-krakowskim
i znane z wydobycia ołowiu, świadczą nazwy głównych ulic (ul. Sławkowska) w największych wówczas
na południu miastach (Kraków i Wrocław), które
biegły w kierunku Sławkowa. Nazwy ulic nadane
były już w czasach lokacyjnych tych miast, a więc
odpowiednio w 1257 i 1242 roku (Wyrozumski
2011). W rejonie samego miasta funkcjonowało
kilka kopalni jeszcze w XV wieku (Ryc. 1). Były
one niewielkie, przeważnie z jednym szybem, rzadziej dwoma. W XVI wieku surowiec uzyskiwano
z ponad 70 czynnych kopalni zlokalizowanych na
obszarze o powierzchni około 7 ha, w pasie przygranicznym od strony Olkusza, także drogą przekopywania starych hałd.
Obszar ten miał duże znaczenie jako ośrodek
górniczy, który dawał 500–700 ton ołowiu rocznie.
Skały kruszono wówczas metodą ogniową, kilofami lub młotami (Kamieński 1975). W XIV
38
wieku Olkusz otrzymał prawa wolnego miasta górniczego. Prace górnicze w tym okresie miały też
miejsce w Bolesławiu, Tłukience, Starczynowie,
Niesułowicach i Gorenicach, a w XVI wieku objęły
również Krzykawę, Kozioł i okolice Sławkowa. Na
rozwój działalności górniczej istotny wpływ miały
skomplikowane stosunki własnościowe. Rudonośne
ziemie rejonu olkuskiego podzielone były między
biskupstwo krakowskie, skarb państwa, starostwo
rabsztyńskie i własność królewską (Molenda 1963;
Krygier i in. 1971).
Możliwości technologiczne początkowo pozwalały na wybieranie złóż najbogatszych, płytko
zalegających ponad poziomem wody gruntowej lub
leżących wręcz na powierzchni gruntu, a głównym
celem prac górniczych było uzyskiwanie ołowiu,
nieco później także srebra (Molenda 1963; Liszka
i Świć 2004; Przeniosło i in. 2006; Roś 2009). Najwcześniejsze górnictwo polegało na wydobyciu rudy
w niewielkich zagłębieniach (Ryc. 2). Przeróbka
rud i uzyskiwanie kruszcu przeprowadzano w bezpośredniej bliskości miejsc wydobycia (Ryc. 3).
Najstarsze, średniowieczne kopalnie (określane też
terminami „góra”, „mons” lub „berg”) posiadały
z reguły jeden szyb centralny, wokół którego w odległości 24 m (12 łajtrów, łajtr – średniowieczna
miara stosowana w górnictwie kruszcowym, 1 łajtr
= 2 m) drążono dwa lub trzy kolejne (Ryc. 4). Kwadratowe lub prostokątne szyby posiadały niewielką,
1–1.5 m średnicę i często były zabezpieczane drewnianą obudową. Od szybu kopano na różnych
poziomach kręte chodniki poszukiwawcze, które
często miały jedynie pół metra wysokości. Szyby
te wraz z 24-metrowym okręgiem wokół składały
się na podstawową jednostkę pola górniczego (Molenda 1978). Odchodzące od szybu boczne chodniki funkcjonowały kilka lat, do czasu wyczerpania
najbardziej opłacalnego złoża (Krygier i in. 1971;
Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2002; Godzik
i in. 2009; Blajda 2010). W późniejszym okresie
(XIX – pocz. XX wieku) wykonywano również
rozległe poziome wkopy w zbocza gór (odkrywki),
z których następnie drążono kilka prostopadle rozchodzących się chodników (Woch – Rozdział 4,
niniejszy tom).
Pod koniec XV wieku nastąpiła recesja polskiego i europejskiego górnictwa (Liszka i Świć
2004). Po wyczerpaniu się bogatych pokładów
powierzchniowych zaczęto poszukiwanie rud
poniżej poziomu wód gruntowych (Molenda 1963;
Krzyżanowski i Wójcik 2008). Dużym problemem
technicznym było osuszanie złóż. Początkowo wodę
wyciągano z szybów wiadrami lub w skórzanych
workach, przy użyciu ręcznych kołowrotów zwanych paternostrami, później za pomocą bardziej
wydajnych czerpadeł i pomp poruszanych kieratami,
które obsługiwane były przez konie (Molenda 1963;
Kiryk i Kołodziejczyk 1978). W drugiej połowie
XVI wieku zbudowano w okolicach Olkusza i Bolesławia 5 sztolni odwadniających (osuszanie grawitacyjne). Były to sztolnie: Starczynowska, Czajowska,
Ostrowicka, Ponikowska i Pilecka, które odprowadzały wody do rzek i strumieni (Krygier i in. 1971;
Grzechnik 1978; Cabała i Sutkowska 2006). Pozwalały one na funkcjonowanie większych jednostek
produkcyjnych, które można porównać do współczesnych kopalń. W okresie sztolniowym górnictwo
olkuskie przeżywało okres największego rozkwitu
(Liszka i Świć 2004). Ołów zaczęto wydobywać
w Bukownie, Bydlinie, Kuźnicach, Okradzionowie
i Pomorzanach. Powstawały liczne kopalnie, np.
w rejonie Sztolni Ponikowskiej działało ich około
300 oraz kilkaset innych na osuszonych przez nią
złożach (Nowak i in. 2011). W rejonie powstawały
huty, w których z galeny produkowano rocznie od
1000 do 3000 ton ołowiu, co pokrywało krajowe
zapotrzebowanie (budownictwo, drukarstwo,
produkcja amunicji) i eksport zagraniczny (Czechy,
Słowacja, Europa Zachodnia) (Krygier i in. 1971).
Z najbogatszych złóż ołowiu odciągano srebro;
w Olkuszu w XVI wieku (1578–1601) działała
mennica królewska, w której wybijano srebrne
monety (Roś 2009). Na przełomie XVI i XVII
wieku wydobycie sięgało 2000 ton ołowiu rocznie
i 200 kg srebra. Ze względu na brak sztolni
odwadniających w rejonie Sławkowa, Niesułowic
i Gorenic, a także wyczerpywanie się złóż, eksploatacja w rejonie olkuskim powoli zamierała. Od
drugiej połowy XVII wieku prace koncentrowały
się głównie na terenach położonych na wschód
od Olkusza oraz na południowym skraju rudonośnego obszaru (Molenda 1978).W końcu XVII
wieku czynne były tylko dwie sztolnie (Molenda
1963; Krygier i in. 1971). W niewielkich ilościach
wyprażano galman (4–25% Zn), który wysyłano
do Gdańska do zakładów produkujących mosiądz.
W XVI i XVII wieku powrócono do wybierania
kruszcu ze starych wyrobisk. Na dużą skalę prowadzono też przebieranie starych hałd, wielokrotnie
przekopywano zapadliska starych szybów. Prawdopodobnie wówczas zatarciu uległy ślady dawnej
eksploatacji górniczej (Molenda 1963; Krygier i in.
1971; Sass-Gustkiewicz i in. 2001). Po upadku właściwego górnictwa rozpoczęto wzbogacanie leżącej
na powierzchni galeny, co wiązało się z budową
płuczek, zwykle poza granicą miast.
Krótkotrwałe ożywienie działalności górniczej
i hutniczej w rejonie Olkusza nastąpiło pod koniec
XVIII wieku, co związane było z otrzymaniem
metalicznego cynku (Margraff 1743), a następnie
opracowaniem metody wytopu cynku z rudy galmanowej (1798, J. Ch. Ruberg) (Grzechnik 1978).
Założono wówczas Kompanię Kruszcową Olkuską,
która rozpoczęła budowę 8 nowych szybów. Tylko
dwa z nich zostały ukończone. Po utworzeniu Księstwa Warszawskiego (1807) w okolicy Olkusza,
Bolesławia i Sławkowa rozpoczęto na masową skalę
eksploatację galmanu (Żabiński 1960; Molenda
1963). Działały kopalnie: Anna, Leonidas i Kozioł
(na zachód od Sławkowa), Bolesław, Jerzy (Tłukienka), Józef (Olkusz Stary) oraz Ulisses (Krążek)
(Kiryk 1978). Nadania świadczą, że eksploatacje, albo przynajmniej poszukiwania metali,
prowadzono również na obiektach Julia, Karol
i Włodzimierz koło Sławkowa oraz Józef, Weronika
i Zuzanna na terenach olkuskich (Cabała 2009). Na
południu, w regionie Gorenic rudy wydobywano
w kopalniach Józef i Sylwester w szybach: Sztolnia
Pod Bukami (okolice Czernej), Róża (na północ
od Nowej Góry), a także Henryk i Szczęście (położone na południowy zachód od Nowej Góry) oraz
kopalni Artur (na północ od Miękini) (Górecki
i Szwed 2005).
W połowie XIX wieku górnictwo olkuskie
przeżywało kolejne trudności. Najbogatszy galman
leżący ponad poziomem wód był już wybrany,
głębsze złoża były niedostępne. Kopalnie wymagały inwestycji i modernizacji. Skarb państwa
wstrzymał dotacje na rozwój górnictwa. Gustaw
von Kramst nabył w 1865 r. kopalnię bolesławską,
dla której wybudował płuczkę galmanu oraz rozbudował i zmodernizował system odwadniania
kopalni stosując maszyny parowe, co przyspieszało
proces odwadniania, ale jednocześnie podnosiło
39
koszty wydobycia. Na początku lat 70. XIX wieku
dzięki funduszom rządowym odbudowano roznos
(sztolnia Bolesławska), co umożliwiło sięganie do
niżej położonych złóż w Bolesławiu. Francusko-Rosyjskie Towarzystwo Górnicze, które zostało
właścicielem kilku kopalń wybudowało nowoczesną
płuczkę mechaniczną z flotacją pod Pomorzanami.
Rozpoczęto eksploatację blendy, ale nadal podstawą
było wydobycie galmanu.
Na początku XX w. spółki kapitału zagranicznego („Towarzystwo Saturn”, „Towarzystwo
Francusko-Rosyjskie”) prowadziły liczne badania
poszukiwawcze i eksploatacyjne w różnych regionach (m.in. na obszarze między Olkuszem a kopalnią
Józef, pod Olkuszem i na zachód od miasta, szyb
Wiktor, odkrywki Ulisses i Jerzy). Istotnym usprawnieniem było wybudowanie linii kolejowej, która
łączyła Olkusz i Sławków z Zagłębiem Dąbrowskim (Molenda 1963; Krygier i in. 1971). Rudę
wzbogacano w zakładzie w Pomorzanach, prażono w Bukownie, a topiono w hucie Ksawery
w Dąbrowie Górniczej. W czasie kryzysu (początek
lat 30. XX wieku) kopalnia Ulisses należąca do Frankopolu została zalana. „Towarzystwo Sosnowieckie”
będące właścicielem kopalni Aleksander w Bolesławiu eksploatowało też odkrywki w Bolesławiu
i Ujkowie. Kopalnię tę wydzierżawiło w 1928 roku
przedsiębiorstwo „Śląskie Kopalnie i Cynkownie”.
W 1929 roku zgłębiono nowy szyb Staszic (zalany
po 3 latach eksploatacji). Zatopienie kopalń w roku
1931 było równoznaczne z zaprzestaniem działalności górniczej w rejonie Olkusza (Krygier i in.
1971). W okresie II wojny światowej władze okupacyjne uruchomiły obie kopalnie. Zarządzane one
były pod wspólna nazwą Bolesław. Rozbudowano
płuczkę i flotację w Bolesławiu. Wydobycie było
wysokie, rabunkowe, prawie nie prowadzono prac
przygotowawczych i rozpoznawczych.
Po II wojnie zakłady wydobywcze i przetwórcze
były zdewastowane i wymagały modernizacji.
Po wojnie władze podjęły decyzję o rozbudowie
kopalni. Decydujący wpływ miało odkrycie
dużych złóż siarczków w tzw. rowie Bolesławia.
Oddzielne dotąd Zakłady Górnicze Bolesław
i Zakłady Hutnicze Bolesław zostały połączone
w Zakłady Górniczo-Hutnicze Bolesław. Jednocześnie powstał Kombinat Górniczo-Hutniczy
Bolesław w Bukownie. Prowadzono szeroko
40
zakrojone badania geologiczne. W latach 1950–
1970 odwiercono około 3600 otworów poszukiwawczych o łącznej długości ponad 620 000 m.
Prace te doprowadziły do odkrycia nowych, bogatych pokładów rud cynku, nienaruszonych przez
wcześniejszą działalność górniczą (Grzechnik 1978;
Paulo 2005). Wydobycie rud galmanowych prowadzono w odkrywce Bolesław (lata 50.), Michalska
Hałda (do 1962 r.), Krążek (do 1985 r.), Ujków
Stary (do 1980 r.). Pod koniec lat 60. ubiegłego
wieku zostały otwarte nowe Zakłady Górnicze
„Olkusz”. W 1968 roku uruchomiono kopalnię
Olkusz (szyby: Bronisław, Chrobry i Stefan). Została
ona zlikwidowana w 2003 roku. Najmłodszą jest
powstała w 1974 roku kopalnia Pomorzany z trzema
szybami wydobywczymi (Chrobry – dawniej należący do kopalni Olkusz oraz Dąbrówka i Mieszko)
oraz dwoma szybami wentylacyjnymi (Zachodni,
Wschodni). Obecnie eksploatacja rud cynkowo-ołowiowych prowadzona jest w kopalni Pomorzany.
W rejonie olkuskim przedmiotem eksploatacji i przetwórstwa były nie tylko rudy cynkowo-ołowiowe, ale także złoża żelaza. Górnictwo
tego metalu, poza miejscami wspólnymi dla górnictwa ołowiowo-cynkowego, skupiało się jeszcze
w dwóch rejonach – okolicach Jaroszowca (Skałka
przy Starej Kopalni) i Klucz (Rudnica) oraz Rodak
(Feliksik 2011). Wiadomo, że także w okolicy
Pilicy w XVI wieku funkcjonowały kopalnie tego
metalu. Najbardziej rozwinięte górnictwo i hutnictwo żelaza zlokalizowane było w rejonach Pilicy,
Niegowonic, Pomorzan, Strzegowej, Wolbromia
i Złożeńca (Kiryk 1978). W drugiej połowie XIX
wieku działała kopalnia rud żelaza w Jaroszowcu.
O trwaniu górnictwa żelaza na marginesie cynkowo-ołowiowego świadczą nadania na wydobycie rudy żelaznej w rejonie Chechła oraz między
Olkuszem i Bukownem jeszcze z początku XX
wieku. Na początku XX wieku żelazo wydobywano
w kopalniach Anna-Irena w Krzykawie i Joanna
w Cieślach w rejonie Sławkowa oraz w szybie
w Jaroszowcu. W okresie międzywojennym (1925–
1931) w Krzykawie działała kopalnia żelaza Trjumwirat. W miejscu zatopionych w czasie kryzysu
gospodarczego w 1931 roku kopalni cynku Aleksander i Ulisses w 1938 roku powstała kopalnia
żelaza o nazwie Lucyna (Cabała i Sutkowska 2006;
Feliksik 2011).
Bogate zasoby rud cynkowo-ołowiowych
powoli wyczerpują się. W najbliższej przyszłości
planowane jest zamknięcie Zakładów Górniczo-Hutniczych Bolesław w Bukownie. Chociaż zmieniają się zakłady przemysłowe, zamykane są szyby
i kopalnie, to nadal jednak w rejonie Olkusza
prowadzone są prace poszukiwawcze. Obszar ten
zapewne pozostanie mocno uprzemysłowionym
i ten charakter będzie wywierał w kolejnych dekadach znaczny wpływ na środowisko przyrodnicze.
4
Characteristics of landscape features related to mining
and metallurgy in the Olkusz region
Marcin W. Woch
Institute of Biology, The Pedagogical University of Cracow, 2 Podchorążych St., 30-084 Kraków, e-mail: jurania@
up.krakow.pl
Introduction
Many centuries of mining in the Olkusz
area degraded the natural landscape. Today this
area is very diverse morphologically. In many
places there are pits and ore heaps left from
mining; the landscape feature most harmful
to the environment is the flotation tailings
heap in Bolesław (Cabała and Sutkowska
2006). In addition to heaps there are remains
of older pits, mounds, hollows, tailings ponds,
pit shafts, artificial water channels, large sand
pits and other smaller features (Fig. 1). Local
contamination by heavy metals is one of the
main consequences of mining and smelting.
Land relief, soil chemistry and groundwater
levels shape the landscape, affect the development of vegetation types, and determine their
floristic composition (Grodzińska and SzarekŁukaszewska 2002; Nowak et al. 2011; Woch
et al. 2014).
This chapter gives an overview of the
most important surface features associated
with past and present lead, zinc, silver and
iron mining and metallurgy, and with sand
quarrying, in the Olkusz region. The region
includes areas historically associated with
Olkusz, which today are within the municipalities of Bolesław, Bukowno, Jerzmanowice-Przeginia, Klucze, Pilica, Olkusz, Skała,
Sławków, Sułoszowa, Wolbrom and Żarnowiec (Feliksik 2011).
Landscape features created by historical
mining and smelting can be divided into three
groups: (1) sites of ore extraction, usually with
an open pit, sunken shafts and adits, accompanied by gangue slag heaps varying in metal
content; (2) sites of ore treatment, selection,
pre-processing and enrichment, characterised
by accumulations of crushed ore and slag,
generally of extremely high metal content; and
(3) ore smelting sites, where furnaces and kilns
were located and highly metal-contaminated
slag and ore heaps accumulated. In places
where smelters were very close to mines the
composition of the substrate is very diverse,
reflecting various production stages and yields
of metals.
The dominant elements of the landscape
surrounding Olkusz are three types of features
associated with industrial activity: (1) mining
and smelting waste heaps, (2) extensive open
43
Fig. 1. Distribution of sites of deposit extraction and processing in Olkusz Ore-bearing Region. 1 – old heaps and
quarries, 2 –major places of enrichment, roasting or smelting of ores, 3 – sand quarry pits, 4 – currently operating
mining facilities, 5 – cities, 6 – main roads (M.W. Woch and U. Korzeniak)
Ryc. 1. Rozmieszczenie miejsc wydobycia i przetwórstwa kopalin na terenie Olkuskiego Okręgu Rudnego. 1 – warpie
i kamieniołomy, 2 – ważniejsze miejsca wzbogacania, prażenia lub przetopu rud, 3 – piaskownie, 4 – nadal funkcjonujące obiekty górnicze, 5 – miasta, 6 – główne drogi (M.W. Woch i U. Korzeniak)
pits from sand quarrying, (3) smaller pits,
quarries, zinc and lead mine drainage tunnels,
and exploration shafts.
Traces of historical mining
and metallurgy
The earliest extraction of metal ores is
associated with shallow areas of residual Triassic metal formations (natural outcrops). The
oldest relics of mining are in the Olkusz area
and Sławków. Sławków’s deposits were known
and exploited before those in Olkusz, where the
oldest mines were in Stary Olkusz (Godzik and
44
Woch – Chapter 3, this volume). The village
is associated with the oldest settlements in the
region, which were miners’ households (Kiryk
1978). Processing of ores, and trade, often
developed in the vicinity of mines at that time
(Malik 2005). Numerous medieval remains
from lead and silver ore enrichment have
been found in the vicinity of Hutki, Sławków,
Strzemieszyce and Ząbkowice (Molenda 1972;
Pietrzak 2004; Rybak 2004). Excavations in
Stary Olkusz indicate that a functioning manufacturing settlement probably existed there in
the Middle Ages (11th and 12th/13th centuries)
(Rozmus 2010).
Up to the 16th century, mining developed
mainly in the relatively small area of Sławków,
Stary Olkusz and Starczynów; later industrial
activity and urbanisation obliterated most of
its traces, so the most valuable and least disturbed remnants of that activity are often far
from city centres.
Heaps
The characteristic and most recognisable
feature of the landscape surrounding Sławków
and Olkusz, associated with ore reprocessing,
consists of tailings reaching ca. 350 m a.s.l.
(ca. 25 m above ground level) (Fig. 2), covering
110 ha (Sadzawicka 2005). Still adding to the
heap is waste generated by the Bolesław Mining
and Metallurgical Plant (ZGH Bolesław),
which consolidated the Bolesław (closed in
1998), Olkusz (closed in 2003) and Pomorzany
(still operating since 1974) mines (Liszka and
Świć 2004). The landfill is a particular environmental hazard due to strong movement of dust
on dry, windy days, and environmental pollution from groundwater leaking from it. Efforts
to reclaim this area during the last century did
not give satisfactory results. Vegetation was
introduced directly on flotation sludge using
high amounts of fertilisers but those plants did
not survive even one growing season, due to
high accumulation of metals in their tissues
(Krzaklewski and Pietrzykowski 2002). Since
2008, fragments of turf with substrate from
Fig. 2. Flotation tailings heap of Bolesław Mining and Metallurgical Plant (ZGH Bolesław) in Bukowno (photo
G. Szarek-Łukaszewska)
Ryc. 2. Hałda odpadów poflotacyjnych Zakładów Górniczo-Hutniczych Bolesław S.A. (ZGH Bolesław) w Bukownie
(fot. G. Szarek-Łukaszewska)
45
other heaps colonised by spontaneous succession have been experimentally transplanted to
the heaps (Szarek-Łukaszewska 2011). In some
parts of the ore heaps, self-seeding plants are
emerging.
Sand pits
The western part of the Olkusz region has
extensive deposits of Quaternary sands. In the
20th century they began to be exploited for
industry and construction on a large scale.
The largest area (3100 ha) is occupied mostly
by a reclaimed quarry of the Szczakowa sand
company, reaching as far as Bukowno’s eastern
and southern parts (Skawina 1963; Raczyński
1992) (Fig. 3). Pits west and east of Olkusz
near Bukowno and Pomorzany are still open.
In the Olkusz area and Bukowno there are also
a number of smaller pits, usually not exceeding
5 ha, usually covered with pine forest.
In the 1960s, when the sand had been
fully exploited, years of reclamation began at
the pits, aimed mainly at afforestation. First
the excavation usually is leveled, then the
surface is covered with soil taken from other
deposits and fertilised. Legumes are sown
first, mainly large-leaved lupine (Lupinus polyphyllus), followed by trees and shrubs. The
reclaimed area is then handed over to the State
Forestry Service, which later manages the area.
The sand pits are cut by a system of ditches
Fig. 3. Planted Pinus sylvestris on the reclaimed Pole Pomorzany pit of the Szczakowa sand quarry in Olkusz (photo
P. Kapusta)
Ryc. 3. Nasadzenia Pinus sylvestris na zrekultywowanym Polu Pomorzany Kopalni Piasku Szczakowa w Olkuszu (fot.
P. Kapusta)
46
and drainage channels which contribute to
drainage of the surrounding area (Skawina
1963; Raczyński 1992). In the Olkusz region
the Pole Bukowno and Dąbrówka sand pits
(total area 45.68 ha) have undergone reclamation (Sadzawicka 2005).
Many studies have shown, however, that
leaving this type of pit without reclamation
increases its habitat heterogeneity and in turn
the diversity of spontaneously growing vegetation (Řehounková and Prach 2008; Mudrak
et al. 2010; Tischew et al. 2013). Diverse psammophilous grasslands dominated by grey hairgrass (Corynephorus canescens) or bristly haircap
moss (Polytrichum piliferum) grow on dry excavations. If the excavation reaches the aquifer,
valuable natural peat and water communities
are formed, which, along with wooded areas
of diverse ages, spatial structure and species
composition, create valuable natural areas
(Woch 2007; Czylok and Szymczyk 2009). It
has also been shown that unreclaimed excavations have a smaller share of neophytes but
more rare and protected species (Woch 2007;
Kirmer et al. 2008, Tomlinson et al. 2008;
Tropek et al. 2010). The low fertility of such
habitats promotes the growth of plants that are
stress-tolerant but have weak competitive abilities, two features that usually characterise rare
and protected species. This makes unreclaimed
excavations an important element of nature
protection (Marrs 1993; Tischew et al. 2013).
agriculture and industry. The second-largest
mining centre in this region, next to Olkusz,
was Sławków and its satellite settlements,
including the then-village of Bolesław. Most
traces of mining activity are preserved in very
good condition there, despite the construction
of ZGH Bolesław facilities in the 20th century.
The historical Zn-Pb mining sites most valuable to naturalists and historians are concentrated in areas directly east, north and west of
ZGH Bolesław.
Other post-mining landscape features
One of the most interesting post-mining
landscape features in the Olkusz area consists
of small pit shafts left from lead, zinc, silver
and iron mining; these pit shafts are ringed by
rounded mounds of rock waste. A number of
them are in beech and pine forests that were
planted or else grew by spontaneous succession (Fig. 4). Forest-free features can be seen
closer to villages and cities, in areas used for
Fig. 4. Post-mining relics in the vicinity of Galman,
a former mining settlement, covered with pine forest
(top) and beech forest (bottom) (photo A.M. Stefanowicz
and M.W. Woch)
Ryc. 4. Relikty pogórnicze w okolicach dawnej osady
górniczej Galman, porośnięte borem sosnowym (góra)
i lasem bukowym (dół) (fot. A.M. Stefanowicz i M.W.
Woch)
47
The degree of preservation of historical
Zn-Pb mining sites is influenced by the length
of time that has elapsed since their abandonment, erosion processes, and later human
activity. Thus, sometimes the only evidence
of mining activity is slightly uneven terrain
or a patch of vegetation distinctly differing
from its surroundings. The youngest and bestpreserved historical Zn-Pb mining sites, such
as deep pit shaft holes surrounded by a high
rock heap, are fairly easy to recognise. The ones
altered by erosion or later human activity can
be identified from soil profiles, chemical analyses of material, x-raying, or classical archaeological excavations. Some remnants of opencast
mining are often mistaken for old quarries or
natural unevenness of the terrain.
In forests and agricultural areas, postmining surface features are easy to identify
not only by topography but also by the overgrowing plants. Such places are characterised
by xerothermic conditions (dry substrate, high
insolation) and are often rich in heavy metals.
They contain valuable grassland communities
(Nowak et al. 2011; Woch et al. 2014) (Fig. 5).
When the deeper layers consist of impermeable substrate, such recesses are sometimes
filled with water, forming small reservoirs.
The substrate of these historical Zn-Pb
mining sites is usually porous soil with high
calcium and magnesium content but often
low nitrogen and phosphorus content. Calcium and magnesium originate from gangue
dolomite (calcium magnesium carbonate,
CaMg [CO3]2), while nitrogen and phosphorus originate from organic material, the
amount of which depends on the duration
of abandonment and the extent of vegetation
development. A feature of these substrates that
attracts naturalists is their high content of
heavy metals, particularly lead and zinc, and
also cadmium and thallium, which contributed
to the emergence of the specific floras of these
48
areas (Szarek-Łukaszewska and Grodzińska
2008, 2011; Stefanowicz et al. 2014; Woch
et al. 2014).
A lot of information about the distribution
of old pits is given on old maps made in the
17th and 18th centuries. Mines were inventoried
and reactivated during this period. In other
documentation, expert reports on the status
of mining in Olkusz mention 400 sunken pit
shafts. They also contain information about
the location of five smelters and several mining
areas (Molenda 1978). During the reign of
Stanisław II August, a time of efforts at economic renewal, in 1769 Eisler Rensch made
another mining map of Bolesław, Olkusz and
Starczynów, on which 2000 sunken pit shafts
are marked (Molenda 1978).
The Aleksander pit shaft, which operated
even in the first half of the 20th century, is associated with the origins of the old waste heap
in the southern part of Bolesław. Overburden
that was removed to get to deposits with
higher zinc content was dumped there. The
vegetation growing on it today makes it one
of the most valuable post-mining features. It is
under partial protection as a Natura 2000 area
(Szarek-Łukaszewska and Grodzińska 2008;
Kapusta et al. 2010).
Near pits and ore extraction sites there are
places often more contaminated with metals
from ore processing and enrichment. The first
step in that work was washing and processing
of excavated material in scrubbers, the bottom
of which was a water-impermeable layer of
loam (Feliksik 2011). Places known as sites of
this include Hutki, Parcze, Poniki, Pomorzany
and Starczynów, and also Ujków and Bolesław
near the Ulisses and Krążek mines and near the
Kozioł mine near Sławków. Often the scrubbers were located near watercourses and adits,
such as the Brodka which flowed from Stary
Olkusz to Hutki, Warwas stream in Bukowno,
the Ponik flowing from Pomorzany to Hutki,
Fig. 5. Post-mining relics left from the Aleksander mine in Bolesław, covered with xerothermic grassland (photo A.M.
Stefanowicz and M.W. Woch)
Ryc. 5. Obiekty pogórnicze pozostałe po kopalni Aleksander w Bolesławiu porośnięte murawą kserotermiczną (fot.
A.M. Stefanowicz i M.W. Woch)
the Sztoła river, the Białe Bagno in Ujków, and
near Płoki at Kozi Bród brook (Cabała 2009;
Feliksik 2011). The Staroolkuska scrubber
operated in Stary Olkusz, and the biggest one
was the Józef scrubber commissioned in the
late 19th century in Pomorzany (Cabała 2009).
Beginning from the 16th century, drainage
adits of significant size became part of the
mining infrastructure. Five of them, with
a total length of 32.5 km, were built in the
Olkusz region: Czajowska (also called Leśna,
built between 1564 and 1590), Ostrowicka
(also called Centauryjska, built between
1566 and 1590), Pilecka (also called Staroolkuska, built between 1576 and 1615),
Ponikowska (1563–1621) and Starczynowska
(also called Królewska, 1548–1576) (Głowa
et al. 2010). These are the biggest and most
easily distinguished elements of the postmining landscape. A large part of Olkusz and
Pomorzany is still affected by the adit’s impact
(Cabała and Sutkowska 2006).
Opencast mine pits left after 20th-century
exploitation of zinc-lead ores can be reclaimed
under the relevant laws. According to data
from the Bolesław Municipal Office (2005),
the following landscape features have been
reclaimed or are being afforested: the Hałda
Michalska opencast (area 2.9 ha), settling
ponds in Krzykawka (3.72 ha), the Bolesław
opencast (6.8 ha), the area around the former
Józef scrubber (8.3 ha), the Krążek opencast
(7.5 ha), the Ujków-Północ excavation area
(9.28 acres) and the Hałda Galman waste heap
located near the Bolesław opencast (3.5 ha)
(Sadzawicka 2005).
49
Fig. 6. Heap of material from the Józef mine in Czerna-Zakopane covered with a valuable xerothemic grassland (top)
and during removal (bottom) (photo A.M. Stefanowicz and M.W. Woch)
Ryc. 6. Usypisko materiału z kopalni Józef w Czernej-Zakopane porośnięte wartościową murawą kserotermiczną (góra)
i w trakcie rozbiórki (dół) (fot. A.M. Stefanowicz i M.W. Woch)
Many slag heaps and other landscape features left from mining and metallurgy have
been obliterated by natural erosion, or when
material from there is used for construction.
Material from historical Zn-Pb mining sites
has sometimes been used to make road beds
and embankments, or else leveled. The vegetation cover of those places was destroyed.
One example is the heap from the Józef mine
in Czerna, which was removed and used for
road construction in 2012. Earlier this heap
was covered with valuable calamine grassland
(Fig. 6).
Closing remarks
Knowledge about post-mining and postsmelting sites is important because they
50
comprise the legacy of regional mining traditions and because they may endanger people’s
health. Local knowledge of the majority of the
landscape features formed during the thousand-year mining history of the Olkusz region
is quickly forgotten. Research on 19th- and
20th-century mining in the United States has
shown that such knowledge fades very quickly,
leaving gaps in the data on locations of sites
contaminated with heavy metals; this poses
a threat to human health because farming is
often done in those areas later (Eckel et al.
2001, 2002). For safety reasons there needs to
be continuous documentation of those places.
It is increasingly recognised that landscape
features remaining after mining and industry
are testimony to civilisational development
and regional traditions, and that they have
important roles to play in education and conservation. The greater habitat diversity of many
of these places has led to the creation of unique
phytocoenotic systems which emerge spontaneously or which constitute secondary habitats
for rare and protected plant and animal species
(Grodzińska and Szarek-Łukaszewska 2002;
Woch 2007; Řehounková and Prach 2008;
Kowolik et al. 2010; Mudrak et al. 2010;
Tischew et al. 2013). That is why various
post-industrial areas around the world are protected as designated Sites of Special Scientific
Interest (SSSI) or Urban Nature Parks (UNP)
(Tokarska-Guzik 2000). Laws that have been
in force in Poland for a long time allow such
landscape features to be placed under legal protection, as in Germany, where calamine grasslands are protected in this way (Heibel 1999).
References
Cabała J., Sutkowska K. 2006. Wpływ dawnej
eksploatacji i przeróbki rud Zn-Pb na skład
mineralny gleb industrialnych, rejon Olkusza
i Jaworzna. Prace Naukowe Instytutu Górnictwa Politechniki Wrocławskiej. Studia
i Materiały 117(32): 13–22.
Cabała J. 2009. Metale ciężkie w środowisku glebowym olkuskiego rejonu eksploatacji rud
Zn-Pb. Wydawnictwo Uniwersytetu Śląskiego,
Katowice.
Czylok A., Szymczyk A. 2009. Sand quarries as
biotopes of rare and critically endangered plant
species, pp. 187–192. In: Z. Mirek, A. Nikiel
(Eds.) Rare, relict and endangered plants and
fungi in Poland. W Szafer Institute of Botany.
Polish Academy of Sciences, Kraków.
Eckel W.P., Rabinowitz M.B., Foster G.D.
2001. Discovering unrecognized lead-smelting
sites by historical methods. American Journal of
Public Health 91(4): 625–627.
Eckel W.P., Rabinowitz M.B., Foster G.D.
2002. Investigation of unrecognized former
secondary lead smelting sites: confirmation by
historical sources and elemental ratios in soil.
Feliksik A. 2011. Przyroda Jury a eksploatacja
kruszców na przykładzie Ziemi Olkuskiej. Ilcusiana 5: 99–111.
Głowa W., Garbacz-Klempka A., Rozmus D.
2010. Olkuski ołów na Rynku Głównym
w Krakowie. Ilcusiana 3: 17–40.
– przeszłość, teraźniejszość i przyszłość. Kosmos
51(2): 127–138.
Heibel E. 1999. Flechtenvegatation auf Schwermetallstandorten in Nordrhein-Westfalen. In:
A. Pardey (Ed.) Naturschutz-Rahmenkonzeption Galmeifluren NRW. LÖBF- Schriftenreihe
16: 49–72.
66(1): 27–34.
Kirmer A., Tischew, S., Ozinga W.A., von Lampe M., Baasch A., van Groenendael J.M.
2008. Importance of regional species pools and
functional traits in colonisation processes: predicting re-colonisation after large-scale destruction of ecosystems. Journal of Applied Ecology
45: 1523–1530.
Kiryk F. 1978. Zarys dziejów osadnictwa, pp.
Dzieje Olkusza i regionu olkuskiego 1. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa–Kraków.
Kowolik M., Szarek-Łukaszewska G., Jędrzej
czyk-Korycińska M. 2010. Użytek ekolo
giczny “Pleszczotka górska” w cynkowo-ołowiowym terenie pogórniczym – potrzeba
aktywnej ochrony. Chrońmy Przyrodę Ojczystą
66(1): 35–38.
Krzaklewski W., Pietrzykowski M. 2002; Selected physicochemical properties of zinc
and lead are tailings and their biological stabilization. Water, Air, and Soil Pollution 141:
125–142.
51
Liszka J., Świć E. 2004. Zakłady Górniczo-Hutnicze “Bolesław”. Dzieje, Wydarzenia, Ludzie.
Zakłady Górniczo-Hutnicze “Bolesław” S.A.,
Bukowno.
Malik R. 2005. Średniowieczne lokacje miejskie
w granicach kasztelanii chrzanowskiej. Wiadomości Konserwatorskie 18: 1–18.
Marrs R.H. 1993. Soil fertility and nature conservation in Europe: theoretical considerations
and practical management solutions. Advances
in Ecological Research 24: 241–300.
złóż śląsko-krakowskich w XVI–XVIII w.
Z dziejów postępu technicznego w eksploatacji
kruszców. Ossolineum, Wrocław.
Molenda D. 1978. Dzieje Olkusza do 1795 roku,
pp. 147–340. In: F. Kiryk, R. Kołodziejczyk (Eds.). Dzieje Olkusza i regionu olkuskiego 1. Wydawnictwo Naukowe PWN,
Warszawa–Kraków.
Mudrak O., Frouz J., Velichova V. 2010.
Understory vegetation in reclaimed and unreclaimed post-mining forest stands. Ecological
Engineering 36: 783–790.
2011. The vascular plants of the Olkusz Ore-bearing Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego
Okregu Rudnego]. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.
Pietrzak J. 2004. Górnictwo i hutnictwo rud ołowiu
i srebra w Sławkowie w okresie od XIII do XVI
wieku (na podstawie źródeł pisanych i archeologicznych), pp. 95–106. In: D. Rozmus (Ed.).
Archeologiczne i historyczne ślady górnictwa
i hutnictwa na terenie Dąbrowy Górniczej
i okolic. Księgarnia Akademicka, Kraków.
Raczyński B. (Ed.) 1992. Kompleksowa ocena
oddziaływania Kopalni Piasku “Szczakowa” na
środowisko. Narodowa Fundacja Ochrony Środowiska, Zakład Badań i Ekspertyz Ekologicznych, Warszawa.
Řehounková K., Prach, K. 2008. Spontaneous vegetation succession in gravel-sand pits: a potential
for restoration. Restoration Ecology 16: 305–312.
52
Rozmus D. 2010. Srebrne zamieszanie. Ilcusiana
3: 7–16.
Rybak A. 2004. Ślady górnictwa kruszcowego na
terenie Dąbrowy Górniczej i jej okolic, pp.
107–124. In: D. Rozmus (Ed.). Archeologiczne
i historyczne ślady górnictwa i hutnictwa na
terenie Dąbrowy Górniczej i okolic. Księgarnia
Akademicka, Kraków.
Sadzawicka Z. (Ed.) 2005. Program Ochrony
Środowiska dla Gminy Bolesław. Wydawnictwa
Instytut Gospodarowania Odpadami Sp. z o.o.,
Kraków.
Skawina T. (Ed.) 1963. Wytyczne szczegółowe dla
wstępnego zagospodarowania biologicznego spągu
wyrobisk po eksploatacji piasku podsadzkowego.
AGH, PAN, Kraków–Zabrze.
Stefanowicz A.M., Woch M.W., Kapusta P.
2014. Inconspicuous waste heaps left by historical Zn-Pb mining are hot spots of soil contamination. Geoderma 235–236: 1–8.
Szarek-Łukaszewska G. 2011. Wykorzystanie
metod ekologicznych w rekultywacji, pp.
149–153. In: G. Malina (Ed.). Rekultywacja
i rewitalizacja terenów zdegradowanych. Polskie Zrzeszenie Inżynierów i Techników Sanitarnych Oddział Wielkopolski, Poznań.
Naturalna roślinność w rejonach starych
zwałowisk odpadów po górnictwie rud Zn-Pb
w okolicy Bolesławia i Bukowna (region śląskokrakowski, południowa Polska). Przegląd Geologiczny 56: 528–531.
(Olkusz Ore-Bearing Region, S. Poland). Polish
Tischew S., Baasch A., Grunert H, Kirmer A.
2013. How to develop native plant communities in heavily altered ecosystems: examples from
large-scale surface mining in Germany. Applied
Vegetation Science 17: 288–301.
Tokarska-Guzik B. 2000. Przyrodnicze zagospodarowanie nieużytków miejsko-przemysłowych
na przykładzie centrów górniczych Europy, pp.
72–80. In: J. Siuta (Ed.). Ochrona i rekultywacja
gruntów. Inżynieria ekologiczna 1. Wydawnictwo
Ekoinżynieria, Lublin.
Tomlinson S., Matthes U., Richardson P.J.
Larson D.W. 2008. The ecological equivalence of quarry floors to alvars. Applied Vegetation Science 11: 73–82.
Tropek R., Kadlec T., Karesova P., Spitzer L.,
Kocarek P., Malenovsky I., Banar P., Tuf
I.H., Hejda M., Konvicka M. 2010. Spontaneous succession in limestone quarries as
an effective restoration tool for endangered
arthropods and plants. Journal of Applied
Ecology 47: 139–148.
Woch M.W. 2007. Szata roślinna wyrobiska Kopalni Piasku Szczakowa S.A. Fragmenta Floristica et Geobotanica Polonica 14: 281–309.
Woch M.W., Kapusta P., Stefanowicz A.M.
2014. Grasslands of historical Zn-Pb mining
sites in western Małopolska (S Poland). Acta
Biologica Cracoviensia Series Botanica 56, supplement 2: 82.
4
Charakterystyka obiektów związanych z działalnością
górniczą i hutniczą w rejonie Olkusza
Marcin W. Woch
Wstęp
Wielowiekowa działalność górnicza w rejonie
Olkusza spowodowała zniszczenie naturalnego
krajobrazu. Obszar ten jest dziś morfologicznie
bardzo zróżnicowany. W wielu miejscach znajdują
się wyrobiska i zwałowiska odpadów poeksploatacyjnych, z których do najbardziej uciążliwych dla
środowiska należy hałda odpadów poflotacyjnych
w Bolesławiu (Cabała i Sutkowska 2006). Oprócz
hałd na powierzchni terenu widoczne są rozległe
wyrobiska po eksploatacji piasku, kamieniołomy,
nasypy, zapadliska, osadniki poflotacyjne, szyby,
świetliki, kanały odwadniające złoża, odkrywki
i odwierty powstające w wyniku poszukiwania
nowych złóż i inne mniejsze obiekty (Ryc. 1).
Ukształtowanie powierzchni terenu, zróżnicowanie
składu chemicznego gleb (w tym głównie zawartość
metali ciężkich) i poziom wód glebowych nadają
piętno tutejszemu krajobrazowi, wpływając na
kształtowanie się typów roślinności i ich skład florystyczny (Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2002;
Nowak i in. 2011; Woch i in. 2014).
W niniejszym rozdziale dokonano krótkiego
przeglądu terenów z najważniejszymi powierzchniowymi reliktami pozostałymi po dawnym i współczesnym górnictwie i metalurgii ołowiu, cynku, srebra,
żelaza, a także miejsc eksploatacji piasku w rejonie
Olkusza. Obejmują one historycznie związane
z Olkuszem tereny dzisiejszych gmin: Bolesław,
Bukowno, Jerzmanowice-Przeginia, Klucze, Pilica,
Olkusz, Skała, Sławków, Sułoszowa, Wolbrom oraz
Żarnowiec (Feliksik 2011).
Dominującymi w okolicach Olkusza historycznymi i współczesnymi obiektami, zaburzającymi naturalny krajobraz, są głównie pozostałości
po działalności górnictwa kruszcowego i hutnictwa.
Obiekty te można podzielić na trzy grupy: (1)
miejsca wydobywania rud, na które się składają
odkrywki, zasypane szyby i sztolnie z towarzyszącymi im hałdami skały płonnej z różną zawartością metali, (2) miejsca wstępnej selekcji, przeróbki
i wzbogacenia rud, gdzie gromadzone były rozdrobniona ruda i żużle, w związku z tym zawartości metali w takich podłożach bywają niezwykle
wysokie i (3) miejsca hutnictwa rud, które charakteryzują się przekształconym podłożem w miejscach
palenisk i pieców, nagromadzeniem wysoce zanieczyszczonego metalami materiału w postaci hałd
żużli i składów rudy. W przypadku hut położonych
w bezpośrednim sąsiedztwie wydobycia kruszców
bardzo zróżnicowane podłoże stanowią materiały
z różnych etapów procesu produkcyjnego.
Wszystkie obiekty związane z działalnością
przemysłową widoczne w krajobrazie okolic Olkusza
można podzielić na trzy typy: (1) hałdy odpadów
pogórniczych i hutniczych, (2) rozlegle wyrobiska
po eksploatacji piasku i (3) mniejsze wyrobiska,
55
kamieniołomy, świetliki, sztolnie odwadniające
złoża rud cynkowo-ołowiowych, studnie i odwierty
poszukiwawcze i inne.
Ślady działalności górniczej i hutniczej
Miejsca, gdzie najwcześniej mogło dojść do
wydobywania rud metali należy łączyć z obszarami
płytkiego zalegania triasowych utworów metalonośnych, tzn. z naturalnymi ich wychodniami. Najstarszych reliktów pogórniczych można się więc
spodziewać w rejonie Olkusza i Sławkowa. Złoża
sławkowskie były znane i wykorzystywane wcześniej
niż olkuskie, gdzie najstarsze kopalnie powstały
w miejscu dzisiejszego Starego Olkusza (Godzik
i Woch – Rozdział 3, niniejszy tom). Z tą miejscowością wiąże się najstarsze osadnictwo regionu,
które stanowiły domostwa górników (Kiryk 1978).
Z reguły w bliskim sąsiedztwie kopalń rozwijało
się jednocześnie przetwórstwo rud i handel (Malik
2005). Na liczne średniowieczne pozostałości
po wzbogacaniu rud ołowiu i srebra natrafiono
w trakcie wykopalisk archeologicznych prowadzonych w okolicach Hutek, Sławkowa, Strzemieszyc
oraz Ząbkowic (Molenda 1972; Pietrzak 2004;
Rybak 2004). Wykopaliska przeprowadzone na
terenie Starego Olkusza wskazują, że we wczesnym średniowieczu (XI i XII/XIII wiek) prawdopodobnie funkcjonowała tu osada produkcyjna
(Rozmus 2010).
Pomimo, że do XVI wieku górnictwo rozwijało
się głównie w stosunkowo wąskim otoczeniu Sławkowa, Starego Olkusza i Starczynowa, późniejsza działalność przemysłowa i intensywny rozwój zabudowań
miejskich, zatarły większość śladów po najstarszych
pracach górniczych. Dlatego najcenniejsze, najmniej
przekształcone relikty znajdują się często w większym
oddaleniu od centrów tych miejscowości.
Hałdy
Charakterystycznym i najlepiej rozpoznawalnym w krajobrazie okolic Sławkowa i Olkusza
obiektem związanym z przeróbką rud jest nadpoziomowe składowisko odpadów poflotacyjnych
o wysokości około 350 m n.p.m. (ok. 25 m nad
poziomem gruntu) (Ryc. 2). Zajmuje ono obszar
110 ha (Sadzawicka 2005). Gromadzone są na nim
odpady powstające w procesie technologicznym
56
w Zakładach Górniczo-Hutniczych Bolesław w Bu
kownie S.A. (nazwa obowiązująca od powołania
spółki Skarbu Państwa w 2003 r.), które skupiały
zlikwidowane kopalnie: Bolesław (w 1998 roku),
Olkusz (w 2003 roku) oraz działającą do dzisiaj
kopalnię Pomorzany (od 1974 roku) (Liszka i Świć
2004). Składowisko odpadów jest szczególnie
uciążliwe dla otoczenia z racji jego silnego pylenia
w trakcie suchych i wietrznych dni oraz zanieczyszczania otoczenia przez wyciekające spod niego wody
gruntowe. Podejmowane w ubiegłym wieku próby
rekultywacji tego obiektu nie przynosiły zadawalających rezultatów. Rośliny wprowadzano wówczas
bezpośrednio na osady poflotacyjne, przy zastosowaniu wysokiego nawożenia mineralnego. Jednakże
nie przeżywały one jednego sezonu wegetacyjnego
w wyniku akumulacji znacznych ilości metali
w tkankach (Krzaklewski i Pietrzykowski 2002).
Od roku 2008 prowadzone są na tej hałdzie eksperymenty polegające na przenoszeniu na składowisko
fragmentów darni wraz z podłożem z innych hałd,
które zostały skolonizowane przez rośliny w drodze
spontanicznej sukcesji (Szarek-Łukaszewska 2011).
W niektórych fragmentach składowiska pojawiają
się rośliny pochodzące z samosiewu.
Piaskownie
W zachodniej części regionu olkuskiego znajdują się rozległe złoża piasków czwartorzędowych.
Stały się one obiektem wielkoskalowej XX-wiecznej
eksploatacji na potrzeby przemysłowe i urbanizacyjne. Największą powierzchnię (3100 ha) zajmują
dochodzące pod Bukowno od zachodu i południa w większości zrekultywowane wyrobiska tzw.
Obszaru Górniczego Błędów III Kopalni Piasku
Szczakowa S.A. (Skawina 1963; Raczyński 1992)
(Ryc. 3). Nadal czynne są wyrobiska położone na
zachód i wschód od Olkusza w obrębie tzw. Pola
Bukowno i Pola Pomorzany. W rejonie Olkusza
i Bukowna znajduje się również szereg mniejszych,
z reguły nie przekraczających 5 ha wyrobisk, najczęściej już porośniętych kilkudziesięcioletnimi borami
sosnowymi.
Od lat 60. XX wieku, po wyeksploatowaniu
piasku, na wyrobiskach przeprowadza się trwające
kilka lat zabiegi rekultywacyjne, głównie w kierunku zalesienia. Wcześniej zwykle takie wyrobisko
jest wyrównywane, a następnie na powierzchnię
nawożona jest gleba wzbogacona mieszankami
nawozów. Na tak przygotowane podłoże wysiewane
są rośliny motylkowe, głównie łubin trwały (Lupinus
polyphyllus), a w kolejnych latach nasadzane drzewa
i krzewy (często obcego pochodzenia). Zrekultywowany w ten sposób teren przekazany zostaje Lasom
Państwowym, które prowadzą dalszą gospodarkę
leśną. Piaskownie poprzecinane są systemem rowów
i kanałów odwadniających, co znacznie przyczynia
się do drenowania okolicznych terenów (Skawina
1963; Raczyński 1992). W okolicach Olkusza
zabiegom rekultywacyjnym poddano wyrobiska piasku Pole Bukowno i Dąbrówka (o łącznej
powierzchni 45,68 ha) (Sadzawicka 2005).
Wiele badań wskazuje jednak, że pozostawienie
tego typu wyrobisk bez zabiegów rekultywacyjnych
zwiększa heterogeniczność siedlisk, co dodatnio
wpływa na różnorodność rozwijającej się na nich
spontanicznie roślinności (Řehounková i Prach
2008; Mudrak i in. 2010; Tischew i in. 2013). Na
suchych wyrobiskach rozwijają się zróżnicowane
murawy psammofilne bądź murawy zdominowane
przez szczotlichę siwą (Corynephorus canescens),
czy płonnik włosisty (Polytrichum piliferum). Jeżeli
wyrobiska swoją głębokością sięgają warstw wodonośnych, wtedy powstają cenne pod względem
przyrodniczym zbiorowiska torfowiskowe i wodne.
Wraz z wykształcającymi się zadrzewieniami
o różnorodnej strukturze wiekowej, przestrzennej
i gatunkowej tereny takie stanowią swoisty przyrodniczy unikat (Woch 2007; Czylok i Szymczyk 2009). Na nierekultywowanych wyrobiskach
notowany jest mniejszy udział neofitów, natomiast
więcej pojawia się rzadkich i chronionych gatunków
(Woch 2007; Kirmer i in. 2008; Tomlinson i in.
2008; Tropek i in. 2010). Niska żyzność takich
siedlisk sprzyja występowaniu roślin tolerujących
stres, ale o słabych zdolnościach konkurencyjnych.
Takie cechy posiadają zwykle gatunki najrzadsze
i podlegające ochronie, dlatego nierekultywowane
wyrobiska mogą mieć duże znaczenie dla ochrony
różnorodności biologicznej (Marrs 1993; Tischew
i in. 2013).
Inne obiekty pogórnicze
Do najbardziej interesujących obiektów należą
liczne w okolicach Olkusza, pozostałe po wydobyciu
rud ołowiu, cynku, srebra i żelaza, małe szyby lub
niewielkie regularne okrągłe kopczyki ze skalnego
materiału odpadowego z zagłębieniem po szybie
pośrodku lub powstałe po eksploatacji rud metodą
odkrywkową, określane jako warpie (warpia).
Liczne takie obiekty są widoczne w lasach bukowych lub borach sosnowych pochodzących z nasadzeń lub wykształconych w drodze spontanicznej
sukcesji (Ryc. 4). Niezadrzewione relikty po pracach górniczych spotyka się najczęściej bliżej zabudowań miejscowości, co jest związane z rolniczym
i przemysłowym wykorzystywaniem sąsiadujących
z nimi terenów. Drugim pod względem wielkości
ośrodkiem górniczym w omawianym rejonie, obok
Olkusza, był Sławków wraz z podległymi mu osadami, w tym ówczesną wsią Bolesław. Większość
śladów po działalności górniczej zachowało się
tutaj w bardzo dobrym stanie, pomimo budowy
w XX wieku na tych terenach Zakładów Górniczo-Hutniczych Bolesław w Bukownie. Największe
zagęszczenie najwartościowszych dla przyrodników
i historyków warpi znajduje się na terenach sąsiadujących z tym zakładem przemysłowym od wschodu,
północy i zachodu.
Na stopień zachowania powierzchniowych
reliktów pogórniczych wpływ ma długość czasu,
który upłynął od ich powstania, zachodzące procesy
erozyjne oraz ewentualna późniejsza działalność
człowieka. O istnieniu większości z nich świadczą
tylko niewielkie nierówności terenu lub wyraźnie
różniące się od otoczenia płaty roślinności. Najlepiej
zachowane, najmłodsze relikty, jak głębokie doły po
szybach otoczone wysokim usypiskiem materiału
skalnego, są dosyć łatwe do rozpoznania. Starsze,
których kształty zostały pozacierane przez erozję lub
późniejsze działania człowieka, mogą być rozpoznawane na podstawie przekrojów glebowych, analiz
chemicznych materiału, badań rentgenowskich,
a także klasycznych wykopalisk archeologicznych.
Część śladów pozostałych po wydobyciu odkrywkowym branych jest często za stare kamieniołomy
lub nierówności terenu naturalnego pochodzenia.
Zarówno w lasach, jak i na terenach rolniczych
powierzchniowe relikty pogórnicze są zazwyczaj
dobrze widoczne w terenie, nie tylko ze względu
na zaburzenie powierzchni, ale przede wszystkim
ze względu na występujące tu rośliny. Miejsca takie
cechują się kserotermicznymi warunkami siedliskowymi (przesuszone podłoże, silne nasłonecznienie),
57
często są bogate w metale ciężkie. Występują na
nich cenne przyrodniczo zbiorowiska muraw
(Nowak i in. 2011; Woch i in. 2014) (Ryc. 5).
W niektórych przypadkach, gdy głębsze warstwy
podłoża są nieprzepuszczalne, zagłębienia takie są
wypełnione wodą tworząc niewielkie powierzchniowo zbiorniki.
Podłoże warpi z reguły stanowi szkieletowa,
porowata gleba o dużej zawartości wapnia i magnezu,
lecz często uboga w azot i fosfor. Wapń i magnez
pochodzą z dolomitowej skały płonnej (węglan
wapnia i magnezu – CaCO3, CaMg[CO3]2), natomiast źródłem azotu i fosforu jest materia organiczna, której ilość zależy od czasu, który upłynął
od porzucenia obiektu i stopnia rozwoju roślinności. Charakterystyczną, przyciągającą przyrodników cechą tych podłoży, są wysokie zawartości
metali ciężkich, głównie ołowiu, cynku, a także
kadmu i talu, które wpłynęły na wykształcenie
się specyficznej flory (Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2008, 2011; Stefanowicz i in. 2014; Woch
i in. 2014).
Wiele informacji o rozmieszczeniu dawnych
wyrobisk dostarczają dawne mapy sporządzane
w wiekach XVII i XVIII, czyli okresie powoli
upadającego górnictwa. Podejmowano się wtedy
inwentaryzacji i reaktywacji kopalń. Na pozostałych z dokumentacji ekspertyzach dotyczących
stanu olkuskiego górnictwa zaznaczonych jest 400
zapadłych szybów. Określono na nich również lokalizację poszczególnych pól górniczych, a także 5 hut
(Molenda 1978). W epoce próby odnowy gospodarczej w czasach stanisławowskich została wykonana przez Eislera Renscha w 1769 roku kolejna
mapa górnicza okolic Bolesławia, Olkusza i Starczynowa, na której zaznaczono aż 2000 zapadłych
szybów (Molenda 1978).
Z funkcjonującym jeszcze w pierwszej
połowie XX wieku szybem Aleksander związane
jest pochodzenie, tzw. hałdy starej, zlokalizowanej
w południowej części Bolesławia. Zdeponowano tu
nadkład zdjęty by dostać się do pokładów zawierających wyższe zawartości rudy cynku. Jest to jedna
z cenniejszych pozostałości górniczych ze względu
na porastającą ją dzisiaj roślinność. Miejsce to
jest obecnie w części objęte ochroną Natura 2000
(Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2008; Kapusta
i in. 2010).
58
W sąsiedztwie wyrobisk, miejsc pozyskiwania
kruszcu (lub stanowiąc ich element), często znajdują się jeszcze bardziej zanieczyszczone metalami miejsca, w których dokonywano przeróbki
i wzbogacania rudy. Pierwszym etapem tych procesów było płukanie i przebieranie urobku dokonywane w tzw. płuczkach, których dno stanowiła
nieprzepuszczająca wody warstwa iłów (Feliksik
2011). Ze znanych miejsc wykonywania tych
czynności można wymienić rejon Hutek, Parcz,
Ponika, Pomorzan i Starczynowa, a także Ujkowa
i Bolesławia przy kopalniach Ulisses i Krążek oraz
obok kopalni Kozioł na terenach sławkowskich.
Często płuczki lokalizowano koło cieków wodnych
i sztolni, jak np. Brodka, który płynął od Starego
Olkusza do Hutek, potoku Warwas w Bukownie,
Ponika płynącego od Pomorzan do Hutek, Sztoły,
Białego Bagna w Ujkowie, a w rejonie Płok nad
potokiem Kozi Bród (Cabała 2009; Feliksik 2011).
W Olkuszu Starym funkcjonowała płuczka Staroolkuska, a największą ze wszystkich była płuczka Józef
powstała pod koniec XIX wieku w Pomorzanach
(Cabała 2009).
Począwszy od XVI wieku z działalnością górniczą wiąże się istnienie znacznych rozmiarów
sztolni odwadniających. W regionie olkuskim
wybudowano w sumie pięć takich obiektów
o łącznej długości 32,5 km. Były to sztolnie:
Czajowska (określana też nazwą Leśna, powstała
pomiędzy 1564 a 1590 rokiem), Ostrowicka (określana również nazwą Centauryjska, powstała w latach
1566–1590), Pilecka (nazywana też Staroolkuską,
wybudowana między 1576 a 1615 rokiem), Ponikowska (1563–1621) i Starczynowska (określana też
nazwą Królewska, 1548–1576) (Głowa i in. 2010).
Są to największe obiekty pozostałe po dawnym górnictwie, silnie odznaczające się w krajobrazie. Pod
wpływem odwadniających sztolni nadal znajduje się
znaczny rejon Olkusza i Pomorzan (Cabała i Sutkowska 2006).
Odkrywki po XX-wiecznej eksploatacji rud
cynkowo-ołowiowych są poddawane, zgodnie
z obowiązującym prawem, zabiegom rekultywacyjnym. Według danych z Urzędu Gminy Bolesław
(2005) zrekultywowane lub w trakcie zabiegów
zdążających do zalesienia są następujące obiekty:
odkrywka Hałda Michalska (o powierzchni 2,9 ha),
stawy osadowe w Krzykawce (3,72 ha), odkrywka
Bolesław (6,8 ha), teren byłej płuczki Józef
(8,3 ha), odkrywka Krążek (7,5 ha), tereny wyrobiska Ujków–Północ (9,28 ha) i Hałdy Galmanu
położone w rejonie odkrywki Bolesław (3,5 ha)
(Sadzawicka 2005).
Wiele hałd i obiektów pozostałych po dawnym
górnictwie i metalurgii uległo zniszczeniu poprzez
wykorzystywanie zdeponowanych tam materiałów
do budowy nowszych konstrukcji lub na skutek
naturalnych procesów erozji. Materiał z warpi bywa
używany jako podsypka do dróg i nasypów lub po
prostu hałdy są wyrównywane. Zniszczeniu ulega
wówczas pokrywa roślinna. Przykładem takim może
być usypisko materiału z kopalni Józef w Czernej,
które rozebrano i użyto do budowy drogi w 2012
roku. Wcześniej obiekt ten porośnięty był wartościową murawą galmanową (Ryc. 6).
Podsumowanie
Wiedza na temat miejsc dawnego wydobycia
metali i ich przetopu jest ważna zarówno ze względu
na to, że są one świadectwem górniczej tradycji
regionu, jak i dlatego, że mogą stanowić zagrożenie
dla zdrowia mieszkańców. Tereny w pobliżu szybów
wydobywczych i poszukiwawczych, miejsca dawnej
obróbki i wzbogacania rud, obszary w pobliżu
palenisk i pieców hutniczych, jak też współczesne
hałdy skały płonnej i odpadów z procesów produkcyjnych są zwykle wysoce zanieczyszczone metalami
ciężkimi. Lokalna wiedza o większości obiektów
powstałych w czasie tysiącletniej historii górnictwa
w rejonie olkuskim ulega szybkiemu zapomnieniu.
Badania dotyczące XIX i XX-wiecznego hutnictwa
na terenie USA dowiodły, że proces ten jest bardzo
szybki i skutkuje brakiem wiedzy o położeniu
miejsc zanieczyszczonych metalami ciężkimi stanowiąc zagrożenie dla zdrowia ludzi, ponieważ często
prowadzi się w takich obszarach działalność rolniczą
(Eckel i in. 2001, 2002). Dla zachowania bezpieczeństwa należy prowadzić stałą dokumentację
takich miejsc.
Jednocześnie coraz częściej dostrzega się, że
obiekty pozostałe po górnictwie i przemyśle są nie
tylko świadectwem rozwoju cywilizacyjnego i tradycji danego regionu, ale też mają one znaczenie
edukacyjne i wartość przyrodniczą. Na wielu takich
miejscach za sprawą większego zróżnicowania siedliskowego powstają spontanicznie unikatowe
układy fitocenotyczne lub stanowią one wtórne siedliska dla rzadkich i chronionych gatunków roślin
i zwierząt (Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2002;
Woch 2007; Řehounková i Prach 2008; Kowolik
i in. 2010; Mudrak i in. 2010; Tischew i in. 2013).
Dlatego na świecie tereny różnego typu obiektów
poprzemysłowych obejmuje się ochroną w formie
obszarów o szczególnym znaczeniu naukowym (Sites
of Special Scientific Interest – SSSI) lub miejskich
parków ekologicznych (Urban Nature Park – UNP)
(Tokarska-Guzik 2000). Istniejące od dawna
w Polsce przepisy prawne umożliwiają obejmowanie takich obiektów ochroną prawną, podobnie
jak w Niemczech, gdzie w ten sposób chroni się
tamtejsze murawy galmanowe (Heibel 1999).
5
Botanical research in the Olkusz region.
Bibliography
Krystyna Grodzińska, Barbara Godzik
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: k.grodzinska@
botany.pl; [email protected]
The first mentions of the vegetation of
Olkusz and Bolesław come from the second
half of the 19th and the early 20th centuries
(Rostafiński 1872; Uechtritz 1877, 1878,
1879, 1880; Zalewski 1886; Rehman 1904;
Pax 1918; Piech 1924). They consist of a few
notes, usually floristic. Wóycicki (1913) published a more complete work, describing
the vegetation of mining areas surrounding
Bolesław and Olkusz, listing over 100 species
of vascular plants growing there, and including
photographs of the area. Thanks to these documents we now know how much the landscape
has changed during the intervening century
(Grodzińska et al. 2000).
For nearly half of the past century botanists avoided the damaged Olkusz mining area.
Not until the late 1940s did research resume
around Bolesław and Olkusz, begun by Jadwiga Dobrzańska. She published an interesting
floristic and ecological study, an important
step in vegetation studies of this metalliferous
mining area (Dobrzańska 1955). She drew
attention to the uniqueness of the flora and
plant communities, particularly those of grassland, and to their similarity to the vegetation
of zinc-lead areas in Central and Western
Europe. During her field research Dobrzańska
made dozens of “improvised”, as she writes,
“floristic-sociological” records which were to
be “initial material for further intended sociological studies”. Unfortunately, Dobrzańska
was not able to fulfill this intention and the
collected phytosociological material probably is
lost. This is a great shame, as they would have
been very important for subsequent studies on
calamine grasslands. Drobnik (2004a, b) wrote
two articles on the history of botanical studies
of the Olkusz region, covering 1850–2002. At
the beginning of the 21th century, Nowak et al.
(2011) published the most comprehensive
description of the vascular plants of the Olkusz
Ore-bearing Region (OOR). This systematic
list is not limited to the post-mining areas but
includes all habitats without exception.
The flora of both the natural and the
anthropogenic habitats of the OOR has been
described. Kaźmierczakowa (1987) addressed
the changes pine forests undergo under the
influence of industrial emissions from zinc and
lead smelters in Bukowno. Wika and Szczypek
(1990) made basic phytosociological studies
61
in the region, and Drobnik and Stebel (2003)
focused on identifying the most biologically
valuable meadow and mire communities. Particular attention has been paid to the vegetation
near old waste heaps left as a result of zinc-lead
ore mining, colonisation processes in those
places, and the possible use of spontaneously
developing vegetation to reclaim post-industrial areas (Grodzińska at al. 2000; Grodzińska
and Szarek-Łukaszewska 2002, 2009; SzarekŁukaszewska 2009; Szarek-Łukaszewska et al.
2007, 2008, 2011).
In addition to floristic research, a large
number of ecological, physiological and genetic
studies have been done in the Olkusz region,
involving both field work and laboratory experi
ments. Here we mention only a few of them
in the following areas: (1) heavy-metal loads in
plants from post-mining slag heaps (e.g. Godzik
1991, 1993; Mesjasz-Przybyłowicz et al. 1997,
1999, 2001; Szarek-Łukaszewska and Niklińska
2002); (2) the adaptation of selected plant species to poor, dry, heavy-metal-rich post-mining
substrates (Wierzbicka and Panufnik 1998;
Wierzbicka 2002; Wierzbicka and Potocka
2002; Wierzbicka and Rostański 2002; Załęcka
and Wierzbicka 2002; Szarek-Łukaszewska et al.
2004; Wierzbicka et al. 2004; Wierzbicka and
Pielichowska 2004; Przedpełska and Wierzbicka 2007; Olko et al. 2008; Słomka et al.
2008; Kostecka 2009); (3) mycorrhizal species
growing on post-mining slag heaps (Pawłowska
and Błaszkowski 1996; Turnau 1998; Wierzbicka and Zyska 1999; Jurkiewicz et al. 2001;
Orłowska et al. 2002; Turnau et al. 2002;
Mleczko 2004); and (4) spontaneous and supported colonisation by plants in zinc-lead areas
(Grodzińska et al. 2000; Szarek-Łukaszewska
and Grodzińska 2007, 2008).
The published and unpublished materials
in the final reports of Olkusz-area research
projects form a solid foundation for future
62
investigations. The following examples depict
the range of subject matter studied:
In the area of Olkusz a number of research
projects have been conducted and are in progress. Their final reports include published and
unpublished materials, which in the future
may prove invaluable. The following examples
include projects of the Olkusz region which
deal with botanical subject matter:
• The adaptation of plants for growth on
a calamine heap and their tolerance to
heavy metals [Przystosowania roślin do
wzrostu na hałdzie galmanowej i ich
tolerancja na metale ciężkie]. Research
project KBN 6 P04 C00119 (2000–
2003) (University of Warsaw, manager:
M. Wierzbicka).
• The strategy of heavy-metal uptake by
plants on calamine spoils [Strategie pobierania metali ciężkich przez rośliny hałd
galmanowych]. Research project KBN,
P04 G04322 (2002–2004) (Institute
of Botany, Polish Academy of Sciences,
manager: G. Szarek-Łukaszewska).
• High-biodiversity system formation on
post mining areas highly contaminated
with heavy metals – study of spontaneous succession [Powstawanie układów
o wysokiej różnorodności biologicznej
na terenach pogórniczych silnie skażonych metalami ciężkimi – badania
spontanicznej sukcesji]. Research project
PBŻ-KBN 087/P04/2003 (2003–2007)
(Institute of Botany, Polish Academy of
Sciences, manager: K. Grodzińska).
• The ability of two Polish populations of
Biscutella laevigata to hyperaccumulate
heavy metals [Zdolność dwóch populacji roślin Biscutella laevigata do hiperakumulacji metali ciężkich]. Supervisor
research project MNiSW, 2 P04C 03627
(2005–2006) (University of Warsaw,
manager: M. Wierzbicka).
• Adaptation of Armeria maritima subsp.
halleri, an endemic metallophyte, for
growth on zinc-lead heaps [Przystosowania roślin Armeria maritima subsp.
halleri – endemicznego metalofitu – do
wzrostu na hałdach cynkowo-ołowiowych]. Research project KBN 2P04C
03628 (2005–2008) (University of
Warsaw, manager: M. Wierzbicka).
• The role of aquaporins in the plant
cell response to heavy metals [Rola
akwaporyn w reakcji komórek roślin
na metale ciężkie]. Supervisor research
project MNiSW, N304 4204 33 (2007–
2008) (University of Warsaw, manager:
M. Wierzbicka).
• Nutrient economy of pine trees under
stress caused by high concentrations
of heavy metals in the environment
[Gospodarka mineralna drzewostanu
sosnowego w warunkach stresu spowodowanego wysokimi stężeniami metali
ciężkich w środowisku]. Research project MNiSW, N304 041 32/1966
(2007–2010) (Institute of Botany,
Polish Academy of Sciences, manager:
B. Godzik).
• The adaptations of halophytes used by
plants for growth on metalliferous soils
[Przystosowania halofitów wykorzystywane przez rośliny do wzrostu na
glebach metalonośnych]. Supervisor
research project MNiSW, N304 4203
33 (2007–2010) (University of Warsaw,
manager: M. Wierzbicka).
• Experimental studies on vegetation establishment on bare Zn/Pb mine tailings
(flotation slag piles) in southern Poland
[Kolonizacja odpadów po przeróbce
rud metali (Zn, Pb) przez roślinność
– eksperyment terenowy]. Research
project MNiSW, N304 096 234
(2008–2011) (Institute of Botany,
Polish Academy of Sciences, manager:
G. Szarek-Łukaszewska).
• Genetic and phenotypic characteristics
of metallicolous and non-metallicolous
populations of Biscutella laevigata (L.)
in Poland. Integrated Action Programme – POLONIUM-CNRS France
and MNiSW (2010–2011) (Institute
manager: A.A. Kostecka).
• Genetic structure and evolution
of metallophytes: Biscutella laevigata L. [Struktura genetyczna populacji i ewolucja metalofitów: Biscutella
laevigata L.]. Research project MNiSW,
N304 370 938 (2010–2013) (Institute
manager: A.A. Kostecka).
• Soil physicochemical properties and
the diversity and composition of plant
communities as factors determining the
functioning of microorganisms in soils
developed on old heaps near Trzebinia,
Jaworzno and Olkusz [Właściwości
fizykochemiczne gleby oraz różnorodność i skład gatunkowy roślinności jako
czynniki determinujące funkcjonowanie
mikroorganizmów glebowych starych
hałd (warpii) okolic Trzebini, Jaworzna
i Olkusza]. Research project NCN,
N305 018 040 (2011–2014) (Institute
manager: A. Stefanowicz).
Botanical data from the Olkusz region are
found in unpublished undergraduate, master’s
and doctoral theses written for departments
and institutes of the Jagiellonian University,
the University of Silesia, the Pedagogical
University of Cracow, University of Warsaw,
W. Szafer Institute of Botany of the Polish
Academy of Sciences, and other institutions.
Some are listed below:
63
Undergraduate theses
• Gruszka G. 2009. Flora of the Olkusz
Ore-bearing Region against the background of vestiges of zinc-lead mining
[Flora Olkuskiego Regionu Rudnego
na tle śladów górnictwa cynkowo-ołowiowego]. University of Silesia, Faculty
of Biology and Environmental Protection, Department of Systematic Botany.
Supervisor: M. Jędrzejczyk-Korycińska.
• Klima A. 2009. Reclamation and management of post-mining areas: the
example of the Olkusz Ore-bearing
Region (OOR) [Rekultywacja i zagospodarowanie terenów pogórniczych na
podstawie Olkuskiego Regionu Rudnego
(ORR)]. University of Silesia, Faculty of
Biology and Environmental Protection,
Department of Ecology. Supervisor:
I. Franiel.
• Sitko K. 2009. Orchids of the Olkusz
Ore-bearing Region [Storczykowate
Olkuskiego Regionu Rudnego]. University of Silesia, Faculty of Biology
and Environmental Protection, Department of Systematic Botany. Supervisor:
M. Jędrzejczyk-Korycińska.
Master’s theses
• Bonior E. 2006. The rate of carbon and
nitrogen mineralisation in reclaimed
soils from post-mining areas of Bolesław
and Olkusz [Tempo mineralizacji
węgla i azotu w rekultywowanych glebach pogórniczych rejonów Bolesławia
i Olkusza]. Jagiellonian University,
Faculty of Biology and Earth Sciences,
Institute of Environmental Sciences,
Department of Ecotoxicology. Supervisor: M. Niklińska.
• Byrdy M. 2012. The reaction of Biscutella laevigata L. to high zinc content
64
in soil [Reakcja pleszczotki górskiej
(Biscutella laevigata L.) na wysoką
zawartość cynku w glebie]. Pedagogical
University of Cracow, Faculty of Geography and Biology, Institute of Biology.
Supervisor: Urszula Bielczyk, tutor:
G. Szarek-Łukaszewska.
• Czober K. 2012. Effect of plant and
heavy metals on microbial parame
ters [Wpływ roślin i metali ciężkich
na parametry mikrobiologiczne gleby].
Jagiellonian University, Faculty of
Biology and Earth Sciences, Institute
of Environmental Sciences. Supervisor:
• Kowolik M. 2010. The effect of habitat
diversity on the floristic diversity of calamine grasslands on the small spatial scale
[Wpływ zróżnicowania siedliskowego na
różnorodność florystyczną murawy galmanowej w małej skali przestrzennej].
University of Silesia, Faculty of Biology
and Environmental Protection, Department of Systematic Botany. Supervisor:
A. Rostański.
• Lipka D. 2012. The effect of Festuca ovina L. on the physicochemical
and microbiological properties of soil
[Wpływ kostrzewy owczej (Festuca
ovina L.) na właściwości fizykochemiczne i mikrobiologiczne gleby].
Jagiellonian University, Faculty of
Biology and Earth Sciences, Institute
• Łągiewka M. 2011. Variation of grassland soil mineral composition in mining
areas in the region of Bolesław and
Bukowno [Zróżnicowanie składu mineralnego gleb muraw kserotermicznych
na terenach pogórniczych w rejonie
Bolesławia i Bukowna]. University
of Silesia, Faculty of Earth Sciences,
Department of Applied Geology. Supervisor: J. Cabała.
• Łopata B. 2011. Inventory of post-mining metalliferous areas in southeastern
Poland [Inwentaryzacja pogórniczych
terenów metalonośnych w Polsce południowo-wschodniej]. Jagiellonian University, Faculty of Chemistry, Department
of Biochemistry, Biophysics and Biotechnology. Supervisor: A. Waloszek.
• Muszel I. 2004. The strategy of heavy
metal accumulation in organs of Gentianella germanica from the Olkusz area
[Strategia akumulacji metali ciężkich
w organach Gentianella germanica
z okolic Olkusza]. Jagiellonian University, Faculty of Biology and Earth
Sciences, Institute of Environmental
Sciences. Supervisor: M. Niklińska.
• Rzymanek M. 2009. Transport of flotation tailings from the ZGH Bolesław
zinc smelter in Bukowno near Olkusz
to disused mines – a potential source
of lead contamination [Transport
odpadów poflotacyjnych ZGH Bolesław
w Bukownie k. Olkusza do wyrobisk
pokopalnianych – potencjalne źródło
skażenia środowiska ołowiem]. University of Warsaw, Faculty of Biology, Institute of Zoology, Department of Ecology.
Supervisor: K. Dmowski.
• Sitko K. 2011. Forest soils of the
Olkusz Zn-Pb ore exploitation area
– mineral components, floristic unit
diversity [Gleby leśne olkuskiego rejonu
eksploatacji rud Zn-Pb – składniki
mineralne, zróżnicowanie zespołów
florystycznych]. University of Silesia,
Faculty of Earth Sciences, Depart
ment of Applied Geology. Supervisor:
J. Cabała.
• Siwik M. 2005. Transport of flotation tailings from KGH Bolesław in
Bukowno near Olkusz: impact of thallium contamination of the environment
[Wpływ transportu odpadów poflotacyjnych z KGH “Bolesław” w Bukownie k.
Olkusza na poziom zanieczyszczenia środowiska talem]. University of Warsaw,
Faculty of Biology, Institute of Zoology,
Department of Ecology. Supervisor:
K. Dmowski.
• Szwed D. 2008. Soil properties of forest
ecosystems in areas previously mined for
zinc and lead [Właściwości gleb ekosystemów leśnych wykształconych na
terenach pogórniczych kopalnictwa rud
cynku i ołowiu]. University of Science
and Technology, Faculty of Mining and
Geoengineering. Supervisor: B. Godzik.
• Traczyk E. 2013. Concentration of
thallium in vegetables cultivated in
the vicinity of the Metallurgy Plant in
Bukowno near Olkusz; distribution of
thallium in tissues of selected Brassicaceae [Koncentracja talu w roślinach
warzywnych uprawianych w pobliżu
Huty Cynku w Bukownie k. Olkusza:
rozmieszczenie talu w tkankach wybranych kapustowatych (Brassicaceae)].
University of Warsaw, Faculty of Biology,
Institute of Zoology, Department of
Ecology. Supervisor: K. Dmowski.
• Trzos M. 2008. Manifestations of microevolutionary adaptation of Cardaminopsis
arenosa (L.) Hayek to vegetation in areas
previously mined for zinc and lead –
comparative laboratory study [Przejawy
mikroewolucyjnej adaptacji Cardaminopsis arenosa (L.) Hayek do wegetacji
na terenach po kopalnictwie rud cynku
i ołowiu – laboratoryjne badania porównawcze]. Jagiellonian University, Faculty
of Biology and Earth Sciences, Institute
A. Waloszek.
65
• Wachowicz M. 2009. Thallium contamination in crop plants from vege
table gardens near the Bolesław Mining
and Metalurgy Plant in Bukowno
(Poland) [Skażenie talem roślin uprawnych w ogrodach warzywnych w pobliżu
Zakładów Górniczo-Hutniczych “Bolesław” (Bukowno k. Olkusza)]. University
of Warsaw, Faculty of Biology, Institute
of Zoology, Department of Ecology.
Supervisor: K. Dmowski.
• Wojdas A. 2011. The diversity of grassland floristic composition in the light
of the mineral composition of soil in
Zn-Pb mining areas in the Olkusz
region [Zróżnicowanie składu florystycznego muraw w świetle badań składu
mineralnego gleb na terenach górnictwa
rud Zn-Pb w rejonie olkuskim]. University of Silesia, Faculty of Earth Sciences,
Department of Applied Geology. Supervisor: J. Cabała.
• Zagała P. 2011. Variation of the mineral composition of forest soils in
mining areas in the region of Bolesław
and Bukowno [Zróżnicowanie składu
mineralnego gleb leśnych na terenach
pogórniczych w rejonie Bolesławia
i Bukowna]. University of Silesia, Faculty of Earth Sciences, Department of
Applied Geology. Supervisor: J. Cabała.
• Żegleń A. 2010. The influence of
habitat factors on the differentiation
of the lichen biota of the “Biscutella
laevigata” ecological area in Bolesław
(Silesia-Cracow Upland) [Wpływ czynników siedliskowych na zróżnicowanie
lichenobioty użytku ekologicznego
“Pleszczotka górska” w gminie Bolesław
(Wyżyna Śląsko-Krakowska)]. Pedagogical University of Cracow, Faculty
of Geography and Biology, Institute of
Biology. Supervisor: U. Bielczyk.
66
Doctoral dissertations
• Abratowska A. 2012. Armeria maritima
(Mill.) Willd. adaptation to living on
zinc and lead mining slag heaps [Przystosowania roślin Armeria maritima (Mill.)
Willd. do życia na hałdach cynkowo-ołowiowych]. University of Warsaw, Faculty
of Biology. Supervisor: M. Wierzbicka.
• Godzik B. 1984. The tolerance of
selected plant species to heavy metals
[Tolerancja wybranych gatunków roślin
na metale ciężkie]. W. Szafer Institute
of Botany, Polish Academy of Sciences.
Supervisor: K. Grodzińska.
• Kostecka A.A. 2009. Adaptations of
Arabidopsis halleri to habitats rich
in heavy metals in southern Poland.
PhD thesis (co-tutelle), W. Szafer
Institute of Botany, Polish Academy
of Sciences, Kraków & Université de
Sciences et Téchnologies de Lille 1,
Lille. Supervisor: K. Grodzińska and
P. Saumitou-Laprade.
• Nowak T. 1997. The vascular flora of
the eastern part of Garb Tarnogórski and
prospects for its protection [Flora naczyniowa wschodniej części Garbu Tarnogórskiego oraz perspektywy jej ochrony].
University of Silesia, Faculty of Biology
and Environmental Protection. Supervisor: K. Rostański.
• Siwek M. 2007. Embryological processes in Armeria maritima (Mill.) Willd.
s.l. (Plumbaginaceae), Cardaminopsis
arenosa (L.) Hayek (Brassicaceae) and
Medicago lupulina L. (Fabaceae) in postmining habitats [Procesy embriologiczne
u Armeria maritima (Mill.) Willd. s.l.
(Plumbaginaceae), Cardaminopsis arenosa (L.) Hayek (Brassicaceae) i Medicago lupulina L. (Fabaceae) w warunkach
siedlisk poprzemysłowych]. Jagiellonian
University, Faculty of Biology and Earth
Sciences. Supervisor: R. Izmaiłow.
seed bank. Fragmenta Floristica et Geobotanica
45: 123–145.
Most of the literature references for the
Olkusz region listed in this chapter can be found
in an extensive botanical bibliography of Olkusz
research for 1850–2006 (Drobnik 2008) and in
the monograph The vascular plants of the Olkusz
Ore-bearing Region (Nowak et al. 2011).
Publications resulting from project EEA
FM PL0265 related to the Olkusz Ore-bearing
Region are summarised in the Appendix and
are attached to this chapter.
51: 127–138.
References
Dobrzańska J. 1955. Badania florystyczno-ekologiczne nad roślinnością galmanową okolic
Bolesławia i Olkusza. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 24(2): 357–415.
Drobnik J. 2004a. Historia badań botanicznych
w powiecie olkuskim. Część I: lata 1850–1939.
Wiadomości Botaniczne 48(1/2): 17–25.
Drobnik J. 2004b. Historia badań botanicznych
w powiecie olkuskim. Część II: lata 1945–
2002. Wiadomości Botaniczne 48(3/4): 11–18.
Drobnik J. 2008. Bibliografia botaniczna Ziemi
Olkuskiej (1850–2006). Naturae Silesiae Superioris 11: 63–74.
Drobnik J., Stebel A. 2003. W sprawie ochrony
roślinności łąkowej i torfowiskowej w okolicach Bolesławia na Wyżynie Śląskiej. Chrońmy
Przyrodę Ojczystą 59: 130–135.
Godzik B.1991. Accumulation of heavy metals
in Biscutella laevigata L. as a function of their
concentration in substrate. Polish Botanical
Studies 2: 241–246.
Godzik B. 1993. Heavy metals content in plants
from zinc dumps and reference areas. Polish
Botanical Studies 5: 113–132.
Grodzińska K., Korzeniak U., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2000. Colonization
of zinc mine spoils in southern Poland – preliminary studies on vegetation, seed rain and
Heavy metal vegetation in the Olkusz region
(southern Poland) – preliminary studies. Polish
Botanical Journal 54: 105–112.
Jurkiewicz A., Turnau K., Mesjasz-Przybyłowicz J., Przybyłowicz W., Godzik B. 2001.
Heavy metal localization in mycorrhizas of Epipactis atropurpureum (Orchidaceae) from zinc
wastes in Poland. Protoplasma 218: 117–124.
Kaźmierczakowa R. 1987. Degradation of pine
forest Vaccinio myrtilli-Pinetum vegetation
under the influence of zinc and lead smelter.
Studia Naturae, seria A 31: 29–80.
Kostecka A.A. 2009. Adaptations of Arabidopsis
halleri to habitats rich in heavy metals in southern
Poland. PhD thesis (co-tutelle), W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences,
Kraków & Université de Sciences et Téchnologies de Lille 1, Lille.
Mesjasz-Przybyłowicz J., Grodzińska K., Przybyłowicz W.J., Godzik B., Szarek-Łukaszewska G. 1997. Elemental distribution in
seeds of Silene vulgaris from zinc dump in
Olkusz, Southern Poland. Microscopy Society
of Southern Africa (MSSA). Proceedings 27: 90.
Mesjasz-Przybyłowicz J., Grodzińska K., Przybyłowicz W.J., Godzik B., Szarek-Łukaszewska G. 1999. Micro-PIXE studies of
elemental distribution in seeds of Silene vulgaris from a zinc dump in Olkusz, southern
Poland. Nuclear Instruments and Methods in
Physics Research B 158: 306–311.
Mesjasz-Przybyłowicz J., Grodzińska K., Przybyłowicz W.J., Godzik B., Szarek-Łukaszewska G. 2001. Nuclear microprobe studies
of elemental distribution in seeds of Biscutella laevigata L. from zinc wastes in Olkusz,
Poland. Nuclear Instruments and Methods in
Physics Research B 181: 634–639.
67
Mleczko P. 2004. Mycorrhizal and saprobic Macrofungi of two zinc wastes in southern Poland.
Acta Biologica Cracoviensia Series Botanica 46:
25–38.
2011. The vascular plants of the Olkusz Orebearing Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego
Okręgu Rudnego]. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.
Olko A., Abratowska A., Żyłkowska J., Wierzbicka M., Tukiendorf A. 2008. Armeria
maritima from a calamine heap – Initial studies
on physiologic-metabolic adaptations to metalenriched soil. Ecotoxicology and Environmental
Safety 69: 209–218.
Orłowska E., Zubek S., Jurkiewicz A., SzarekŁukaszewska G., Turnau K. 2002. Influence
of restoration on arbuscular mycorrhiza of Biscutella laevigata L. (Brassicaceae) and Plantago
lanceolata (Plantaginaceae) from calamine spoil
mounds. Mycorrhiza 12: 153–160.
Pawłowska T.E., Błaszkowski J. 1996. The
mycorrhizal status of plants colonizing a calamine spoil mound in southern Poland. Mycorrhiza 6: 499–505.
Pax F. 1918. Pflanzengeographie von Polen (Kongress-Polen) in ihren Grundzügen. Beiträge zur
polnischen Landeskunde. Reihe A. Dietrich
Reimer (Ernst Vohsen). Berlin.
Piech K. 1924. Miraże w Pustyni Błędowskiej.
Kosmos 49: 876–878.
Przedpełska E., Wierzbicka M. 2007. Arabidopsis
arenosa (Brassicaceae) from a lead-zinc waste
heap in southern Poland – a plant with high
tolerance to heavy metals. Plant and Soil 299:
43–53.
Rehman A. 1904. Ziemie dawnej Polski i sąsiednich krajów słowiańskich opisane pod względem
fizyczno-geograficznym. 1. Niżowa Polska opisana
pod względem fizyczno-geograficznym. Lwów.
Rostafiński J. 1872. Florae Polonicae Prodromus.
Uebersicht der bis jetzt im Königreiche Polen
beobachteten Phanerogamen. Verhandlungen
68
Zoologisch-Botanischen Gesellschaft in Wien 22:
81–208.
Słomka A., Libik-Konieczny M., Kuta E., Miszalski Z. 2008. Metalliferous and non-metalliferous populations of Viola tricolor represent
similar mode of antioxidative response. Journal
of Plant Physiology 165: 1610–1619.
Szarek-Łukaszewska G. 2009. Vegetation of
reclaimed and spontaneously vegetated Zn-Pb
mine wastes in southern Poland. Polish Journal
of Environmental Studies 18: 717–733.
Vegetation of a post-mining open pit (Zn/Pb
ores): three-year study of colonization. Polish
Journal of Ecology 55: 261–282.
w okolicy Bolesławia i Bukowna (region śląsko-krakowski, południowa Polska). Przegląd Geologiczny 56: 528–531.
(Olkusz Ore-bearing Region, S. Poland). Polish
Szarek-Łukaszewska G., Niklińska M. 2002.
Concentration of alkaline and heavy metals
in Biscutella laevigata L. and Plantago lanceolata L. growing on calamine spoils (S Poland).
29–38.
Szarek-Łukaszewska G., Ryszka P., ZarzykaRyszka M. 2009. Rekultywacja odpadów Zn/
Pb – metody ekologiczne – eksperyment terenowy, pp. 219–223. In: III Kongres Inżynierii
Środowiska. Polska Inżynieria Środowiska pięć
lat po wstąpieniu do Unii Europejskiej, Tom 2.
Polska Akademia Nauk, Komitet Inżynierii
Środowiska. Lublin.
Szarek-Łukaszewska G., Słysz A., Wierzbicka M.
2004. The response of Armeria maritima (Mill.)
to Cd, Zn and Pb. Acta Biologica Cracoviensia
Series Botanica 46: 19–24.
Turnau K. 1998. Heavy metal uptake and arbuscular mycorrhiza development of Euphorbia
cyparissias on zinc wastes in South Poland.
Acta Societatis Botanicorum Poloniae 67(1):
105–113.
in southern Poland: I: Differences between
waste-heap and mountain populations. Chemo
sphere 54: 1663–1674.
Turnau K., Mleczko P., Blaudez D., Chalot M.,
Botton B. 2002. Heavy metal binding properties of Pinus sylvestris mycorrhizas from
industrial wastes. Acta Societatis Botanicorum
Poloniae 71(3): 253–261.
Wierzbicka M., Potocka A. 2002. Lead tolerance
in plants growing on dry and on moist soils.
21–28.
Uechtritz R. von 1877. Die wichtigeren Ergebnisse der Durchforschung der schlesischen
Phanerogammenflora im Jahre 1876. Jahresbericht der Schlesischen Gesellschaft für Vaterländische Cultur 54: 155–195.
Uechtritz R. von 1878. Die wichtigeren Ergebnisse der Erforschung der schlesischen Phanerogammenflora im Jahre 1877. Jahresbericht
der Schlesischen Gesellschaft für Vaterländische
Cultur 55: 172–187.
Uechtritz R. von 1879. Resultate der Durchforschung der schlesischen Phanerogammenflora im Jahre 1878. Jahresbericht der
Schlesischen Gesellschaft für Vaterländische
Cultur 56: 154–176.
Uechtritz R. von 1880. Resultate der Durchforschung der schlesischen Phanerogammenflora im Jahre 1879. Jahresbericht der
Schlesischen Gesellschaft für Vaterländische
Cultur 57: 154–176.
Wierzbicka M. 2002. Przystosowania roślin do
wzrostu na hałdach cynkowo-ołowiowych
okolic Olkusza. Kosmos 51(2): 139–150.
Wierzbicka M., Panufnik D. 1998. The adaptation of Silene vulgaris to growth on a calamine
waste heap (S Poland). Environmental Pollution
101: 415–426.
Wierzbicka M., Pielichowska M. 2004. Adaptation of Biscutella laevigata L., a metal hyperaccumulator, to growth on a zinc-lead waste heap
Wierzbicka M., Rostański A. 2002. Microevolutionary changes in ecotypes of calamine waste
heap vegetation near Olkusz, Poland: A review.
7–19.
Wierzbicka M., Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K. 2004. Highly toxic thallium in
plants from the vicinity of Olkusz (Poland).
Ecotoxicology and Environmental Safety 59:
84–88.
Wierzbicka M., Zyska A. 1999. Zinc tolerance of
a Silene vulgaris population from a calamine
wasteheap near Olkusz, Poland, pp. 215–219.
In: Trace elements – effects on organism and environment. Uniwersytet Śląski, Katowice.
AGH. Sozologia i Sozotechnika 32: 163–181.
Wóycicki Z. 1913. Roślinność terenów galmanowych Bolesławia i Olkusza. Obrazy Roślinności
Królestwa Polskiego 4: 1–34. Kasa im. Mianowskiego. Warszawa.
Zalewski A. 1886. Zapiski roślinoznawcze z Królestwa Polskiego i z Karpat. Sprawozdania
Komisji Fizyograficznej Akademii Umiejętności
20: 171–190.
Załęcka R., Wierzbicka M. 2002. The adaptation
of Dianthus carthusianorum L. (Caryophyllaceae) to growth on a zinc-lead heap in southern
Poland. Plant and Soil 246: 249–57.
69
Appendix. Publications resulting from project
EEA FM PL0265
Monographs
1. Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Korycińska
M., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2011.
The vascular plants of the Olkusz Ore-bearing
Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego
Okręgu Rudnego]. W. Szafer Institute of
Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.
Original papers
1. Bielczyk U., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kiszka J.
2009. Lichens of abandoned zinc-lead mines in
Poland. Acta Mycologica 44(2): 139–149.
2. Godzik B., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G.
i krajobrazowej terenów pogórniczych, pp.
69–84. In: K. Sporek (Ed.) Zagrożenia biotopów przekształconych przez człowieka. Uniwersytet Opolski, Opole 2009.
3. Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G. 2009.
4. Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2010. Pine forests of Zn-Pb post-mining areas of southern Poland. Polish Botanical
Journal 55(1): 229–237.
5. Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Godzik B. 2010. Murawy galmanowe
66(1): 27–34.
6. Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Stefanowicz A.M. 2011. Direct and indirect effects of
metal contamination on soil biota in a Zn-Pb
post-mining and smelting area (S Poland).
7. Kowolik M., Szarek-Łukaszewska G. Jędrzejczyk-Korycińska M., 2010. Użytek
ekologiczny “Pleszczotka górska” w cynkowo-ołowiowym terenie górniczym – potrzeba
70
66(1): 35–38.
8. Mleczko P., Gawroński S., Kapusta P. 2009.
New inland localities of a rare gasteroid basidiomycete, Scleroderma septentrionale, in natural
and anthropogenic habitats in Central Europe.
Polish Botanical Journal 54(1): 99–104.
9. Nowak T., Urbisz A., Kapusta P., Tokarska-Guzik B. 2011. Distribution patterns and
habitat preferences of mountain species in the
Silesian Uplands (Southern Poland). Polish
Journal of Ecology 59(2): 309–324.
10. Skierka E., Woźniak G. 2010. Czy spontaniczna
kolonizacja zawodnionych niecek osiadania
i hałd skały płonnej jest innowacyjnym sposobem
rewitalizacji?, pp. 228–235 In: “Innowacyjne
rozwiązania rewitalizacji terenów zdegradowanych”. Centrum Badań i Dozoru Górnictwa
Podziemnego, IETU. Lędziny – Katowice.
11. Stefanowicz A.M., Niklińska, M., Kapusta P.,
Szarek-Łukaszewska G., 2010. Pine forest and
grassland differently influence the response of
soil microbial communities to metal contamination. Science of the Total Environment 408:
6134–6141.
12. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K. 2008.
Naturalna roślinność w rejonach starych
zwałowisk odpadów po górnictwie rud Zn-Pb
w okolicy Bolesławia i Bukowna (region śląskokrakowski, południowa Polska). Przegląd Geologiczny 56(7): 528–531.
Popular articles
1. Bielczyk U. 2011. Chrobotki, chróściki i inne
porosty – kruche piękno na galmanach, pp.
41–49. In: Przyroda terenów pogórniczych.
Centrum Kultury im. Marii Płonowskiej
w Bolesławiu.
2. Godzik B. 2010. Konferencja popularno-naukowa “Przyroda terenów pogórniczych”
(Bolesław, 28–29 Października 2010). Wiadomości Botaniczne 54(3/4): 91–95.
Sawicki, P. Szlęzak (Eds.) Bolesław i okolice.
Urząd Gminy w Bolesławiu, Centrum Kultury
im. Marii Płonowskiej w Bolesławiu, F.H.U.
Alias Robert Leniartek.
3. Godzik B. 2010. Tereny zdegradowane przez
przemysł wydobywczy rud cynku i ołowiu –
czy warto je chronić? Ekonatura 11(84): 29–30.
13. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Kapusta P., Godzik B. 2008. Przyroda Olkuskiego
Regionu Rudnego pod lupą. Bolesławskie Prezentacje 10/90 listopad 2008. Informacyjny
Miesięcznik Samorządowy: 5.
4. Godzik B. 2011. Roślinność gleb galmanowych
i jej znaczenie dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych –
projekt badawczy MF EOG PL 0265, pp. 1–11.
In: Przyroda terenów pogórniczych. Centrum
14. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Kapusta P., Godzik B. 2009. Przyroda Olkuskiego
Regionu Rudnego pod lupą. Głos Bukowna,
Styczeń 2009, Nr 01/09: 7.
2009. Wartości przyrodnicze terenów zdegradowanych przez przemysł wydobywczy. Biuletyn Informacyjny Wydziału II Nauk Biologicznych PAN 3: 4.
15. Szarek-Łukaszewska G., Kapusta P., Godzik B.
2009. Roślinność gminy Bolesław. Korzenie.
Pismo społeczno-kulturalne. Centrum Kultury im. Marii Płonowskiej w Bolesławiu 76:
52–54.
6. Klimek B., Stefanowicz A.M., Woch M.W.,
Jaźwa M. 2010. Czy istnieje związek między
bioróżnorodnością roślin i mikroorganizmów
glebowych? Kosmos 59(3–4): 589–598.
Conference abstracts
7. Nowak T. 2009. Niedoceniany składnik
naszych zarośli – śliwa tarnina. Bolesławskie
Prezentacje 07/09(98) Lipiec–Sierpień 2009: 8.
8. Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kapusta P. 2011. Różnorodność flory roślin naczyniowych i wybrane aspekty ochrony przyrody
Olkuskiego Okręgu Rudnego (OOR), pp. 26–40.
In: Przyroda terenów pogórniczych. Centrum
9. Stefanowicz A.M. 2010. Międzynarodowa
Konferencja Ekotoksykologiczna (SETAC)
(Sewilla, Hiszpania, 23–27.05.2010). Wiadomości Ekologiczne 56(3): 115–117.
10. Szarek-Łukaszewska G. 2011. Murawy galmanowe w Europie, pp. 12–25. In: Przyroda
terenów pogórniczych. Centrum Kultury im.
Marii Płonowskiej w Bolesławiu.
Kwieciste murawy na odpadach górniczych.
Bolesławskie Prezentacje 05/86 maj 2008.
Informacyjny Miesięcznik Samorządowy: 9.
Flora Gminy Bolesław, pp. 35–53. In: T.
1. Bielczyk U. 2010. Lichenologic curiosites of the
post-mining areas of southern Poland. [In: 55th
Meeting of the Polish Botanical Society “Planta
in vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010,
Warsaw, Poland]. Acta Societatis Botanicorum
Poloniae 79, Supplement 1: 66.
2. Bielczyk U. 2010. Osobliwości lichenologiczne
obszarów pogórniczych w południowej Polsce.
[In: LV Zjazd Polskiego Towarzystwa Botanicznego “Planta in vivo, in vitro et in silico”,
6–12.09.2010, Warszawa]. Streszczenia referatów i plakatów: 86.
3. Błońska A., Holeksa J., Jędrzejczyk-Koryciń
ska M., Kompała-Bąba A., Nowak T., Woź
niak G., Żywiec M. 2010. Floristic and
phytocoenotic diversity of plant cover versus
degradation of the natural environment in the
Olkusz Ores Region (Cracow-Silesian Upland,
Southern Poland). [In: 55th Meeting of the Polish Botanical Society “Planta in vivo, in vitro
et in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw, Poland].
Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 32.
4. Błońska A., Holeksa J., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kompała-Bąba A., Nowak T.,
Woźniak G., Żywiec M. 2010. Florystyczne
71
i fitocenotyczne zróżnicowanie szaty roślinnej
a degradacja środowiska przyrodniczego na
obszarze Olkuskiego Okręgu Rudnego (Wyżyna
Śląsko-Krakowska). [In: LV Zjazd Polskiego
Towarzystwa Botanicznego “Planta in vivo, in
vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warszawa].
Streszczenia referatów i plakatów: 38.
2009. Górnictwo kruszcowe w rejonie Olkusza
i jego znaczenie dla różnorodności biologicznej (Ore mining in the region of Olkusz and
its importance for biological diversity) [In:
M. Sporek (Ed.) I Krajowa Konferencja Naukowa “Zagrożenia biotopów”, Głuchołazy ’09,
22–25.04.2009]. Streszczenia: 91–93.
i krajobrazowej terenów pogórniczych (Vegetation of calamine soils and its importance for
maintaining biotic and landscape diversity
of post mining areas). [In: M. Sporek (Ed.)
I Krajowa Konferencja Naukowa “Zagrożenia
biotopów”, Głuchołazy ’09, 22–25.04.2009].
Streszczenia: 88–90.
2009. Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych.
[In: Ogólnopolska Konferencja Naukowa
“Murawy kserotermiczne regionu kujawskopomorskiego – stan zachowania, ochrona i perspektywy”, Bydgoszcz, 28–30.05.2009]. Stresz
czenia: 54–55.
8. Godzik B., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G.,
Grodzińska K. 2010. Vegetation of calamine
soils and the vegetation’s importance for biodiversity and landscape conservation in postmining areas. [In: 55th Meeting of the Polish
Botanical Society “Planta in vivo, in vitro et in
silico”, 6–12.09.2010, Warsaw, Poland]. Acta
Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 39.
Grodzińska K. 2010. Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów
72
pogórniczych. [In: LV Zjazd Polskiego Towarzystwa Botanicznego “Planta in vivo, in vitro
et in silico”, 6–12.09.2010, Warszawa]. Streszczenia referatów i plakatów: 45.
10. Jędrzejczyk-Korycińska M., Nowak T. 2009.
Różnorodność florystyczna muraw na wybranych obszarach poeksploatacyjnych rud cynkowo-ołowiowych Garbu Tarnogórskiego
(Wyżyna Śląska). [In: Ogólnopolska Konferencja Naukowa “Murawy kserotermiczne
regionu kujawsko-pomorskiego – stan zachowania, ochrona i perspektywy”, Bydgoszcz,
28–30.05.2009]. Streszczenia: 42.
Orchids (Orchidaceae) of the Olkusz Orebearing Region (Silesia-Cracow Upland).
[In: 55th Meeting of the Polish Botanical
Society “Planta in vivo, in vitro et in silico”,
6–12.09.2010, Warsaw, Poland]. Acta Societatis
Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 40.
Storczykowate
(Orchidaceae)
Olkuskiego
Regionu Rudnego (Wyżyna Śląsko-Krakowska). [In: LV Zjazd Polskiego Towarzystwa
Botanicznego “Planta in vivo, in vitro et in
silico”, 6–12.09.2010, Warszawa]. Streszczenia
referatów i plakatów: 47.
13. Kapusta P., Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M., Szarek-Łukaszewska G. 2010. Changes
in the structure of thermophilous grasslands of
the Olkusz environs (S Poland). [In: 55th Meeting of the Polish Botanical Society “Planta in
vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw, Poland]. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 41.
14. Kapusta P., Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M., Szarek-Łukaszewska G. 2010. Zmiany
w strukturze zbiorowisk muraw w okolicach
Olkusza (Polska południowa). [In: LV Zjazd
Polskiego Towarzystwa Botanicznego “Planta
Warszawa]. Streszczenia referatów i plakatów: 48.
15. Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Ociepa A.,
Zarzyka-Ryszka M., Grodzińska K., Godzik B.
2009. Wpływ sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris
L.) na szatę roślinną terenów pogórniczych
Olkuskiego Regionu Rudnego (The influence of Scots pine (Pinus sylvestris L.) on the
vegetation of post-mining area of the Olkusz
Ore-bearing Region). [In: M. Sporek (Ed.)
16. Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Stefanowicz A.M. 2010. Factors affecting the density
of soil mesofauna (Enchytridae) in forest and
grassland ecosystems contaminated with heavy
metals. [In: SETAC Europe: 20th Annual
Meeting “Science and Technology for Environmental Protection, 23–27 May 2010, Seville,
Spain]. Programme book: WE 250.
17. Kostecka A.A., Frerot H., Saumitou-Laprade P.,
Grodzińska K. 2010. Is there evidence of local
adaptation in metallicolous and non-metallicolous populations of Arabidopsis halleri? [In:
SETAC Europe: 20th Annual Meeting “Science
and Technology for Environmental Protection,
23–27 May 2010, Seville, Spain]. Programme
book: WE 282.
18. Kostecka A.A., Meyer C., Saumitou-Laprade P.,
Grodzinska K. 2009. Variation in Zn tolerance
in metallicolous and non-metallicolous populations of Arabidopsis halleri and possible role
of disruptive selection. [In: The First Joint
PSE-SETAC Conference on Ecotoxicology
“Ecotoxicology in the real world”. 16–19 September 2009, Kraków, Poland, Jagiellonian
University & Polish Society of Ecotoxicology
& Society of Environmental Toxicology and
Chemistry – Central and Eastern Europe
Branch. Programme and Abstracts: 73.
19. Mleczko P., Kapusta P. 2010. Effect of substrate type on Macromycetes species composition in pine forests in the vicinity of Olkusz
(southern Poland). [In: 55th Meeting of the
Polish Botani
cal Society “Planta in vivo, in
vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw,
Poland]. Acta Societatis Botanicorum Poloniae
79, Supplement 1: 76.
20. Mleczko P., Kapusta P. 2010. Wpływ podłoża
na skład gatunkowy grzybów wielkoowocnikowych w lasach sosnowych w okolicach Olkusza
(południowa Polska). [In: LV Zjazd Polskiego
21. Mleczko P., Kapusta P. 2011. Effect of substratum type (sand vs. mining waste) on
macromycete communities in pine forests
of a post-mining area. [In: 7th International
Conference on Serpentine Ecology: Promoting awareness of serpentine biodiversity,
12–16.06.2011, Coimbra, Portugal]. Abstract
book: 121.
22. Mleczko P., Kapusta P., Godzik B. 2012.
Effect of substrate type on ectomycorrhizal
fungi populations in the vicinity of Olkusz
(southern Poland). [In: 7th International Symbiosis Society Congress “The earth’s vast symbiosphere”, 22–28.07.2012, Kraków, Poland].
Book of Abstracts: 219.
23. Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M. 2009.
Wpływ nasadzeń jesiona pensylwańskiego
(Fraxinus pennsylvanica) na zachowanie
różnorodności gatunkowej siedlisk zagrożonych
na przykładzie kompleksu łąk w Bolesławiu
(Olkuski Region Rudny) (The impact of
planting green ash (Fraxinus pennsylvanica)
on biodiversity change of endangered habitats
on example of meadow patches in Bolesław
(Olkusz Ore-bearing Region, southern Poland).
[In: M. Sporek (Ed.) I Krajowa Konferencja
Naukowa “Zagrożenia biotopów”, Głuchołazy
’09, 22–25.04.2009]. Streszczenia: 103–104.
24. Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kapusta P. 2010. Diversity of vascular flora
and some aspects of nature protection in the
Olkusz Ores Region – OOR (Silesia-Cracow
Upland). [In: 55th Meeting of the Polish Botanical Society “Planta in vivo, in vitro et in
silico”, 6–12.09.2010, Warsaw, Poland]. Acta
Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 50.
25. Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kapusta P. 2010. Różnorodność flory roślin naczyniowych i wybrane aspekty ochrony przyrody
rejonu Olkuskiego Okręgu Rudnego (Wyżyna
Śląsko-Krakowska). [In: LV Zjazd Polskiego
73
26. Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Korycińska M, Szarek-Łukaszewska G., Godzik B.
2011.Vascular plants of Zn-Pb post-mining
area in southern Poland. [In: 7th International
Conference on Serpentine Ecology: Promoting awareness of serpentine biodiversity,
12–16.06.2011, Coimbra, Portugal]. Abstract
book: 123.
27. Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Korycińska M., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B.
2011. Industrial areas as refuges of protected
vascular plants: the case of the mining environs of Olkusz (S Poland). [In: 6th Planta Europa Conference “Actions for Wild Plants”,
23–27.05.2011, Kraków, Poland]. Book of
Abstracts: 55.
28. Stefanowicz A.M., Niklińska M., Grodzińska K.,
Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G. 2010. Soil
microbial communities at post-mining sites:
effects of heavy metals and vegetation. [In: 55th
Warsaw, Poland]. Acta Societatis Botanicorum
Poloniae 79, Supplement 1: 55.
29. Stefanowicz A.M., Niklińska M., Grodzińska K., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G.
2010. Zespoły mikroorganizmów glebowych
na terenach pokopalnianych – wpływ metali
ciężkich i roślinności. [In: LV Zjazd Polskiego
30. Stefanowicz A.M., Niklińska M., Kapusta P.,
Metal pollution, soil properties and plant diversity as determinants of bacterial and fungial
performance in soils. [In: 15th International
Conference on Heavy Metals in the Environment, 19–23.09.2010, Gdańsk, Poland]. Proceedings: 708–711.
31. Stefanowicz A.M., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Niklińska M., Grodzińska K.
2011. Soil microbial communities are influenced by soil fertility, herbaceous vegetation
74
and metal pollution in the Pb-Zn mining
and smelting area (Olkusz, S Poland). [In:
Ecology of Soil Microorganisms. Microbes as
Important Drivers of Soil Processes, 27.04–
1.05.2011, Prague, Czech Republic]. Abstract
Book: 211.
32. Stefanowicz A.M., Kapusta P., Szarek-Łuka
szewska G., Niklińska M., Grodzińska K.
2011. Factors affecting soil microbial communities in Zn-Pb mining and smelting area. [In:
7th International Conference on Serpentine
Ecology. Promoting awareness of serpentine
biodiversity, 12–16.06.2011, Coimbra, Portugal]. Abstract book: 131.
Szarek-Łukaszewska G. 2010. Effects of soil
characteristics and plant cover on activity and
functional richness of soil microorganisms at
metal-polluted sites. [In: SETAC Europe: 20th
Annual Meeting “Science and Technology for
Environmental Protection, 23–27 May 2010,
Seville, Spain]. Programme book: WE 251.
Murawy galmanowe – szczególny przypadek
roślinności kserotermicznej. [In: Ogólnopolska
Konferencja Naukowa “Murawy kserotermiczne regionu kujawsko-pomorskiego – stan
zachowania, ochrona i perspektywy”, Bydgoszcz, 28–30.05.2009]. Streszczenia: 19.
35. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Go
dzik B. 2010. Grasslands, fallows and forests
in the post-mining Zn-Pb areas in the Olkusz
Ore Region (S Poland). [In: 55th Meeting of
the Polish Botanical Society “Planta in vivo, in
vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw, Poland]. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79,
Supplement 1: 56.
36. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Godzik B. 2010. Murawy, odłogi i lasy pogórniczych Zn-Pb terenów w Olkuskim Okręgu
Rudnym (Polska południowa). [In: LV Zjazd
Polskiego Towarzystwa Botanicznego “Planta in
vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warszawa]. Streszczenia referatów i plakatów: 64.
37. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Kapusta P., Godzik B. 2009. Roślinność terenów
cynkowo-ołowiowych w Polsce (Vegetation of
zinc-lead areas in Poland). [In: M. Sporek (Ed.)
biotopów”, Głuchołazy ’09, 22-25.04.2009].
Poland, Jagiellonian University & Polish
Society of Ecotoxicology & Society of Environmental Toxicology and Chemistry – Central and Eastern Europe Branch]. Programme
and Abstracts: 103.
38. Szarek-Łukaszewska G., Kowolik M., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kapusta P. 2009. Wpływ
zróżnicowania siedliskowego na różnorodność
florystyczną murawy galmanowej w małej skali
przestrzennej (The effect of habitat diversity
on the floristic richness of calamine grassland
at a small spatial scale). [In: M. Sporek (Ed.)
40. Vogt R.D., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G.
2010. Pools of Heavy Metals in Soils with
Different Vegetation Cover and Soil Material in Former Zn-Pb Mining Area (Olkusz
Region, S Poland). [In: 15th International
Conference on Heavy Metals in the Environment, 19–23.09.2010, Gdańsk, Poland].
Proceedings: 720.
39. Szarek-Łukaszewska G., Kowolik M., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kapusta P. 2009. Small
scale variability in soil properties and vegetation within a calamine grassland colonized by
pine. [In: The First Joint PSE-SETAC Confe
rence on Ecotoxicology “Ecotoxicology in the
real world”. 16–19 September 2009, Kraków,
41. Zielonka T., Malcher P., Godzik B. 2009.
Dynamika przyrostu sosny zwyczajnej (Pinus
sylvestris L.) w Olkuskim Okręgu Rudnym
(Dynamics of increment of Scots pine (Pinus
sylvestris L.) in the Olkusz Ore District). [In:
International Scientific Conference “Forestry
in mountains and industrial regions”, KrakówKrynica Zdrój, 21–22.09.2009]. Abstracts of
papers and posters: 244–246.
5
Badania botaniczne w rejonie olkuskim.
Zestawienie bibliografii
Krystyna Grodzińska, Barbara Godzik
Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: k.grodzinska@
Pierwsze wzmianki o roślinności Olkusza i Bolesławia pochodzą z drugiej połowy XIX i początku
XX wieku (Rostafiński 1872; von Uechtritz 1877,
1878, 1879, 1880; Zalewski 1886; Rehman 1904;
Pax 1918; Piech 1924). Składają się na nie nieliczne zazwyczaj notowania florystyczne. Szersze
opracowanie przyniosła praca Wóycickiego (1913)
zawierająca opis roślinności pokrywającej tereny
górnicze okolic Bolesławia i Olkusza, listę ponad
100 gatunków roślin naczyniowych tam rosnących
oraz fotografie terenu. Dzięki nim wiemy obecnie,
jak znaczącym zmianom uległ k rajobraz w okresie
ponad 100 lat (Grodzińska i in. 2000).
Przez prawie pół wieku botanicy omijali
zniszczony górnictwem rejon olkuski. Dopiero
pod koniec lat 40. XX wieku do badań w okolicach Bolesławia i Olkusza przystąpiła Jadwiga
Dobrzańska. Po kilku latach ukazało się interesujące florystyczno-ekologiczne studium tej autorki
(Dobrzańska 1955). Stanowiło ono ważny krok
w badaniach roślinności tego metalonośnego, górniczego obszaru. Dobrzańska (1955) zwróciła uwagę
na wyjątkowość flory i zbiorowisk roślinnych –
szczególnie murawowych, a także na ich podobieństwo do roślinności cynkowo-ołowiowych obszarów
w środkowej i zachodniej Europie. W czasie badań
terenowych w okolicach Bolesławia i Olkusza
Dobrzańska wykonała kilkadziesiąt „prowizorycznych”, jak pisze, zdjęć „socjologiczno-roślinnych”.
Miały one być „materiałem wyjściowym dla zamierzonego dalszego opracowania socjologicznego”.
Niestety, zamiaru tego Dobrzańska nie zdołała
zrealizować, a materiały fitosocjologiczne przez nią
zebrane najpewniej zaginęły. Wielka to szkoda,
byłyby one ważne przy późniejszych opracowaniach
muraw galmanowych. Historię badań botanicznych prowadzonych w regionie (powiecie) olkuskim w okresie 1850–2002 opracował w dwóch
artykułach Drobnik (2004a,b). W początkach
XXI wieku ukazało się najobszerniejsze do tej pory
opracowanie flory roślin naczyniowych Olkuskiego
Okręgu Rudnego (OOR) autorstwa Nowak i in.
(2011). Nie ogranicza się ono do terenów ściśle górniczych. Obejmuje wszystkie, bez wyjątku, siedliska
tego rozległego regionu.
Opisywana była również roślinność OOR,
zarówno siedlisk naturalnych, jak i antropogenicznych. Kaźmierczakowa (1987) zajęła się przemianami borów sosnowych pozostających pod
wpływem emisji przemysłowych pochodzących
z zakładów hutniczych cynku i ołowiu w Bukownie.
Wika i Szczypek (1990) przeprowadzili podstawowe
badania fitosocjologiczne w regionie, a Drobnik
i Stebel (2003) skupili się na rozpoznaniu najcenniejszych przyrodniczo fitocenoz łąkowych
i torfowiskowych. Szczególną uwagę zwrócono na
roślinność w rejonach starych zwałowisk odpadów
po górnictwie rud cynkowo-ołowiowych, na procesy
77
kolonizacji tych terenów, a także możliwości wykorzystania spontanicznie rozwijającej się roślinności
w zagospodarowywaniu terenów poprzemysłowych
(Grodzińska i in. 2000; Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2002, 2009; Szarek-Łukaszewska 2009;
Szarek-Łukaszewska i in. 2009; Szarek-Łukaszewska
i Grodzińska 2007, 2008, 2011).
Obok badań florystycznych i fitosocjologicznych w rejonie olkuskim były/są prowadzone liczne
badania ekologiczne, fizjologiczne i genetyczne.
Obejmują one studia terenowe, a także eksperymentalne, przeprowadzane w laboratoriach. Z wielu
publikacji wymieniamy w tym artykule tylko niewielką ich część. Dotyczą one m.in. (1) poziomu
metali ciężkich w roślinach hałd pogórniczych (m.in.
Godzik 1991, 1993; Mesjasz-Przybyłowicz i in.
1997, 1999, 2001; Szarek-Łukaszewska i Niklińska
2002); (2) adaptacji wybranych gatunków roślin do
bogatych w metale ciężkie, ubogich i suchych podłoży pogórniczych (Wierzbicka i Panufnik 1998;
Wierzbicka 2002; Wierzbicka i Potocka 2002;
Wierzbicka i Rostański 2002; Załęcka i Wierzbicka 2002; Szarek-Łukaszewska i in. 2004; Wierzbicka i in. 2004; Wierzbicka i Pielichowska 2004;
Przedpełska i Wierzbicka 2007; Olko i in. 2008;
Słomka i in. 2008; Kostecka 2009); (3) gatunków
mikoryzowych rosnących na hałdach pogórniczych
(Pawłowska i Błaszkowski 1996; Turnau 1998;
Wierzbicka i Zyska 1999; Jurkiewicz i in. 2001;
Orłowska i in. 2002; Turnau i in. 2002; Mleczko
2004); (4) spontanicznej i wspomagającej kolonizacji obszarów cynkowo-ołowiowych przez roślinność (Grodzińska i in. 2000; Szarek-Łukaszewska
i Grodzińska 2007, 2008).
W rejonie olkuskim było i jest nadal prowadzonych szereg projektów badawczych. Ich wynikiem są raporty końcowe obejmujące publikowane
i niepublikowane materiały, które w przyszłości
mogą okazać się bezcenne. Poniżej zestawiono
przykłady projektów realizowanych w rejonie
olkuskim, a dotyczących szeroko pojętej tematyki
botanicznej:
• Przystosowania roślin do wzrostu na hałdzie galmanowej i ich tolerancja na metale
ciężkie. Grant KBN 6 P04 C00119 (2000–
2003) (Uniwersytet Warszawski, kierownik:
M. Wierzbicka).
78
• Strategie pobierania metali ciężkich przez
rośliny hałd galmanowych. Grant 3MNiSW,
P04 G04322 (2002–2004) (Instytut Botaniki im. W. Szafera, Polska Akademia Nauk,
kierownik: G. Szarek-Łukaszewska).
• Powstawanie układów o wysokiej różnorodności biologicznej na terenach pogórniczych
silnie skażonych metalami ciężkimi – badania
spontanicznej sukcesji. Grant PBŻ-KBN
087/P04/2003 (2003–2007) (Instytut Botaniki im. W. Szafera, Polska Akademia Nauk,
kierownik: K. Grodzińska).
• Zdolność dwóch populacji roślin Biscutella
laevigata do hiperakumulacji metali ciężkich.
Grant promotorski MNiSW, 2 P04C 03627
(2005–2006) (Uniwersytet Warszawski, kierownik: M. Wierzbicka).
• Przystosowania roślin Armeria maritima
subsp. halleri – endemicznego metalofitu
– do wzrostu na hałdach cynkowo-ołowiowych. Grant KBN 2P04C 03628 (2005–
2008) (Uniwersytet Warszawski, kierownik:
M. Wierzbicka).
• Rola akwaporyn w reakcji komórek roślin na
metale ciężkie. Grant promotorski MNiSW,
N304 4204 33 (2007–2008) (Uniwersytet
Warszawski, kierownik: M. Wierzbicka).
• Gospodarka mineralna drzewostanu sosnowego w warunkach stresu spowodowanego wysokimi stężeniami metali ciężkich
w środowisku. Grant MNiSW, N304 041
32/1966 (2007–2010) (Instytut Botaniki
im. W. Szafera, Polska Akademia Nauk, kierownik: B. Godzik).
• Przystosowania halofitów wykorzystywane
przez rośliny do wzrostu na glebach metalonośnych. Grant promotorski MNiSW,
N304 4203 33 (2007–2010) (Uniwersytet
Warszawski, kierownik: M. Wierzbicka).
• Kolonizacja odpadów po przeróbce rud
metali (Zn, Pb) przez roślinność – eksperyment terenowy. Grant MNiSW, N304 096
234 (2008–2011) (Instytut Botaniki im.
W. Szafera, Polska Akademia Nauk, kierownik: G. Szarek-Łukaszewska).
• Genetic and phenotypic characteristics of
metallicolous and non-metallicolous populations of Biscutella laevigata (L.) in Poland.
Program Działań Zintegrowanych – POLONIUM-CNRS Francja i MNiSW (2010–
2011) (Instytut Botaniki im. W. Szafera,
Polska Akademia Nauk, kierownik: A.A.
Kostecka).
• Struktura genetyczna populacji i ewolucja
metalofitów: Biscutella laevigata L. Grant
MNiSW, N304 370 938 (2010–2013)
(Instytut Botaniki im. W. Szafera, Polska
Akademia Nauk, kierownik: A.A. Kostecka).
• Właściwości fizykochemiczne gleby oraz
różnorodność i skład gatunkowy roślinności
jako czynniki determinujące funkcjonowanie
mikroorganizmów glebowych starych hałd
(warpii) okolic Trzebini, Jaworzna i Olkusza.
Grant NCN, N305 018 040 (2011–2014)
(Instytut Botaniki im. W. Szafera, Polska
Akademia Nauk, kierownik: A. Stefanowicz).
Liczne dane „botaniczne” z rejonu olkuskiego
zawierają niepublikowane na ogół prace magisterskie, licencjackie i doktorskie wykonywane w zakładach/instytutach Uniwersytetu Jagiellońskiego,
Uniwersytetu Śląskiego, Uniwersytetu Pedagogicznego im. Komisji Edukacji Narodowej w Krakowie,
Uniwersytetu Warszawskiego, Instytutu Botaniki
im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk i innych,
jak np.:
Prace licencjackie
• Gruszka G. 2009. Flora Olkuskiego Regionu
Rudnego na tle śladów górnictwa cynkowo-ołowiowego. Uniwersytet Śląski, Wydział
Biologii i Ochrony Środowiska, Zakład
Botaniki Systematycznej. Promotor: M.
Jędrzejczyk-Korycińska.
• Klima A. 2009. Rekultywacja i zagospodarowanie terenów pogórniczych na podstawie
Olkuskiego Regionu Rudnego (ORR). Uniwersytet Śląski, Wydział Biologii i Ochrony
Środowiska, Katedra Ekologii. Promotor: I.
Franiel.
• Sitko K. 2009. Storczykowate Olkuskiego
Regionu Rudnego. Uniwersytet Śląski,
Wydział Biologii i Ochrony Środowiska,
Zakład Botaniki Systematycznej. Promotor:
M. Jędrzejczyk-Korycińska.
Prace magisterskie
• Bonior E. 2006. Tempo mineralizacji węgla
i azotu w rekultywowanych glebach pogórniczych rejonów Bolesławia i Olkusza.
Uniwersytet Jagielloński, Wydział Biologii
i Nauk o Ziemi, Instytut Nauk o Środowisku, Zakład Ekotoksykologii. Promotor:
M. Niklińska.
• Byrdy M. 2012. Reakcja pleszczotki górskiej
(Biscutella laevigata L.) na wysoką zawartość
cynku w glebie. Uniwersytet Pedagogiczny
im. Komisji Edukacji Narodowej w Krakowie, Wydział Geograficzno-Biologiczny,
Instytut Biologii. Promotor: U. Bielczyk,
opiekun: G. Szarek-Łukaszewska.
• Czober K. 2012. Wpływ roślin i metali ciężkich na parametry mikrobiologiczne gleby.
Uniwersytet Jagielloński, Wydział Biologii
i Nauk o Ziemi, Instytut Nauk o Środowisku. Promotor: G. Szarek-Łukaszewska.
• Kowolik M. 2010. Wpływ zróżnicowania
siedliskowego na różnorodność florystyczną
murawy galmanowej w małej skali przestrzennej. Uniwersytet Śląski, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, Zakład Botaniki
Systematycznej. Promotor: A. Rostański.
• Lipka D. 2012. Wpływ kostrzewy owczej
(Festuca ovina L.) na właściwości fizykochemiczne i mikrobiologiczne gleby. Uniwersytet Jagielloński, Wydział Biologii i Nauk
o Ziemi, Instytut Nauk o Środowisku. Promotor: G. Szarek-Łukaszewska.
• Łągiewka M. 2011. Zróżnicowanie składu
mineralnego gleb muraw kserotermicznych na terenach pogórniczych w rejonie
Bolesławia i Bukowna. Uniwersytet Śląski,
Wydział Nauk o Ziemi, Katedra Geologii
Stosowanej, Zakład Geologii Złóż. Promotor: J. Cabała.
• Łopata B. 2011. Inwentaryzacja pogórniczych terenów metalonośnych w Polsce
południowo-wschodniej. Uniwersytet Jagielloński, Wydział Chemii. Zakład Biochemii,
Biofizyki i Biotechnologii. Promotor:
A. Waloszek.
• Muszel I. 2004. Strategia akumulacji metali
ciężkich w organach Gentianella germanica
79
z okolic Olkusza. Uniwersytet Jagielloński,
Wydział Biologii i Nauk o Ziemi, Instytut
Nauk o Środowisku, Zakład Ekotoksykologii. Promotor: M. Niklińska.
• Rzymanek M. 2009. Transport odpadów
poflotacyjnych ZGH Bolesław w Bukownie
k. Olkusza do wyrobisk pokopalnianych
– potencjalne źródło skażenia środowiska
ołowiem. Uniwersytet Warszawski, Wydział
Biologii, Instytut Zoologii. Promotor:
K. Dmowski.
• Sitko K. 2011. Gleby leśne olkuskiego
rejonu eksploatacji rud Zn-Pb – składniki
mineralne, zróżnicowanie zespołów florystycznych. Uniwersytet Śląski, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, Wydział Nauk
o Ziemi, Katedra Geologii Stosowanej,
Zakład Geologii Złóż. Promotor: J. Cabała.
• Siwik M. 2005. Wpływ transportu
odpadów poflotacyjnych z KGH „Bolesław”
w Bukownie k. Olkusza na poziom zanieczyszczenia środowiska talem. Uniwersytet
Warszawski, Wydział Biologii, Instytut Zoologii. Promotor: K. Dmowski.
• Szwed D. 2008. Właściwości gleb ekosystemów leśnych wykształconych na terenach pogórniczych kopalnictwa rud cynku
i ołowiu. Akademia Górniczo-Hutnicza
w Krakowie, Wydział Górnictwa i Geoinżynierii, Katedra Ekologii Terenów Uprzemysłowionych. Promotor: B. Godzik.
• Traczyk E. 2013. Koncentarcja talu w roślinach warzywnych uprawianych w pobliżu
Huty Cynku w Bukownie k. Olkusza: rozmieszczenie talu w tkankach wybranych
kapustowatych (Brassicaceae). Uniwersytet
Warszawski, Wydział Biologii, Instytut Zoologii. Promotor: K. Dmowski.
• Trzos M. 2008. Przejawy mikroewolucyjnej adaptacji Cardaminopsis arenosa (L.)
Hayek do wegetacji na terenach po kopalnictwie rud cynku i ołowiu – laboratoryjne
badania porównawcze. Uniwersytet Jagielloński, Wydział Biologii i Nauk o Ziemi,
Instytut Nauk o Środowisku. Promotor:
A. Waloszek.
• Wachowicz M. 2009. Skażenie talem
roślin uprawnych w ogrodach warzywnych
80
w pobliżu Zakładów Górniczo-Hutniczych
„Bolesław” (Bukowno k. Olkusza). Uniwersytet Warszawski, Wydział Biologii, Instytut
Zoologii. Promotor: K. Dmowski.
• Wojdas A. 2011. Zróżnicowanie składu florystycznego muraw w świetle badań składu
mineralnego gleb na terenach górnictwa
rud Zn-Pb w rejonie olkuskim. Uniwersytet
Śląski, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, Wydział Nauk o Ziemi, Katedra
Geologii Stosowanej, Zakład Geologii Złóż.
Promotor: J. Cabała.
• Zagała P. 2011. Zróżnicowanie składu mineralnego gleb leśnych na terenach pogórniczych w rejonie Bolesławia i Bukowna.
Uniwersytet Śląski, Wydział Nauk o Ziemi,
Katedra Geologii Stosowanej, Zakład Geologii Złóż. Promotor: J. Cabała.
• Żegleń A. 2010. Wpływ czynników siedliskowych na zróżnicowanie lichenobioty
użytku ekologicznego „Pleszczotka górska”
w gminie Bolesław (Wyżyna Śląsko-Krakowska). Uniwersytet Pedagogiczny im.
Komisji Edukacji Narodowej w Krakowie,
Wydział Geograficzno-Biologiczny, Instytut
Biologii. Promotor: U. Bielczyk.
Prace doktorskie
• Abratowska A. 2012. Przystosowania roślin
Armeria maritima (Mill.) Willd. do życia na
hałdach cynkowo-ołowiowych. Uniwersytet
Warszawski, Wydział Biologii. Promotor:
M. Wierzbicka.
• Godzik B. 1984. Tolerancja wybranych gatunków roślin na metale ciężkie. Instytut
Botaniki im. W. Szafera, Polska Akademia
Nauk. Promotor: K. Grodzińska.
• Kostecka A.A. 2009. Adaptations of Arabidopsis halleri to habitats rich in heavy metals
in southern Poland, PhD thesis (co-tutelle),
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków & Université de
Sciences et Téchnologies de Lille 1, Lille. Promotor: K. Grodzińska i P. Saumitou-Laprade.
• Nowak T. 1997. Flora naczyniowa wschodniej części Garbu Tarnogórskiego oraz perspektywy jej ochrony. Uniwersytet Śląski,
Wydział Biologii i Ochrony Środowiska.
Promotor: K. Rostański.
• Siwek M. 2007. Procesy embriologiczne
u Armeria maritima (Mill.) Willd. s.l.
(Plumbaginaceae), Cardaminopsis arenosa
(L.) Hayek (Brassicaceae) i Medicago lupulina L. (Fabaceae) w warunkach siedlisk
poprzemysłowych. Uniwersytet Jagielloński,
Wydział Biologii i Nauk o Ziemi. Promotor:
R. Izmaiłow.
w większości w obszernej bibliografii botanicznej
Ziemi Olkuskiej za lata 1850–2006 Drobnika
(2008) oraz monografii Olkuskiego Okręgu Rudnego (Nowak i in. 2011).
Publikacje będące wynikiem projektu MF
EOG PL0265 obejmującego obszar Olkuskiego
Okręgu Rudnego zestawiono w formie załącznika
(Appendix) i dołączono do niniejszego rozdziału.
Część uzyskanych wyników będzie publikowana
w kolejnych latach.
Wymienione w tym rozdziale pozycje literatury dotyczące rejonu olkuskiego znaleźć można
Załącznik: Publikacje opracowane w ramach projektu MF EOG PL0265
Publikacje zwarte
1. Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Korycińska M.,
Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2011. The vascular plants of the Olkusz Ore-bearing Region [Rośliny
naczyniowe Olkuskiego Okręgu Rudnego]. Instytut
Botaniki im. W. Szafera PAN, Kraków.
Artykuły oryginalne
1. Bielczyk U., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kiszka J.
2009. Lichens of abandoned zinc-lead mines in
Poland. Acta Mycologica 44(2): 139–149.
2009. Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie
dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych, pp. 69–84. W:
K. Sporek (Red.) Zagrożenia biotopów przekształconych przez człowieka. Uniwersytet Opolski,
Opole 2009.
3. Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G. 2009. Heavy
metal vegetation in the Olkusz region (southern
Poland) – preliminary studies. Polish Botanical
Journal 54(1): 105–112.
4. Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B.
2010. Pine forests of Zn-Pb post-mining areas of
southern Poland. Polish Botanical Journal 55(1):
229–237.
5. Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska
K., Godzik B. 2010. Murawy galmanowe okolic
Olkusza (południowa Polska) i problemy ich
ochrony. Chrońmy Przyrodę Ojczystą 66(1): 27–34.
6. Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Stefanowicz
A.M. 2011. Direct and indirect effects of metal
contamination on soil biota in a Zn-Pb post-mining
and smelting area (S Poland). Environmental Pollution 159: 1516–1522.
7. Kowolik M., Szarek-Łukaszewska G. Jędrzejczyk-Korycińska M., 2010. Użytek ekologiczny „Pleszczotka górska” w cynkowo-ołowiowym terenie
górniczym – potrzeba aktywnej ochrony. Chrońmy
Przyrodę Ojczystą 66(1): 35–38.
8. Mleczko P., Gawroński S., Kapusta P. 2009. New
inland localities of a rare gasteroid basidiomycete,
Scleroderma septentrionale, in natural and anthropogenic habitats in Central Europe. Polish Botanical
Journal 54(1): 99–104.
9. Nowak T., Urbisz A., Kapusta P., Tokarska-Guzik
B. 2011. Distribution patterns and habitat preferences of mountain species in the Silesian Uplands
(Southern Poland). Polish Journal of Ecology 59(2):
309–324.
10. Skierka E., Woźniak G. 2010. Czy spontaniczna
kolonizacja zawodnionych niecek osiadania i hałd
skały płonnej jest innowacyjnym sposobem rewitalizacji?, ss. 228–235 W: „Innowacyjne rozwiązania
rewitalizacji terenów zdegradowanych”. Centrum
Badań i Dozoru Górnictwa Podziemnego, IETU.
Lędziny – Katowice.
11. Stefanowicz A.M., Niklińska, M., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., 2010. Pine forest and grassland
differently influence the response of soil microbial
81
communities to metal contamination. Science of the
Total Environment 408: 6134–6141.
12. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K. 2008. Naturalna roślinność w rejonach starych zwałowisk
odpadów po górnictwie rud Zn-Pb w okolicy
Bolesławia i Bukowna (region śląsko-krakowski,
południowa Polska). Przegląd Geologiczny 56(7):
528–531.
9. Stefanowicz A.M. 2010. Międzynarodowa Konferencja Ekotoksykologiczna (SETAC) (Sewilla,
Hiszpania, 23–27 V 2010). Wiadomości Ekologiczne
56(3): 115–117.
10. Szarek-Łukaszewska G. 2011. Murawy galmanowe
w Europie, pp. 12–25. W: Przyroda terenów pogórniczych. Centrum Kultury im. Marii Płonowskiej
w Bolesławiu.
13. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K. 2011. Grasslands of a Zn-Pb post-mining area (Olkusz Orebearing Region, S Poland). Polish Botanical Journal
56(2): 245–260.
11. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K. 2008. Kwieciste murawy na odpadach górniczych. Bolesławskie
Prezentacje 05/86 maj 2008. Informacyjny Miesięcznik Samorządowy: 9.
Artykuły popularnonaukowe
Flora Gminy Bolesław, pp. 35–53. W: T. Sawicki,
P. Szlęzak (Red.) Bolesław i okolice. Urząd Gminy
w Bolesławiu, Centrum Kultury im. Marii Płonowskiej w Bolesławiu, F.H.U. Alias Robert
Leniartek.
1. Bielczyk U. 2011. Chrobotki, chróściki i inne porosty
– kruche piękno na galmanach, ss. 41–49. W: Przyroda terenów pogórniczych. Centrum Kultury im.
Marii Płonowskiej w Bolesławiu.
2. Godzik B. 2010. Konferencja popularno-naukowa
„Przyroda terenów pogórniczych” (Bolesław, 28–29
Października 2010). Wiadomości Botaniczne 54(3/4):
91–95.
3. Godzik B. 2010. Tereny zdegradowane przez przemysł wydobywczy rud cynku i ołowiu – czy warto
je chronić? Ekonatura 11(84): 29–30.
4. Godzik B. 2011. Roślinność gleb galmanowych i jej
znaczenie dla zachowania różnorodności biotycznej
i krajobrazowej terenów pogórniczych – projekt
badawczy MF EOG PL 0265, ss. 1–11. W: Przyroda
terenów pogórniczych. Centrum Kultury im. Marii
Płonowskiej w Bolesławiu.
2009. Wartości przyrodnicze terenów zdegradowanych przez przemysł wydobywczy. Biuletyn Informacyjny Wydziału II Nauk Biologicznych PAN 3: 4.
6. Klimek B., Stefanowicz A.M., Woch M.W.,
Jaźwa M. 2010. Czy istnieje związek między bioróżnorodnością roślin i mikroorganizmów glebowych?
Kosmos 59(3–4): 589–598.
7. Nowak T. 2009. Niedoceniany składnik naszych
zarośli – śliwa tarnina. Bolesławskie Prezentacje
07/09(98) Lipiec–Sierpień 2009. Informacyjny
Miesięcznik Samorządowy: 8.
8. Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kapusta P.
2011. Różnorodność flory roślin naczyniowych i wybrane
aspekty ochrony przyrody Olkuskiego Okręgu Rudnego
(OOR), ss. 26–40. W: Przyroda terenów pogórniczych. Centrum Kultury im. Marii Płonowskiej
w Bolesławiu.
82
13. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Kapusta P.,
Godzik B. 2008. Przyroda Olkuskiego Regionu
Rudnego pod lupą. Bolesławskie Prezentacje 10/90
listopad 2008. Informacyjny Miesięcznik Samorządowy: 5.
Godzik B. 2009. Przyroda Olkuskiego Regionu
Rudnego pod lupą. Głos Bukowna, Styczeń 2009,
Nr 01/09: 7.
15. Szarek-Łukaszewska G., Kapusta P., Godzik B.
2009. Roślinność gminy Bolesław. Korzenie. Pismo
społeczno-kulturalne. Centrum Kultury im. Marii
Płonowskiej w Bolesławiu 76: 52–54.
Streszczenia konferencyjne
1. Bielczyk U. 2010. Lichenologic curiosites of the
post-mining areas of southern Poland. W: 55th
Meeting of the Polish Botanical Society „Planta in
vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw,
Poland. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79,
Supplement 1: 66.
2. Bielczyk U. 2010. Osobliwości lichenologiczne
obszarów pogórniczych w południowej Polsce. W:
LV Zjazd Polskiego Towarzystwa Botanicznego
„Planta in vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010,
Warszawa. Streszczenia referatów i plakatów: 86.
3. Błońska A., Holeksa J., Jędrzejczyk-Korycińska M.,
Kompała-Bąba A., Nowak T., Woźniak G., Żywiec
M. 2010. Floristic and phytocoenotic diversity of
plant cover versus degradation of the natural environment in the Olkusz Ores Region (Cracow-Silesian
Upland, Southern Poland). W: 55th Meeting of the
Polish Botanical Society „Planta in vivo, in vitro et
in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw, Poland. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 32.
4. Błońska A., Holeksa J., Jędrzejczyk-Korycińska M.,
Kompała-Bąba A., Nowak T., Woźniak G., Żywiec M.
2010. Florystyczne i fitocenotyczne zróżnicowanie
szaty roślinnej a degradacja środowiska przyrodniczego na obszarze Olkuskiego Okręgu Rudnego
(Wyżyna Śląsko-Krakowska). W: LV Zjazd Polskiego
Towarzystwa Botanicznego „Planta in vivo, in vitro
et in silico”, 6–12.09.2010, Warszawa. Streszczenia
referatów i plakatów: 38.
5. Godzik B., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G. 2009.
Górnictwo kruszcowe w rejonie Olkusza i jego znaczenie dla różnorodności biologicznej (Ore mining
in the region of Olkusz and its importance for biological diversity). W: M. Sporek (Red.). I Krajowa
Konferencja Naukowa „Zagrożenia biotopów”, Głuchołazy ’09, 22–25.04.2009. Streszczenia: 91–93.
dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych (Vegetation of
calamine soils and its importance for maintaining
biotic and landscape diversity of post mining areas).
W: M. Sporek (Red.). I Krajowa Konferencja
Naukowa „Zagrożenia biotopów”, Głuchołazy ’09,
22–25.04.2009. Streszczenia: 88–90.
dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych. W: Ogólnopolska
Konferencja Naukowa „Murawy kserotermiczne
regionu kujawsko-pomorskiego – stan zachowania,
ochrona i perspektywy”, Bydgoszcz, 28–30.05.2009.
Grodzińska K. 2010. Vegetation of calamine soils
and the vegetation’s importance for biodiversity and
landscape conservation in post-mining areas. W:
55th Meeting of the Polish Botanical Society „Planta
in vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw,
Poland. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79,
Supplement 1: 39.
9. Godzik B., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K. 2010. Roślinność gleb galmanowych i jej
znaczenie dla zachowania różnorodności biotycznej
i krajobrazowej terenów pogórniczych. W: LV Zjazd
Polskiego Towarzystwa Botanicznego „Planta in
vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warszawa.
10. Jędrzejczyk-Korycińska M., Nowak T. 2009. Różnorodność florystyczna muraw na wybranych obszarach poeksploatacyjnych rud cynkowo-ołowiowych
Garbu Tarnogórskiego (Wyżyna Śląska). W: Ogólnopolska Konferencja Naukowa „Murawy kserotermiczne regionu kujawsko-pomorskiego – stan
zachowania, ochrona i perspektywy”, Bydgoszcz,
28–30.05.2009. Streszczenia: 42.
Orchids (Orchidaceae) of the Olkusz Ore-bearing
Region (Silesia-Cracow Upland). W: 55th Meeting
of the Polish Botanical Society „Planta in vivo, in
vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw, Poland.
Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement
1: 40.
12. Jędrzejczyk-Korycińska M., Nowak T. 2010. Storczykowate (Orchidaceae) Olkuskiego Regionu Rudnego (Wyżyna Śląsko-Krakowska). W: LV Zjazd
Polskiego Towarzystwa Botanicznego „Planta in
vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warszawa.
13. Kapusta P., Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M.,
Szarek-Łukaszewska G. 2010. Changes in the structure of thermophilous grasslands of the Olkusz
environs (S Poland). W: 55th Meeting of the Polish
Botanical Society „Planta in vivo, in vitro et in
silico”, 6–12.09.2010, Warsaw, Poland. Acta Socie
tatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 41.
14. Kapusta P., Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M.,
Szarek-Łukaszewska G. 2010. Zmiany w strukturze
zbiorowisk muraw w okolicach Olkusza (Polska
południowa). W: LV Zjazd Polskiego Towarzystwa
Botanicznego „Planta in vivo, in vitro et in silico”,
6–12.09.2010, Warszawa. Streszczenia referatów
i plakatów: 48.
15. Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Ociepa A.,
Zarzyka-Ryszka M., Grodzińska K., Godzik B. 2009.
Wpływ sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) na szatę
roślinną terenów pogórniczych Olkuskiego Regionu
Rudnego (The influence of Scots pine (Pinus sylvestris L.) on the vegetation of post-mining area of the
Olkusz Ore-bearing Region). W: M. Sporek (Red.)
I Krajowa Konferencja Naukowa „Zagrożenia biotopów”, Głuchołazy ’09, 22–25.04.2009. Streszczenia: 94–96.
16. Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Stefanowicz
A.M. 2010. Factors affecting the density of soil
mesofauna (Enchytridae) in forest and grassland
83
ecosystems contaminated with heavy metals. W:
SETAC Europe: 20th Annual Meeting „Science
and Technology for Environmental Protection,
23–27 May 2010, Seville, Spain. Programme book:
WE 250.
17. Kostecka A.A., Frerot H., Saumitou-Laprade P.,
Grodzińska K. 2010. Is there evidence of local adaptation in metallicolous and non-metallicolous populations of Arabidopsis halleri? W: SETAC Europe:
20th Annual Meeting „Science and Technology
for Environmental Protection, 23–27 May 2010,
Seville, Spain. Programme book: WE 282.
18. Kostecka A.A., Meyer C., Saumitou-Laprade P.,
Grodzinska K. 2009. Variation in Zn tolerance in
metallicolous and non-metallicolous populations
of Arabidopsis halleri and possible role of disruptive
selection. W: The First Joint PSE-SETAC Conference on Ecotoxicology „Ecotoxicology in the real
world”. 16–19 September 2009, Kraków, Poland,
Jagiellonian University & Polish Society of Ecotoxicology & Society of Environmental Toxicology and
Chemistry – Central and Eastern Europe Branch.
Programme and Abstracts: 73.
19. Mleczko P., Kapusta P. 2010. Effect of substrate type
on Macromycetes species composition in pine forests in the vicinity of Olkusz (southern Poland). W:
55th Meeting of the Polish Botanical Society „Planta
in vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010, Warsaw,
Poland]. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79,
Supplement 1: 76.
20. Mleczko P., Kapusta P. 2010. Wpływ podłoża na
skład gatunkowy grzybów wielkoowocnikowych
w lasach sosnowych w okolicach Olkusza (południowa Polska). W: LV Zjazd Polskiego Towarzystwa
i plakatów: 97.
21. Mleczko P., Kapusta P. 2011. Effect of substratum
type (sand vs. mining waste) on macromycete communities in pine forests of a post-mining area.
W: 7th International Conference on Serpentine
Ecology: Promoting awareness of serpentine biodiversity, 12–16.06.2011, Coimbra, Portugal. Abstract
book: 121.
22. Mleczko P., Kapusta P., Godzik B. 2012. Effect of
substrate type on ectomycorrhizal fungi populations
in the vicinity of Olkusz (southern Poland). W:
7th International Symbiosis Society Congress „The
earth’s vast symbiosphere”, 22–28.07.2012, Kraków,
Poland. Book of Abstracts: 219.
84
23. Nowak T., Jędrzejczyk-Korycińska M. 2009. Wpływ
nasadzeń jesiona pensylwańskiego (Fraxinus pennsylvanica) na zachowanie różnorodności gatunkowej
siedlisk zagrożonych na przykładzie kompleksu łąk
w Bolesławiu (Olkuski Region Rudny) (The impact
of planting green ash (Fraxinus pennsylvanica) on biodiversity change of endangered habitats on example
of meadow patches in Bolesław (Olkusz Ore-bearing
Region, southern Poland). W: M. Sporek (Red.)
I Krajowa Konferencja Naukowa „Zagrożenia biotopów”, Głuchołazy ’09, 22–25.04.2009. Streszczenia: 103–104.
2010. Diversity of vascular flora and some aspects
of nature protection in the Olkusz Ores Region –
OOR (Silesia-Cracow Upland). W: 55th Meeting
Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement
1: 50.
2010. Różnorodność flory roślin naczyniowych
i wybrane aspekty ochrony przyrody rejonu Olkuskiego Okręgu Rudnego (Wyżyna Śląsko-Krakowska). W: LV Zjazd Polskiego Towarzystwa
i plakatów: 57.
26. Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Korycińska M,
Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2011.Vascular
plants of Zn-Pb post-mining area in southern
Poland. W: 7th International Conference on Serpentine Ecology: Promoting awareness of serpentine
biodiversity, 12–16.06.2011, Coimbra, Portugal.
Abstract book: 123.
27. Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Korycińska M.,
Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2011. Industrial
areas as refuges of protected vascular plants: the case
of the mining environs of Olkusz (S Poland). W:
6th Planta Europa Conference „Actions for Wild
Plants”, 23–27.05.2011, Kraków, Poland. Book of
Abstracts: 55.
Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G. 2010. Soil
microbial communities at post-mining sites: effects
of heavy metals and vegetation. W: 55th Meeting
Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 55.
Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G. 2010. Zespoły
mikroorganizmów glebowych na terenach pokopalnianych – wpływ metali ciężkich i roślinności.
W: LV Zjazd Polskiego Towarzystwa Botanicznego
„Planta in vivo, in vitro et in silico”, 6–12.09.2010,
Warszawa. Streszczenia referatów i plakatów: 63.
Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K. 2010. Metal
pollution, soil properties and plant diversity as
determinants of bacterial and fungial performance
in soils. W: 15th International Conference on
Heavy Metals in the Environment, 19–23.09.2010,
Gdańsk, Poland. Proceedings: 708–711.
31. Stefanowicz A.M., Kapusta P., Szarek-Łukaszew
ska G., Niklińska M., Grodzińska K. 2011. Soil
microbial communities are influenced by soil fertility, herbaceous vegetation and metal pollution
in the Pb-Zn mining and smelting area (Olkusz,
S Poland). W: Ecology of Soil Microorganisms.
Microbes as Important Drivers of Soil Processes,
27.04–1.05.2011, Prague, Czech Republic. Abstract
Book: 211.
32. Stefanowicz A.M., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Niklińska M., Grodzińska K. 2011. Factors
affecting soil microbial communities in Zn-Pb mining and smelting area. W: 7th International Conference on Serpentine Ecology. Promoting awareness of
serpentine biodiversity, 12–16.06.2011, Coimbra,
Portugal. Abstract book: 131.
33. Stefanowicz A.M., Niklińska M., Kapusta P., Szarek
‑Łukaszewska G. 2010. Effects of soil characteristics
and plant cover on activity and functional richness
of soil microorganisms at metal-polluted sites. W:
SETAC Europe: 20th Annual Meeting „Science and
Technology for Environmental Protection, 23–27
May 2010, Seville, Spain. Programme book: WE 251.
Murawy galmanowe – szczególny przypadek roślinności kserotermicznej. W: Ogólnopolska Konferencja Naukowa „Murawy kserotermiczne regionu
kujawsko-pomorskiego – stan zachowania, ochrona
i perspektywy”, Bydgoszcz, 28–30.05.2009. Streszczenia: 19.
35. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Godzik B.
2010. Grasslands, fallows and forests in the post
‑mining Zn-Pb areas in the Olkusz Ore Region
(S Poland). In: 55th Meeting of the Polish Botanical Society „Planta in vivo, in vitro et in silico”,
6–12.09.2010, Warsaw, Poland. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79, Supplement 1: 56.
36. Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska K., Godzik B.
2010. Murawy, odłogi i lasy pogórniczych Zn-Pb
terenów w Olkuskim Okręgu Rudnym (Polska
południowa). W: LV Zjazd Polskiego Towarzystwa
i plakatów: 64.
Godzik B. 2009. Roślinność terenów cynkowo-ołowiowych w Polsce (Vegetation of zinc-lead areas in
Poland).[W: M. Sporek (Red.) I Krajowa Konferencja Naukowa „Zagrożenia biotopów”, Głuchołazy ’09, 22-25.04.2009. Streszczenia: 67–68.
38. Szarek-Łukaszewska G., Kowolik M., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kapusta P. 2009. Wpływ zróżnicowania siedliskowego na różnorodność florystyczną
murawy galmanowej w małej skali przestrzennej
(The effect of habitat diversity on the floristic
richness of calamine grassland at a small spatial
scale). W: M. Sporek (Red.) I Krajowa Konferencja
Naukowa „Zagrożenia biotopów”, Głuchołazy ’09,
22–25.04.2009. Streszczenia: 112–113.
39. Szarek-Łukaszewska G., Kowolik M., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kapusta P. 2009. Small scale
variability in soil properties and vegetation within
a calamine grassland colonized by pine. W: The
First Joint PSE-SETAC Conference on Ecotoxicology „Ecotoxicology in the real world”. 16–19
September 2009, Kraków, Poland, Jagiellonian University & Polish Society of Ecotoxicology & Society
of Environmental Toxicology and Chemistry – Central and Eastern Europe Branch. Programme and
Abstracts: 103.
40. Vogt R.D., Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G.
2010. Pools of Heavy Metals in Soils with Different Vegetation Cover and Soil Material in Former
Zn-Pb Mining Area (Olkusz Region, S Poland). W:
15th International Conference on Heavy Metals in
the Environment, 19–23.09.2010, Gdańsk, Poland.
Proceedings: 720.
41. Zielonka T., Malcher P., Godzik B. 2009. Dynamika przyrostu sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.)
w Olkuskim Okręgu Rudnym (Dynamics of increment of Scots pine (Pinus sylvestris L.) in the Olkusz
Ore District). W: International Scientific Conference „Forestry in mountains and industrial regions”,
Kraków-Krynica Zdrój, 21–22.09.2009. Abstracts
of papers and posters: 244–246.
85
6
Objectives, scope and organisation of research
in the Olkusz Ore-bearing Region
Paweł Kapusta, Barbara Godzik
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: [email protected];
[email protected]
The main objective of the research done for
the “Vegetation of calamine soils and its importance for biodiversity and landscape conservation in post-mining areas” project (EEA FM
PL0265) was to describe in detail the botanical
and ecological characteristics of vegetation of
the Olkusz Ore-bearing Region (OOR), and
in particular the composition, diversity, distribution and abundance of species, and the
degree to which the vegetation cover follows
a mosaic pattern. The project addressed the
following issues: (1) the dependence of the
above features on spatial scale, on variation of
environmental factors (soil physicochemical
properties, geology, topography, land use type,
relief ) and on interspecific relations; (2) the
impact of vegetation on soil biological activity
and on the stability of substrate geochemistry;
and (3) the significance of vegetation for rehabilitation of the degraded landscape.
The data gathered were used to assess the
value and condition of the vegetation as well
as the effectiveness and long-term effects of
remediation (afforestation) in post-mining
areas. Some of the results have been published in numerous original papers in scientific
journals, popular-science articles, monographs,
and a dozen or so conference communiques
(Grodzińska and Godzik – Chapter 5, this
volume).
The project was split into four kinds of tasks:
• identification of vegetation types and
mapping of their distribution;
• studies of vascular plant, bryophyte and
lichen species diversity;
• studies of soil physicochemical properties and soil organism activity;
• studies of selected characteristics of pine
stands.
The particular aims of research tasks are
presented, with descriptions of each of the
tasks.
The research was done on different spatial
scales:
• over the whole area of the OOR
(48 km2; Fig. 1);
• at 49 permanent sites (400 m2 each) in
selected vegetation patches representing
different types of OOR communities
(Fig. 2);
• in 441 plots (4 m2 each) on the 49 permanent sites (Fig. 3).
87
Detailed description of the tasks
and results
Identification of vegetation types and
mapping of their distribution
The aims of this task were to:
1. map the spatial variability of vegetation
types in the OOR;
2. evaluate the OOR’s vegetation based on
the presence and extent of particularly
valuable plant communities;
3. determine the relations between the intensity of anthropopression and vegetation
diversity, on species level and on flora biocoenosis level.
Over the whole study area (48 km2), all
homogeneous patches of vegetation covering
at least 500 m2 were mapped in the field at
1:5000 scale using aerial photographs. Patch
location was determined with GPS measurements when necessary.
For each of the distinguished and mapped
vegetation patches, a list of the dominant species, and species of phytosociological units
considered diagnostic in terms of class, order
or association, was drawn up in the field.
The list usually contained about a dozen
plant species. Based on this information,
the majority of the vegetation patches were
assigned to vegetation units at least at the
rank of association, already in the field. The
remaining patches were classified after the
whole area was mapped and the inventories
were compared. Patches associated with calamine substrate were identified on the basis
of the presence of indicator species given by
Grodzińska and Szarek-Łukaszewska (2009).
The classification of forest communities also
considered forest stand age, estimated by
counting the whorl branches of Scots pine
(age classes: up to 20 years, 21–40 years, over
40 years).
88
After scanning the first drafts of the field
vegetation maps, the collected data were digitised in a GIS environment and individual vegetation patches were coded according to the
classification developed for the OOR.
For statistical processing of the data, the
study area was divided into ATPOL squares,
each covering 1 km2. In each square the
number of vegetation types, the area they
occupied, and the number and size of homogeneous plant patches were determined.
The results of the work on this task are presented in Chapter 7 of this volume (Holeksa
et al.).
Studies of vascular plant, bryophyte
and lichen species diversity
The first part of the work on this task
was a floristic inventory of the entire OOR
(48 km2). The aims were to:
1. make a complete floristic inventory;
2. evaluate the plant cover of the OOR by
analysing its species richness and the distribution and frequency of species in 48
ATPOL squares, with particular attention
to protected species, species designated rare
in the Polish flora, and alien and invasive
species;
3. determine the contribution of geohistorical
groups and the syntaxonomic affiliation of
flora components;
4. determine the relationship between the
occurrence of selected species and the
character of land use;
5. compare the species composition of the
calamine grassland vegetation of the OOR
with the species composition of similar
communities occurring in other parts of
the Garb Tarnogórski mesoregion;
6. describe the changes in the species composition of grassland vegetation and the entire
flora of the OOR over the last 15 years.
D
ąb
ró
wk
DF36 82
DF36 83
DF36 84
DF36 85
DF36 86
DF36 87
DF36 90
DF36 91
DF36 92
DF36 93
DF36 94
DF36 95
DF36 96
DF36 97
DF46 00
DF46 01
DF46 02
DF46 03
DF46 04
DF46 05
DF46 06
DF46 07
DF46 10 DF46 11
DF46 12
DF46 13
DF46 14
DF46 15 DF46 16
DF46 17
DF46 20
DF46 22
DF46 23
DF46 24
DF46 25
DF46 26
DF46 27
DF46 36
DF46 37
DF46 21
a
DF36 80 DF36 81
Baba
DF46
30
Sztoła
DF46 31
DF46 32
DF46 33
DF46 34
DF46 35
Bukowno
Fig. 1. Study area of project EEA FM PL0265. Grid squares in the ATPOL system
Ryc. 1. Teren objęty badaniami w ramach projektu MF EOG PL0265. Oznaczenie kwadratów w systemie ATPOL
As mentioned above, the basic research unit
of the floristic inventory of the 48 km2 area was
a 1 km2 square (Fig. 1), but results were also
reported for larger (2 × 2 km) squares, for comparison with results from floristic studies done
on a larger scale (Garb Tarnowski mesoregion)
in 1990–1996. In both cases the method of
subdividing the land into research fields was
consistent with the ATPOL grid methodology
employed for the Atlas of vascular plant distribution in Poland (Zając 1978; Zając and Zając
2001). The study area straddles two 100 km2
ATPOL grid squares (DF36, DF46). Sixteen
1 km2 squares in DF36 were studied, and
32 squares in DF46 (Fig. 1; Nowak et al. 2011).
The field research was done in the growing
seasons of 2008 and 2009, and some followup work was done in the spring of 2010. In
the field, 1:10,000-scale topographic maps
and 1:5000-scale aerial photographs were
used. Each square was explored once or twice
during different periods of the growing season.
The presence of a given taxon in the square
was noted on prepared forms. All taxa (species, subspecies, taxa of hybrid origin) occurring in the area spontaneously were reported,
as well as introduced taxa and escapees from
cultivation. More than 8100 original floristic
data were collected, together with herbarium
documentation comprising approximately 400
specimens, which were deposited in the herbarium of the W. Szafer Institute of Botany of
the Polish Academy of Sciences (KRAM).
The results of the work on this task are
presented mainly in a monograph by Nowak
et al. (2011) and in Chapter 8 (Nowak
et al.), Chapter 9 (Ochyra and Godzik) and
Chapter 10 (Bielczyk) of this volume.
89
The second part of this research task was
to characterise selected plant communities in
terms of the species composition and diversity
of flowering plants, ferns, mosses and lichens
occurring on the 49 research sites. The aims
were to:
1. prepare a detailed floristic characterisation of the plant communities prevailing
in the area, including grassland and pine
forest on dolomite waste or sandy soil variously contaminated with heavy metals,
determining the frequency and abundance of flowering plants, ferns, mosses
and lichens;
2. analyse the differences in the species composition and richness of herbaceous vegetation between spontaneously formed
communities (grasslands) and artificial
communities (pine forests) on the same
type of substrate;
3. determine the role of substrate in the
formation of plant cover by comparing
grassland growing on dolomite waste,
psammophilous grassland, managed pine
forest on podzols, and pine forest planted
on dolomite waste for remediation;
4. evaluate the role of the studied plant communities in maintaining high biodiversity
of post-mining areas;
5. determine the syntaxonomic position of
OOR calamine grassland (occurring on
zinc- and lead-enriched substrate) based
on literature data profiling similar communities in other parts of Europe.
Fig. 2. Distribution of research sites belonging to the six dominant communities in the OOR. A – ZGH Bolesław
zinc smelter, B – flotation works, C – flotation tailings heap
Ryc. 2. Rozmieszczenie powierzchni badawczych należących do 6 dominujących w OOR zbiorowisk roślinnych.
A – huta cynku ZGH Bolesław, B – zakład flotacji, C – hałda odpadów poflotacyjnych
90
The study covered 49 uniform research
sites (vegetation patches) belonging to the six
communities dominant in the OOR (Fig. 2):
• thermophilous grassland on dolomite
waste (abbreviated GW, N = 7);
• grassland dominated by Molinia caerulea
on dolomite waste (MW, N = 6);
• pine forest on dolomite waste (FW,
N = 6);
• thermophilous grassland dominated by
Festuca ovina on sandy substrate (GS;
N = 7);
• mesophilous grassland on old fields
(P, N = 8);
• pine forest on sandy substrate (FS,
N = 15).
Affiliation to a given group was determined
from a cursory assessment of the vegetation
structure and substrate type (soil was locally
uncovered to a depth of 2 mineral horizons).
The choice of permanent sites was guided by
the need to reflect the habitat variability of the
OOR and the need for reliable, representative
sampling (sites of the same category were scattered over the largest possible area or, at minimum, they were not adjacent to each other;
Fig. 2).
At each of the 49 sites, 9 permanent plots
(circular, ca. 4 m2) were laid out at intervals of
100 m in a regular 20 × 20 m grid, as shown in
Figure 3, giving a total 441 plots. The position
of the central plot was determined with a GPS
of submetric accuracy.
For each plot we listed the flowering plants,
ferns, mosses and lichens occurring there and
recorded their cover on a 6-point Braun-Blanquet scale. The species occurring in the entire
area of the grid (400 m2) were also listed. Total
vegetation cover was determined for the ground
layer, shrub layer and tree layer. The main part
of the field research for this task was done in
2008, with some additional follow-up in 2009.
The main sources of variation in the species composition of plants and lichens were
identified on the basis of a DCA (detrended
correspondence analysis) for all 441 plots. In
this case the results were interpreted based on
knowledge of the habitat preferences of individual species. After entering the variables
describing soil physicochemical properties,
RDA (redundancy analysis) was performed
to determine the actual relationship between
community structure and habitat factors. The
statistical significance of differences in species
richness and total plant cover between the
community categories was assessed by analysis
of variance.
The results of the work on this task are presented in Chapter 13 of this volume (Kapusta
et al.).
Studies of soil physicochemical properties
and soil organism activity
The first part of this task consisted of
assessing the variability of soil physicochemical properties and other environmental factors at the permanent sites. The aims were to:
1. identify the source, level and variability
of soil pollution by heavy metals in the
OOR;
2. determine the physicochemical properties
of the soils in the studied communities;
3. evaluate the impact of Scots pine on soil
physicochemical properties by comparing
remediated (pine forest) and non-remediated (grassland) areas having the same substrate type.
The study covered 49 research sites representing the six communities dominant in
the OOR (GW, GS, P, MW, FW, FS; Fig. 2).
During the first year of this task (2008), at
each site the soil profile was opened to a depth
of 2–4 horizons (depending on soil type) in
order to determine the affiliation of a given
91
Fig. 3. Circular plots (ca 4 m2) established at the research
sites in the OOR
Ryc. 3. Kołowe poletka (o powierzchni 4 m2) na wybranych powierzchniach badawczych w OOR
site to one of the six habitat categories and to
develop methods for soil sample collection and
analysis.
In the following season, soil samples were
collected for laboratory analysis. Three subsamples from two or three mineral horizons
(down to ca. 50 cm depth) were collected from
the central plot of each research site. From the
remaining 8 plots, three subsamples were taken
only from the upper mineral horizon (usually
from horizon A). The samples for particular
horizons were combined. The samples for
the central plots were divided into two parts,
for physicochemical and for microbiological
analyses. The following characteristics were
determined for the soil samples: water content, granulometric composition, pH, organic
matter content, total concentrations of C,
N and S, total content of P, and the content
of its available fraction. The concentrations of
Al, Fe, Mn, K, Ca, Mg, Zn, Cd and Pb were
measured as total, exchangeable (in extract of
BaCl2) and water-soluble. Cation exchange
capacity was also determined.
The general soil characteristics were
described for all 411 plots: basic soil properties
92
such as origin, permeability, moisture, thickness, number and size of plant roots growing
through the soil, separately for different horizons. For each site, within the central plot,
continuous temperature measurements at the
soil surface and at ca. 5 cm depth were made
using autonomous temperature loggers. Temperature was recorded every 15 minutes over
a 3-month period (July-September 2009).
Factor analysis was used to extract the
main components of variation (i.e. variables
not correlated with each other, used in subsequent analyses). This method was also used
to identify relationships between different soil
properties. Analysis of variance was used to test
the significance of differences in soil properties
between habitat categories.
The results of the work on this part of
the task are presented in Chapter 13 of this
volume (Kapusta et al.).
The second part of this task was aimed
at assessing the microbiological status of the
studied soils of all permanent sites. The aims
were to:
1. analyse microbial activity and biomass,
and assess the ability of soil bacteria and
fungi to utilise organic compounds in two
soil horizons;
2. compare the effects of heavy metals on soil
microorganisms between forest and nonforest (grassland, fallows) ecosystems;
3. compare soil microbiological parameters
between habitat types dominating the
OOR – forest and grassland on sand and
on mining waste, as well as fallows;
4. assess the influence of soil physicochemical properties and of herbaceous species diversity and composition on soil
microorganisms.
The 49 sites representing the six dominant habitat categories (GW, GS, P, MW,
FW, FS; Fig. 2) were studied. Soil samples for
analysis of microbiological parameters were
taken from the central plots, from two soil
horizons: (1) A, Ap, or AE, and (2) B. Soil
basal respiration was measured in order to
assess overall microbial activity. Soil samples
with standardised moisture were incubated at
constant temperature and the emitted CO2
was absorbed in NaOH. The excess hydroxide
was titrated with HCl after incubation. The
amount of emitted CO2 was calculated from
the amount of HCl used for titration. After
the basal respiration measurements, glucose
was added to the soil samples in order to
estimate substrate-induced respiration. After
incubation of the glucose-amended samples at
constant temperature, respiration was measured as described above. On this basis, the
amount of microbial biomass, or more accurately the carbon of the microbial biomass in
soil, was calculated. The metabolic quotient
was calculated as the ratio of respiration to
microbial biomass. The qCO2 quotient can be
helpful in assessing the impact of stress factors such as heavy metals on soil microbial
communities.
To analyse the ability of soil microorganisms to degrade organic substrates, 96-well
Biolog plates were used: GN2 for bacteria and
SFN2 for fungi. These plates contain 95 different carbon compounds, including carbohydrates, amino acids and carboxylic acids,
which are nutrients for heterotrophic microorganisms. The Biolog method is based on
measuring the activity of the soil bacteria or
fungi on each substrate. On this basis, it is possible to calculate the number of compounds
consumed by the microorganisms, assess the
level of substrate consumption, and compare
the substrate utilisation patterns (physiological
profiles) of bacterial and fungal communities
from different soils.
Soil samples were shaken in physiological
saline and the obtained extracts were diluted
and inoculated onto plates, which were then
incubated at constant temperature. Absorbance, reflecting microorganism activity, was
measured spectrophotometrically twice a day
during the incubation period. The number of
substrates used, reflecting the functional richness of the microbial community, and also
average bacterial and fungal activity on the
Biolog plates, were calculated.
Factor analysis incorporated variables
describing soil physicochemical properties as
well as the plant communities. The resulting
factors were further used in multiple regression analysis as independent variables to assess
the impact of habitat characteristics on microbial community parameters of the upper soil
horizon.
The nonparametric Mann-Whitney U
test was used to compare microbial activity
between the two soil horizons. Thirty-four
of the 49 study sites were chosen, where two
horizons were distinguishable. To assess the
effect of metals on microorganisms of the
upper horizon, correlation analyses were done
separately for forest and nonforest (grassland
and fallows) habitats. Analysis of variance was
performed to compare microbial parameters
between the six habitat categories.
volume (Stefanowicz).
The third part of the task consisted of
assessing the variability of soil mesofauna
abundance. The aims were to:
1. compare the density of soil mesofauna
(with special emphasis on Enchytraeidae)
in the studied communities, the soils of
the OOR, and soils of other regions;
2. determine the impact of heavy metals on
soil mesofauna density;
3. determine the influence of soil physicochemical properties and herbaceous species
diversity and composition on soil mesofauna density;
93
4.examine the relations between soil
mesofauna activity and microbiological
parameters.
The study covered 49 sites representing
the six communities prevailing in the OOR
(GW, GS, P, MW, FW, FS; Fig. 2). The density of enchytraeids (Enchytraeidae), nematodes (Nematoda) and tardigrades (Tardigrada)
was determined in soil collected from 13 cm
depth using a soil corer 3.5 cm in diameter.
One sample from each plot (N = 441) was collected over several consecutive days in late June
and July 2009 after rainy periods.
Mesofauna were extracted with wet
O’Connor funnels; lamps were used as a heat
source to speed up extraction. Mesofauna
were identified and counted under a binocular
microscope.
Analysis of variance was performed to
compare soil mesofauna activity between the
studied communities. The effect of soil physi
cochemical properties and plant community
parameters on mesofauna density was estimated by multiple regression. The dependence
of soil microorganism activity on the density
of enchytraeids, nematodes and tardigrades
was estimated the same way.
volume (Kapusta et al.).
Studies of selected characteristics
of pine stands
The first part of the study consisted of an
evaluation of pine (Pinus sylvestris) ectomycorrhizal species diversity and abundance at
the forest research sites. This part was extended
to include analyses of fruiting bodies of mycorrhizal fungi and, for comparative purposes, of
saprobiontic fungi. The aims were to:
1.compare the species composition and
quantitative parameters of saprobiontic
94
and mycorrhizal macrofungi communities and pine ectomycorrhizae in pine
forests on dolomite waste and on sandy
substrate;
2. determine the impact of soil physicochemical properties (including heavy metal
content) and quantitative parameters of
herbaceous vegetation on the composition
and species richness of the fungal groups
mentioned above.
The study covered 21 permanent forest
sites, some on dolomite waste and the others on
sandy substrate (FW, FS; Fig. 2). In 2008 and
2009, the sites were examined for the occurrence of fruiting bodies of macrofungi, saprobiontic and mycorrhizal fungi. Species appearing
on the surface were recorded and counted.
volume (Mleczko and Beszczyńska).
In 2009, soil samples with roots (5 cm
diameter, 20 cm depth) were collected from
all 9 plots of each site (400 m2). The samples
were protected from drying and transported
to the laboratory. Roots were isolated from
the soil (separately from the organic and mineral horizons) by washing with running water
and then separated with the aid of binocular
magnifying glasses. Pine roots were separated
from the roots of herbaceous plants and other
trees according to their macromorphology.
Living roots were separated from dead ones.
They were scanned and the scans were analysed
using WinRhizo. The parameters analysed
included diameter, length, area and volume of
thin roots, and density of side branches.
Pine ectomycorrhizae were separated into
morphotypes and counted. These data were
used to calculate the density of ectomycorrhizae on roots and in particular soil horizons.
The ectomycorrhizae of specific morphotypes
were preserved for comparison and for molecular analysis.
The ectomycorrhizae were identified by
amplifying and analysing the ITS rnDNA
region. Both the ectomycorrhizae and fruiting
bodies of ectomycorrhizal fungi collected in
the research area underwent molecular analysis.
The ITS rnDNA sequences of ectomycorrhizae
were compared with those of reference fruiting
bodies and those in the NCBI (GenBank) and
UNITE databases.
Analysis of variance was used to determine the significance of differences in quantitative features of the ectomycorrhizae and
macrofungi communities of the two habitat
types. PCA was used to identify differences in
the macrofungal species composition between
habitat types, and RDA was used to assess the
dependence of species composition of fungi
on habitat characteristics (soil physicochemical properties, quantitative parameters of
undergrowth). This part of the task requires
further work and will be reported in a separate paper.
The second part of the task dealt with
determining the characteristics of pine (Pinus
sylvestris) dynamics at the forest research sites.
The aims were to:
1. determine the incremental reaction of pine
trees to the temporal variability of pollutant inflow;
2. compare the parameters of pine stands
growing on dolomite waste and on sandy
substrate;
3. determine the effect of heavy metals on
pine tree growth.
The study covered 21 permanent sites
of forest in two habitat categories (FW, FS;
Fig. 2). Diameter at breast height (DBH)
and the height of all trees (living and dead) at
a given site were measured, and their species
was determined. Cores were collected from the
10 trees with the highest DBH (130 cm) using
a Pressler borer.
Incremental change was calculated on
the basis of the ratio of average growth over
a decade to average growth over the preceding
decade. The parameters of the tree stands on
the two types of substrate were compared by
ANOVA.
The results of the work on this task are presented in Chapter 12 of this volume (Zielonka
et al.).
References
2011. The vascular plants of the Olkusz Orebearing Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego Okręgu Rudnego]. W. Szafer Institute of
Zając A. 1978. Atlas of distribution of vascular
plants in Poland (ATPOL). Taxon 27(5–6):
481–484.
Zając A., Zając M. (Eds.) 2001. Atlas rozmieszczenia roślin naczyniowych w Polsce. Distribution of vascular plants in Poland. Nakładem
Pracowni Chorologii Komputerowej Instytutu
Botaniki UJ, Kraków.
6
Cele, zakres i organizacja badań na obszarze
Paweł Kapusta, Barbara Godzik
Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: p.kapusta@
Nadrzędnym celem badań prowadzonych
w ramach projektu pt. „Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie dla zachowania różnorodności
(MF EOG PL 0265) było uzyskanie możliwie pełnej
charakterystyki botanicznej i ekologicznej roślinności
występującej na obszarze Olkuskiego Okręgu Rudnego
(OOR), w szczególności poznanie jej składu gatunkowego i różnorodności, rozmieszczenia i obfitości
występowania gatunków oraz stopnia mozaikowatości
pokrywy roślinnej. W projekcie określone zostały:
1) zależność tych atrybutów od skali przestrzennej,
zmienności czynników środowiskowych (właściwości
fizykochemicznych gleb, geologii, topografii, typu
użytkowania i rzeźby terenu) i relacji międzygatunkowych, 2) ich wpływ na aktywność biologiczną gleby
i stabilizację warunków geochemicznych podłoża,
a także 3) ich znaczenie dla rehabilitacji zniszczonego
krajobrazu.
W oparciu o uzyskane wyniki dokonano oceny
kondycji szaty roślinnej i jej wartości , a także oceny
efektywności i dalekosiężnych skutków rekultywacji
(zalesiania) prowadzonej na terenach pogórniczych.
Część uzyskanych wyników badań została opublikowana w specjalistycznych czasopismach w wielu
artykułach oryginalnych i popularnonaukowych,
w monografii i kilkudziesięciu komunikatach konferencyjnych (Grodzińska i Godzik – Rozdział 5,
niniejszy tom).
Projekt realizowano w czterech następujących
zadaniach:
• Identyfikacja typów roślinności i mapowanie
ich rozmieszczenia;
• Badania różnorodności gatunkowej roślin
naczyniowych, mszaków i porostów;
• Badania właściwości fizykochemicznych gleb
i aktywności organizmów glebowych;
• Badania wybranych cech drzewostanów sos
nowych.
Cele szczegółowe poszczególnych zadań badawczych przedstawiono przy opisie każdego z zadań.
Badania były wykonywane w różnych skalach
przestrzennych:
• na całości obszaru OOR (48 km2; Ryc. 1);
• na 49 stałych powierzchniach badawczych
(każda o powierzchni 400 m2) założonych
w OOR w wybranych płatach roślinności
reprezentującej różne typy zbiorowisk
(Ryc. 2);
• na 441 poletkach badawczych (każde o powierzchni 4 m2) zlokalizowanych w obrębie
49 stałych powierzchni badawczych (Ryc. 3).
97
Szczegółowy opis realizacji zadań
i uzyskanych wyników
Identyfikacja typów roślinności i mapowanie
ich rozmieszczenia
Cele szczegółowe tego zadania to:
1. wykonanie mapy przestrzennego zróżnicowania
typów roślinności dla terenu OOR;
2. waloryzacja szaty roślinnej OOR w oparciu
o obecność i zasięg szczególnie cennych
zbiorowisk roślinnych;
3. określenie związku pomiędzy intensywnością
antropopresji a zróżnicowaniem roślinności na
poziomie gatunkowym i fitocenotycznym.
W granicach obszaru OOR (48 km2) kartowano wszystkie jednorodne płaty roślinności o wielkości co najmniej 500 m2. Kartowanie w terenie
wykonano w skali 1: 5000 na podkładzie ze zdjęć
lotniczych (ortofotomap). W razie potrzeby, lokalizację płatów określano w oparciu o pomiary GPS.
Dla każdego z wyróżnionych i kartowanych
płatów roślinnych sporządzono w terenie spis
gatunków dominujących i gatunków wyróżniających jednostki fitosocjologiczne w randze klasy,
rzędu lub związku. Spis liczył zazwyczaj kilkanaście gatunków roślin. Na podstawie tej informacji
większość płatów roślinnych już w terenie zaliczono
do jednostek roślinności co najmniej w randze
związku. Pozostałe płaty zaliczono do jednostek
roślinności wyróżnionych dopiero po skartowaniu
całego terenu i zestawieniu uzyskanych spisów.
Płaty związane z podłożem galmanowym identyfikowano na podstawie obecności gatunków wskaźnikowych wyróżnionych w pracy Grodzińskiej
i Szarek-Łukaszewskiej (2009). W przypadku lasów
i zadrzewień w klasyfikacji uwzględniono również
wiek drzewostanu, który określano poprzez liczenie
okółków gałęzi u sosny zwyczajnej. Wyróżniono
trzy klasy wieku: 1) do 20 lat, 2) 21–40 lat i 3)
powyżej 40 lat.
Zebrane dane, po zeskanowaniu arkuszy pierworysu terenowego mapy roślinności, zdigitalizowano w środowisku GIS, a poszczególne płaty
roślinne zakodowane zostały według opracowanej
dla terenu OOR klasyfikacji.
W opracowaniu statystycznym danych wykorzystano podział terenu badań na kwadraty ATPOL
98
o boku 1 km. W każdym kwadracie określono
liczbę typów roślinności, powierzchnię przez nie
zajmowaną, liczbę jednorodnych płatów roślinnych
i zróżnicowanie ich wielkości.
Wyniki badań wykonanych w ramach tego
zadania przedstawiono w rozdziale 7 niniejszego
tomu (Holeksa i in.).
Badania różnorodności gatunkowej roślin
naczyniowych, mszaków i porostów
Pierwsza część badań w obrębie tego zadania
polegała na inwentaryzacji wszystkich gatunków
roślin naczyniowych występujących w granicach
OOR. Cele szczegółowe tego zadania sformułowano następująco:
1. wykonanie kompletnego spisu florystycznego;
2. waloryzacja szaty roślinnej poprzez analizę
bogactwa gatunkowego oraz rozmieszczenia
i częstości występowania poszczególnych
gatunków w 48 kwadratach ATPOL, ze szczególnym uwzględnieniem gatunków chronionych i rzadkich we florze polskiej, a także
gatunków obcych i inwazyjnych;
3. określenie udziału grup geograficzno-historycznych i przynależności syntaksonomicznej
składników flory;
4. określenie związku pomiędzy występowaniem
wybranych gatunków a typem użytkowania
terenu;
5. porównanie składu gatunkowego roślinności
muraw galmanowych OOR ze składem gatunkowym podobnych zbiorowisk występujących w innych częściach mezoregionu (Garbu
Tarnogórskiego);
6. określenie zmian, jakim uległ skład gatunkowy
roślinności muraw oraz całej flory OOR na
przestrzeni ostatnich 15 lat.
W inwentaryzacji florystycznej, prowadzonej
na obszarze 48 km2, podstawową jednostką
badawczą był kwadrat o boku 1 km (Ryc. 1).
Wyniki podawano jednak także dla większych pól,
kwadratów o boku 2 × 2 km. Umożliwiło to ich
porównanie z rezultatami uzyskanymi w badaniach
florystycznych realizowanych w większej skali
przestrzennej (Garb Tarnogórski) w latach 1990–
1996. Sposób podziału terenu na pola badawcze
w obu przypadkach był zgodny z założeniami
metodycznymi siatki ATPOL (Zając 1978; Zając
i Zając 2001). Badany teren znalazł się w obrębie
dwóch kwadratów siatki ATPOL o boku 10 km,
tj. DF36 i DF46. W kwadracie DF36 badanych
było łącznie 16 kwadratów o boku 1 km, natomiast w kwadracie DF46 – 32 kwadraty (Ryc. 1;
Nowak i in. 2011).
Terenowa część badań przeprowadzona została
w sezonach wegetacyjnych 2008 i 2009 roku, z niewielkimi uzupełnieniami w okresie wiosennym
2010 roku. W terenie posługiwano się mapami topograficznymi w skali 1: 10 000 i ortofotomapami
w skali 1: 5000. Każdy kwadrat eksplorowano
1–2 razy w różnych porach sezonu wegetacyjnego.
Na przygotowanych wcześniej formularzach zaznaczano obecność danego taksonu w kwadracie.
Odnotowywano wszystkie taksony (gatunki, podgatunki, taksony pochodzenia mieszańcowego)
występujące na tym terenie spontanicznie oraz te,
które zdziczały z upraw lub też były introdukowane. Zebrano łącznie ponad 8100 oryginalnych
dat florystycznych, a także dokumentację zielnikową obejmującą ok. 400 alegatów, która została
przekazana do herbarium Instytutu Botaniki im.
W. Szafera Polskiej Akademii Nauk w Krakowie
(KRAM).
Wyniki badań wykonanych w ramach tej części zadania przedstawiono głównie w monografii
Nowak i in. (2011) oraz w rozdziale 8 niniejszego
tomu (Nowak i in.), w rozdziale 9 (Ochyra i Godzik) i rozdziale 10 (Bielczyk) niniejszego tomu.
Druga część badań polegała na scharakteryzowaniu wybranych zbiorowisk roślinnych pod
względem składu gatunkowego i różnorodności
roślin kwiatowych, paprotników, mszaków i porostów występujących na stałych powierzchniach
badawczych. Cele szczegółowe tego zadania to:
1. sporządzenie szczegółowej charakterystyki
florystycznej dominujących na terenie górniczym zbiorowisk roślinnych, tj. muraw i lasów
sosnowych rozwijających się na odpadzie dolomitowym bądź glebie piaszczystej, w różnym
stopniu zanieczyszczonej metalami ciężkimi
(badania obejmowały określenie częstości
występowania i pokrycia roślin kwiatowych,
paprotników, mszaków i porostów);
2. określenie różnic w składzie i bogactwie
gatunkowym roślinności zielnej pomiędzy
zbiorowiskami tworzącymi się spontanicznie
(murawy) i zbiorowiskami tworzonymi przez
człowieka (lasy sosnowe) w obrębie tego
samego typu podłoża;
3. określenie roli podłoża w kształtowaniu się
pokrywy roślinnej poprzez porównanie muraw
rozwijających się na odpadzie dolomitowym
z murawami psammofilnymi oraz lasów sosnowych uprawianych na glebach bielicowych
(w ramach gospodarki leśnej) z lasami sosnowymi sadzonymi na odpadzie dolomitowym
(w ramach rekultywacji);
4. waloryzacja badanych zbiorowisk roślinnych
poprzez ocenę ich wkładu w zachowanie wysokiej
różnorodności biologicznej terenów górniczych;
5. określenie pozycji syntaksonomicznej muraw
galmanowych OOR (występujących na podłożu wzbogaconym w cynk i ołów) w oparciu
o dane bibliograficzne zawierające charakterystykę podobnych zbiorowisk spotykanych
w innych częściach Europy.
Badaniami objęto 49 jednorodnych powierzchni
badawczych (płatów roślinnych) należących do 6
dominujących w terenie OOR zbiorowisk (Ryc. 2).
Są to:
• murawy galmanowe na odpadzie górniczym
(oznaczone skrótem GW; w liczbie N = 7);
• murawy z dominacją Molinia caerulea na
odpadzie górniczym (MW; N = 6);
• lasy sosnowe na odpadzie górniczym (FW;
N = 6);
• ciepłolubne murawy z dominacją Festuca
ovina na podłożu piaszczystym (GS; N = 7);
• mezofilne murawy na dawnych polach
uprawnych (P; N = 8);
• lasy sosnowe na podłożu piaszczystym (FS;
N = 15).
Przy ustalaniu przynależności do danej kategorii posiłkowano się pobieżną oceną struktury
gatunkowej roślinności oraz rodzaju podłoża (miejscowo odsłaniano glebę do głębokości 2 poziomów
mineralnych). W wyborze stałych powierzchni
kierowano się nie tylko potrzebą odzwierciedlenia
zmienności siedliskowej OOR, ale także koniecznością uzyskania wiarygodnych (niezależnych) powtórzeń (płaty z tej samej kategorii były rozproszone
na możliwie dużym obszarze lub przynajmniej nie
sąsiadowały bezpośrednio ze sobą; Ryc. 2).
99
W każdej z 49 powierzchni założono 9 poletek
badawczych (powierzchni kołowych o wielkości
4 m2), w odstępach co 10 m, w regularnej siatce
20 × 20 m, według schematu zamieszczonego na
Ryc. 3. W sumie założono 441 poletek. Poletka
trwale oznakowano. Pozycja poletka środkowego
została określona przy użyciu GPS z dokładnością
submetrową.
Dla każdego poletka sporządzono spis występujących na nim roślin kwiatowych, paprotników,
mszaków i porostów, odnotowano ich pokrycie
według 6-stopniowej skali Braun-Blanqueta.
Ponadto spisano gatunki występujące na całości
powierzchni wytyczonej przez siatkę poletek
(400 m2). Określono także całkowite pokrycie
roślinności w warstwach A, B i C. Zasadniczą część
badań terenowych wykonano w 2008 roku, z niewielkimi uzupełnieniami w roku 2009.
Główne przyczyny zmienności w składzie
gatunkowym roślin identyfikowano w oparciu
o wyniki analizy gradientowej DCA przeprowadzonej dla wszystkich 441 poletek. W tym
przypadku interpretację wyników opierano na znajomości preferencji siedliskowych poszczególnych
gatunków. Po wprowadzeniu zmiennych opisujących właściwości fizykochemiczne gleb wykonano
analizę RDA dla ustalenia rzeczywistego związku
pomiędzy strukturą zbiorowisk a czynnikami siedliskowymi. Istotność statystyczną różnic w bogactwie gatunkowym i całkowitym pokryciu roślin
pomiędzy różnymi typami zbiorowisk badano
przy użyciu analizy wariancji.
Wyniki badań wykonanych w ramach tej części
tomu (Kapusta i in.).
Badania właściwości fizykochemicznych gleb
i aktywności organizmów glebowych
Pierwsza część badań polegała na ocenie
zmienności właściwości fizykochemicznych gleby
i innych czynników środowiskowych na powierzchniach badawczych. Cele szczegółowe tego zadania
sformułowano następująco:
1. określenie źródła, poziomu i zmienności zanieczyszczenia gleb OOR metalami ciężkimi;
2. scharakteryzowanie właściwości fizykochemicznych gleb badanych zbiorowisk;
100
3. ocena wpływu sosny zwyczajnej na właściwości
fizykochemiczne gleby poprzez porównanie
powierzchni rekultywowanych (lasów sosnowych) z nierekultywowanymi (murawami),
w obrębie tego samego typu podłoża.
Badaniami objęto 49 powierzchni badawczych należących do 6 dominujących w terenie
OOR zbiorowisk (GW, GS, P, MW, FW, FS;
Ryc. 2). W pierwszym roku badań (2008) na każdej
powierzchni odsłonięto profil glebowy do głębokości 2–4 poziomów genetycznych (w zależności
od typu gleby) w celu określenia przynależności
płatu roślinnego do jednej z 6 kategorii siedliskowych oraz opracowania metod zbioru i analizy prób
gleby.
W kolejnym sezonie zebrano próby gleby do
analiz laboratoryjnych. Dla każdego z 8 poletek
wyznaczonych na danej powierzchni badawczej
zebrano po 3 podpróby z górnego poziomu mineralnego gleby (najczęściej z poziomu A). Z poletka
środkowego zebrano natomiast po 3 podpróby
z 2 lub 3 poziomów mineralnych (do głębokości
około 50 cm). Podpróby łączono w obrębie danego
poziomu. Próby dla poletek środkowych rozdzielono na dwie części – do analiz parametrów fizykochemicznych i mikrobiologicznych. W próbach
gleby określono: zawartość wody, skład granulometryczny, odczyn, zawartość materii organicznej,
stężenia całkowite C, N i S, całkowitą zawartość P i zawartość jego frakcji przyswajalnej. Ponadto
zmierzono stężenia Fe, Mn, K, Ca, Mg, Zn, Cd i Pb:
całkowite, wymienne (w ekstrakcie z BaCl2) oraz
rozpuszczalne w wodzie. Określono też pojemność
wymienną kationów.
Dla wszystkich 441 poletek sporządzono
ogólną charakterystykę gleby, tj. opisano podstawowe własności gleby, jak: pochodzenie, przepuszczalność, wilgotność, miąższość, ilość i wielkość
przerastających glebę korzeni roślin, oddzielnie dla
poszczególnych poziomów genetycznych. Na każdej
powierzchni (w obrębie środkowego poletka) wykonano ciągłe pomiary temperatury przy powierzchni
gruntu i na głębokości około 5 cm za pomocą autonomicznych rejestratorów temperatury. Temperatura rejestrowana była co 15 min przez 3 miesiące
(lipiec-wrzesień 2009).
Analizą czynnikową posłużono się dla wyodrębnienia głównych osi zmienności (tj. nieskorelo-
wanych ze sobą zmiennych używanych w kolejnych
analizach). Metoda ta służyła też do identyfikacji
powiązań pomiędzy poszczególnymi właściwościami glebowymi. Do oceny istotności różnic we
właściwościach gleby pomiędzy badanymi kategoriami siedliskowymi zastosowano jednoczynnikową
analizę wariancji.
Druga część badań zmierzała do oceny stanu
mikrobiologicznego badanych gleb na stałych
powierzchniach. Cele szczegółowe tego zadania
obejmowały:
1. analizę aktywności i biomasy mikroorganizmów oraz zdolności bakterii i grzybów do
rozkładu związków organicznych w dwóch
poziomach gleby;
2. porównanie wpływu metali ciężkich na mikroorganizmy gleb ekosystemów leśnych i nieleśnych (muraw i odłogów);
3. porównanie właściwości mikrobiologicznych
gleb siedlisk dominujących w badanym terenie
pogórniczym, obejmujących lasy i murawy na
piasku oraz na odpadzie górniczym, jak również odłogi;
4. ocenę wpływu właściwości fizykochemicznych
gleby oraz różnorodności i składu gatunkowego
roślinności zielnej na mikroorganizmy glebowe.
Badania prowadzono na 49 stałych powierzchniach zaklasyfikowanych do 6 dominujących kategorii siedlisk (GW, GS, P, MW, FW, FS; Ryc. 2).
Próby gleby do analiz parametrów mikrobiologicznych pobrano ze środkowych poletek z dwóch
poziomów glebowych, tj. próchnicznego A, Ap lub
AE oraz poziomu B, jak opisano powyżej. W celu
oceny ogólnej aktywności mikroorganizmów zmierzono poziom respiracji gleby (tzw. respiracji
bazowej), inkubując próby gleby o wystandaryzowanej wilgotności w stałej temperaturze i mierząc
ilość wydzielonego CO2. Dwutlenek węgla absorbowano w NaOH, którego nadmiar po zakończeniu
inkubacji miareczkowano kwasem chlorowodorowym (HCl). Na podstawie ilości HCl zużytego
do miareczkowania obliczono ilość wydzielonego
CO2. Po pomiarach respiracji bazowej do prób
gleby dodano glukozę w celu oceny tzw. respiracji indukowanej substratem. Po inkubacji prób
z glukozą w stałej temperaturze dokonano pomiaru
respiracji, jak opisano powyżej. Na tej podstawie
obliczono ilość biomasy (a dokładniej węgla związanego w biomasie) mikroorganizmów glebowych.
Ponadto wyliczono współczynnik metaboliczny
qCO2 – stosunek respiracji do biomasy mikroorganizmów. Współczynnik ten może być pomocny
w ocenie wpływu czynników stresowych, takich
jak metale ciężkie, na zespoły mikroorganizmów
glebowych.
W celu analizy zdolności mikroorganizmów
glebowych do rozkładu związków organicznych
wykorzystano 96-dołkowe płytki Biolog – GN2
dla bakterii i SFN2 dla grzybów. Płytki te zawierają
95 różnych związków węglowych, między innymi
z grupy węglowodanów, aminokwasów i kwasów
karboksylowych, które stanowią substancje
odżywcze dla mikroorganizmów heterotroficznych.
Metoda Biolog oparta jest na pomiarach aktywności bakterii lub grzybów glebowych na każdym
z 95 substratów. Na tej podstawie można wyliczyć
liczbę substratów zużywanych przez mikroorganizmy, ocenić stopnień ich zużycia oraz porównać
wzorce wykorzystania substratów (tzw. profile fizjologiczne) zespołów bakterii lub grzybów z różnych
gleb.
Próby gleby wytrząsano w soli fizjologicznej,
a uzyskane ekstrakty rozcieńczano i zaszczepiano na
płytki, które następnie inkubowano w stałej temperaturze. Podczas okresu inkubacji absorbancję,
odzwierciedlającą aktywność mikroorganizmów,
mierzono spektrofotometrycznie dwa razy na dobę.
Policzono substraty, na których zaobserwowano
aktywność mikroorganizmów; liczba zużytych
związków odzwierciedla tzw. bogactwo funkcjonalne zespołu mikroorganizmów. Obliczono średnią
aktywność bakterii i grzybów na płytkach Biolog.
Analizę czynnikową wykonano, uwzględniając
zarówno parametry opisujące własności fizykochemiczne gleb, jak również zmienne charakteryzujące zbiorowiska roślinne. Otrzymane czynniki
wykorzystano następnie jako zmienne niezależne
w analizie regresji wielorakiej w celu oceny wpływu
właściwości siedliska na parametry mikrobiologiczne górnego poziomu gleby.
Nieparametryczny test U Manna-Whitneya
wykorzystano w celu porównania aktywności
mikrobiologicznej pomiędzy poziomami gleby.
101
Z 49 badanych stanowisk wybrano 34, dla których możliwe było wydzielenie dwóch poziomów.
W celu analizy wpływu metali na mikroorganizmy
górnego poziomu gleb leśnych i nieleśnych przeprowadzono analizy korelacji osobno w tych dwóch
grupach. W celu porównania zmiennych mikrobiologicznych pomiędzy 6 kategoriami siedlisk użyto
analizy wariancji.
tomu (Stefanowicz).
Trzecia część badań polegała na ocenie zmienności liczebności mezofauny glebowej. Celami
szczegółowymi tego zadania było:
1. porównanie zagęszczenia mezofauny glebowej
(ze szczególnym uwzględnieniem wazonkowców) pomiędzy badanymi zbiorowiskami,
a także pomiędzy glebami OOR i glebami
innych regionów;
2. określenie wpływu metali ciężkich na zagęszczenie mezofauny glebowej;
3. określenie wpływu właściwości fizykochemicznych gleby oraz różnorodności i składu gatunkowego roślinności zielnej na zagęszczenie
mezofauny glebowej;
4. zbadanie zależności pomiędzy aktywnością
mezofauny glebowej i parametrami mikrobiologiczymi.
Badaniami objęto 49 powierchni należących do
6 dominujących w OOR typów zbiorowisk (GW,
GS, P, MW, FW, FS) (Ryc. 2). Zagęszczenie wazonkowców (Enchytraeidae), nicieni (Nematoda)
i niesporczaków (Tardigrada) określano w glebie
pobieranej do głębokości 13 cm za pomocą próbnika o średnicy 3,5 cm. Próby (po jednej z każdego
poletka, N = 441) były zebrane w ciągu kilku kolejnych dni, na przełomie czerwca i lipca 2009, po
okresie deszczowym.
Ekstrakcji mezofauny dokonano metodą
mokrych lejków O’Connora; wykorzystano żarówki
jako źródło ciepła w celu przyspieszenia wypłaszania. Mezofaunę identyfikowano i liczono pod
mikroskopem binokularowym.
Do porównania aktywności mezofauny glebowej pomiędzy badanymi zbiorowiskami wykorzystano analizę wariancji. Wpływ właściwości
fizykochemicznych gleby i parametrów zbiorowisk roślinnych na zagęszczenie mezofauny
102
szacowano przy użyciu regresji wielorakiej. W ten
sam sposób określono zależność mikroorganizmów
glebowych od zagęszczenia wazonkowców, nicieni
i niesporczaków.
Badania wybranych cech drzewostanów
sosnowych
Pierwsza część badań realizowanych w ramach
tego zadania polegała na ocenie różnorodności
gatunkowej i obfitości ektomikoryz sosny (Pinus
sylvestris) na leśnych powierzchniach badawczych.
Część tą rozszerzono o analizę owocników grzybów
mikoryzowych oraz, dla celów porównawczych,
grzybów saprobiontycznych. Cele szczegółowe tego
zadania sformułowano następująco:
1. porównanie składu gatunkowego oraz parametrów ilościowych zbiorowisk wielkoowocnikowych grzybów saprobiontycznych
i mikoryzowych oraz ektomikoryz sosny
pomiędzy lasami sosnowymi występującymi
na odpadzie dolomitowym i na podłożu
piaszczystym;
2. określenie wpływu właściwości fizykochemicznych gleby, w tym metali ciężkich, oraz parametrów ilościowych roślinności zielnej na skład
i bogactwo gatunkowe wspomnianych wyżej
grup grzybów.
Badania prowadzono na 21 stałych powierzchniach leśnych, z których część była zlokalizowana na
odpadzie dolomitowym, a część – na podłożu piaszczystym (odpowiednio siedliska FW i FS; Ryc. 2).
W ich obrębie, w latach 2008 i 2009, prowadzono
obserwacje pojawiania się owocników grzybów
wielkoowocnikowych: saprobiontycznych i mikoryzowych. Notowano występujące na powierzchniach
gatunki oraz określano ich ilościowość. Wyniki
badań wykonanych w ramach tej części zadania
przedstawiono w rozdziale 11 niniejszego tomu
(Mleczko i Beszczyńska).
W 2009 roku na każdej z 21 powierzchni, ze
wszystkich 9 poletek, pobrano próby gleby z korzeniami (o średnicy 5 cm i głębokości 20 cm). Próby
zabezpieczono przed wysychaniem i przetransportowano do laboratorium. Korzenie izolowano
z gleby (osobno z warstwy organicznej i warstwy
mineralnej) poprzez przepłukiwanie bieżącą wodą,
a następnie oczyszczano pod lupą binokularną.
Korzenie sosny oddzielano od korzeni roślin zielnych oraz innych drzew na podstawie ich makromorfologii. Korzenie żywe zostały oddzielone od
martwych. Korzenie zostały zeskanowane i w tej
formie analizowane przy użyciu programu komputerowego WinRhizo. Określono takie parametry
jak średnica, długość, powierzchnia i objętość
korzeni cienkich oraz zagęszczenie odgałęzień
bocznych.
Ektomikoryzy sosny zostały rozdzielone na
morfotypy w oparciu o ich cechy morfologiczne
oraz policzone. Informacje te zostały użyte do obliczenia zagęszczenia ektomikoryz na korzeniach oraz
w poszczególnych warstwach gleby. Ektomikoryzy
poszczególnych morfotypów zostały zakonserwowane jako materiał porównawczy oraz materiał do
analizy molekularnej.
Identyfikacja ektomikoryz opierała się na
amplifikacji i analizie regionu ITS rnDNA. Analizie molekularnej poddano zarówno ektomikoryzy,
jak i owocniki grzybów ektomikoryzowych zebrane
na terenie objętym badaniami. Identyfikację ektomikoryz przeprowadzono poprzez porównanie
sekwencji ITS rnDNA ektomikoryz z sekwencjami
owocników referencyjnych oraz sekwencjami znajdującymi się w bazach danych NCBI (GenBank)
i UNITE.
Do określenia istotności statystycznej różnic
w cechach ilościowych zbiorowisk ektomikoryz
i grzybów wielkoowocnikowych pomiędzy dwoma
typami powierzchni użyto analizy wariancji. Różnice w składzie gatunkowym grzybów wielkoowocnikowych pomiędzy dwoma typami powierzchni
identyfikowano przy użyciu analizy PCA, natomiast
zależność składu gatunkowego grzybów od właściwości siedliska (parametry fizykochemiczne gleby,
parametry ilościowe roślinności runa) badano
wykonując analizę RDA. Ta część wyników
wymaga dalszego opracowania i będzie publikowana w odrębnym artykule.
Druga część badań polegała na charakterystyce
dynamiki przyrostowej sosny (Pinus sylvestris) na
leśnych powierzchniach badawczych. Cele szczegółowe tego zadania były następujące:
1. określenie reakcji przyrostowej sosny na czasową zmienność dopływu zanieczyszczeń;
2. porównanie parametrów drzewostanów sosnowych rozwijających się na odpadzie dolomitowym i na podłożu piaszczystym;
3. określenie wpływu metali ciężkich na przyrosty
sosny.
Badania prowadzono na 21 leśnych powierzchniach badawczych, tj. w dwóch kategoriach
zbiorowisk: w lasach nasadzonych na odpadzie
dolomitowym (FW) oraz w lasach rosnących na
podłożu piaszczystym (FS) (Ryc. 2). W ich obrębie
pomierzono pierśnicę i wysokość wszystkich drzew
(żywych i obumarłych) oraz określono ich przynależność gatunkową. Odwierty pobierano z 10 drzew
o największej pierśnicy (na wysokości 130 cm) za
pomocą świdra przyrostowego Presslera.
Odwierty posłużyły do oszacowania wieku
drzew i dynamiki przyrostów rocznych. Na podstawie stosunku średnich przyrostów z dziesięcioleci do średniego przyrostu z 10 poprzedzających
lat została obliczona zmiana przyrostu. Parametry
drzewostanów dwóch typów powierzchni porównywano za pomocą analizy wariancji.
tomu (Zielonka i in.).
7
The vegetation of the Olkusz Ore-bearing Region
Jan Holeksa1, Agnieszka Błońska2, Agnieszka Kompała-Bąba2,
Gabriela Woźniak2, Przemysław Kurek1, Grażyna Szarek-Łukaszewska1,
Krystyna Grodzińska1, Magdalena Żywiec1
1 W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: j.holeksa@
botany.pl; [email protected]; [email protected]; [email protected]; [email protected]
2 Faculty of Botany and Environmental Protection, University of Silesia, 28 Jagiellońska St., 40-032 Katowice,
e-mail: [email protected]; [email protected]; [email protected]
Introduction
The species richness and diversity of plant
communities in an area are primarily connected
with the diversity of its habitats. Habitat diversity depends on the variability of natural geological, hydrological and climatic conditions,
but also on highly varying forms of human
impact. Anthropogenic influences can modify
topography, hydrology, and the chemical and
physical properties of soil. As a consequence,
new habitats are created which do not occur
naturally. They become places for numerous
native and alien species of plants, animals and
other organisms to live. This can be seen in the
commonly noted increase in the species richness of flora and phytocoenotic diversity, and
in the development of semi-natural and synanthropic vegetation in particular. Often, however, the higher the richness of the flora and
vegetation, the fewer the elements specific to
the natural habitats of the area. In response to
this, long lists of seriously endangered taxa and
habitats are drawn up for different geographic
areas, from small regions to whole continents,
and human activity is regarded as a principal
cause of this threat.
In the Olkusz Ore-bearing Region (OOR),
deposits of ore-bearing dolomites containing
zinc and lead ore bodies have been mined
and processed for more than 800 years. Thick
deposits of sand in the OOR have also been
exploited, though for a much shorter time.
This long-term economic activity has led to
far-reaching changes in the landscape. New
habitats have been forming, most of them
highly contaminated with heavy metals originating from industrial waste and emissions.
These new habitats are dumps of dolomite and
by-products of zinc and lead production, large
filled-in excavations, sinks, and deep pits at
sand extraction sites. They have been partially
reclaimed by planting trees and shrubs, and
partially overgrown spontaneously. Apart from
industrial activity, forest management also takes
place in the OOR, including periodic timber
105
harvesting and planting of new generations of
trees. Fires caused by people penetrating the
forests occur quite often there. Farming has
been developing for long ages over a large part
of the OOR as well, but field cultivation has
declined in recent decades. In places where
it has already disappeared, secondary succession has begun towards forest communities via
plant communities often dominated by species
with broad ecological spectra. All these phenomena of anthropogenic or natural origin are
reflected in the biodiversity of the OOR.
Botanical studies in the Olkusz Ore-bearing
Region have a long history. They began in the
19th century and have continued, varying in
intensity, to this day. Chapter 5 of this volume
(Grodzińska and Godzik) gives an overview
of studies in the OOR. From 2008 to 2011
a botanical study was carried out in the OOR,
aimed at assessing the actual phytocoenotic
richness of plant communities and determining whether long-term human activity,
mainly exploitation and local processing of
zinc and lead ores, has led to the formation
of important new communities which increase
the vegetation diversity of the region.
Studies on vegetation of the
Olkusz Ore-bearing Region
in 2008–2011
The area of the OOR studied in 2008–
2011 covers 48 square kilometres (6 × 8 km).
It extends from Międzygórze in the west to
Stary Olkusz in the east and from Laski in the
north to the Pustynia Starczynowska desert
and Dolina Sztoły valley in the south (Fig. 1).
Large areas, adding up to 2.5% of the OOR,
are occupied by industrial infrastructure. There
is still a working ore mine (Pomorzany II) at the
northern edge of the OOR. In the centre are
ore processing facilities, among them the biggest
106
zinc mine in Poland, the Bolesław Mining and
Metallurgical Plant (ZGH Bolesław). In the east
are the closed Olkusz ore mine and the ZGH
Bolesław ore flotation plant. Between the zinc
smelter and the ore flotation plant is a flotation
tailings heap (at ZGH Bolesław tailings ponds)
covering more than 110 ha and rising more than
30 m. Next to the heap is an operating sand
quarry.
For the whole OOR a map of the vegetation
actually occurring in 2008–2011 was made. In
the field, all homogeneous patches of vegetation
covering more than 500 m2 were marked on the
map. An orthophotomap (1:5000) was used as
the base. For each distinguished and mapped
vegetation patch a list of the dominant species
there was made in the field. Species known to
be characteristic (i.e. specific to different vegetation types) were also included in the inventories.
The lists usually comprised a dozen or so plant
species. In editing the map the inventories were
used to assign the patches to particular vegetation units.
In the mapping work, particular attention was paid to patches of plant communities related to calamine soil, found in places
where heavy-metal-rich material left from
zinc-lead ore mining and processing was
dumped. Those communities were identified
based on the presence of indicator species
previously distinguished by Grodzińska and
Szarek-Łukaszewska (2009). For forest communities the dominant tree species as well
as tree stand age were taken into account.
Age was determined by counting the whorls
of branches of conifer species. Assuming the
age of most trees to be the age of the tree
stand, three age classes were distinguished: up
to 20 years, from 21 to 40 years, and more
than 40 years. Vascular plant nomenclature
followed Mirek et al. (2002) and plant community nomenclature followed Matuszkiewicz (2002).
Kolonia
Szto
lnia
D
Krzykawa
Karna
ąb
Pon
ikow
ró
ska
Górka
forested area
teren zalesiony
wk
373
a
Małobądz
buildings
zabudowa
Ujków Nowy
Hutki
344
roads / drogi
railway lines
linie kolejowe
1 km
Bolesław
Podlipie
Sołtysie
Stary
Olkusz
Krążek
362
Stara Wieś
356
C
Baba
Sztoła
Bukowno
Fig. 1. The study area – the Olkusz Ore-bearing Region. A – ZGH Bolesław zinc smelter, B – flotation works, C –
flotation tailings heap (P. Kapusta)
Ryc. 1. Teren badań – Olkuski Okręg Rudny. 8 – huta cynku ZGH Bolesław, 9 – zakład flotacji, 10 – hałda odpadów
poflotacyjnych (P. Kapusta)
List of plant communities
In the 48 km2 area more than 6000
homogeneous vegetation patches were distinguished and mapped and then assigned to 32
vegetation types. These were vegetation units
described by phytosociologists and listed by
Matuszkiewicz (2002) as well as communities
without a syntaxonomic rank and related to
specific local habitat conditions, distinguished
by the authors of this publication.
The vegetation of the OOR can be divided
into two main groups of plant communities:
communities developing in habitats enriched
by remnants of zinc-lead ore (calamine), and
communities associated with other habitats.
Within both groups, non-forest communities,
forest communities and woodlands are distinguished. This division is shown below and corresponds to the terms given in the description
of the OOR vegetation map (Fig. 2). Apart
from these vegetation types, arable fields, sand
pits, industrial and built-up areas, as well as
tation, were
areas completely devoid of vege
indicated.
Plant communities associated
with calamine soil
Non-forest communities
• Calamine grassland of the Armerion halleri
alliance
107
• Grassland with dominant Molinia caerulea
and grasslands with dominant Molinia caerulea and numerous species of the Armerion
halleri alliance
• Grassland with dominant Festuca ovina
• Rush communities with Phragmites australis
• Fallows communities (uncultivated fields)
Forest communities and woodlands
• Forest communities similar to fresh pine forest
• Different types of woodland, including
woodland with dominance of Molinia caerulea in the herb layer
• Woodland with a contribution of trees typical of wet habitats
Plant communities associated with
non-calamine soil
• Psammophilous grassland
• Nardus stricta grassland and heathland
• Xerothermic grassland
• Fresh meadows and pastures
• Molinia caerulea meadows (meadows of
intermittently wet habitats)
• Wet meadows
• Tall forb meadows
• Fens
• Rush communities
• Uncultivated fields (Fallows)
• Ruderal communities
• Scrub within arable fields
• Fresh pine forest
• Wet pine forest
• Bog pine forest
• Mixed pine forest
• Oak-lime-hornbeam forest and secondary
forest communities in habitat of oak-limehornbeam forest
• Floodplain forest and secondary forest communities in habitat of floodplain forest
• Alder swamp (alder carr) and grey willow
scrub
108
• Woodland in uncultivated fields (fallows)
• Woodland in ruderal habitats
Every distinguished vegetation patch was
assigned to one of the vegetation types mentioned above and in this manner the vegetation
map of the whole study area was completed
(Fig. 2). It showed a very diversified mosaic in
which three areas clearly stood out. The eastern
and southern parts are dominated by forest
communities which form extensive homogeneous complexes of pine forests or birch
woods. In this solid complex of coniferous forests, fragments of other vegetation types occur
only at some places east of Bolesław and Hutki
town as well as south of the Olkusz-Katowice
railway line. Most often these are species-poor
grasslands covering sandy soils and patches of
plant communities related to calamine soils
which form belts along roads and the railway
line. In the coniferous forests there is a relatively large island of oak-lime-hornbeam forest.
An entirely different vegetation landscape has
been formed in the northwestern part. There
we note many small vegetation patches of regular shape resulting from earlier agricultural
use. There are few currently cultivated fields;
most have been abandoned over the last decade
or so. In the central part of the map we see
yet another vegetation scheme. The particular
elements of the vegetation mosaic there are of
different sizes and form a rather disorderly picture. This is the part of the Olkusz Ore-bearing
Region most transformed by industrial activity,
located between Bolesław and Bukowno.
Detailed description of the distinguished
communities
Plant communities associated
with calamine soil
The central part of the OOR, from
Bolesław to Bukowno, as well as fragments of
its eastern part (Stary Olkusz), were strictly
Fig. 2. The vegetation of the Olkusz Ore-bearing Region. Map authors: J. Holeksa, A. Błońska, A. Kompała-Bąba, G. Woźniak, M. Żywiec, P. Kurek
Ryc. 2. Roślinność Olkuskiego Okręgu Rudnego. Autorzy mapy: J. Holeksa, A. Błońska, A. Kompała-Bąba, G. Woźniak, M. Żywiec, P. Kurek
associated with zinc-lead ore extraction and
processing, which went on mainly in the
19th and 20th centuries. These areas are currently covered by different plant community
types (Fig. 2). On the calamine soils, which
are common there, both grasslands and more
or less compact woodlands and forests occur,
forming an irregular mosaic of patches of different sizes. On the formerly barren surfaces
of waste heaps and filled-in excavations as well
as old arable fields contaminated by mining
waste, grasslands have spontaneously developed, some more than 100 years old. Most
woodlands were planted during reclamation of
devastated areas. Afforestation has been carried
out in different periods since the 1970s.
• Calamine grassland of the Armerion halleri
alliance
Calamine grasslands are the plant communities most specific to the OOR and
are unique for the region and the whole
country (Grodzińska and Szarek-Łukaszewska
2011). They are the easternmost localities
of such grasslands in Europe (Ernst 1974;
Matuszkiewicz 2002; Dierschke and Becker
2011). Like most European calamine grasslands,
they have patches of secondary origin in the
OOR. The primary patches of these grasslands
were associated with rocky outcrops rich in
metals, which probably occurred in the OOR
but are not to be found today.
Patches of calamine grassland of different
sizes are scattered in forests, woodlands and
uncultivated fields, chiefly between Bolesław
and Bukowno and also in the environs of Stary
Olkusz. They occupy 125 ha, roughly 2.5%
of the area of the OOR. Usually they are lowgrowing, and their cover varies from 10–15% to
ca. 90%. Vascular plants are dominant in very
dense grasslands, and lichens are an important
component of less dense ones. Mosses do not
play a significant role there. A common characteristic of all grasslands is the presence of clump
grasses, mainly Festuca ovina. The high variation of soil properties (land form, humidity,
chemistry), especially in soils built of stony
mine waste, enables species with different life
requirements to coexist. Growing together are
species of warm and dry habitats (e.g. Dianthus
carthusianorum, Potentilla arenaria, Pimpinella
saxifraga, Thymus pulegioides, Anthyllis vulneraria), weakly and moderately wet habitats (Lotus
corniculatus, Ranunculus acris, Carex hirta), poor
habitats (Campanula rotundifolia, Cardaminopsis
arenosa, Gypsophila fastigiata) and nutrient-rich
habitats (Trifolium pretense, Vicia cracca).
Some of the species have developed high
tolerance to high concentrations of heavy
metals in the soil. They are called metallophytes, either obligatory or facultative (pseudometallophytes). The former are species that
occur exclusively in metalliferous soils at least
within a given region, and the latter grow in
both metal-contaminated and uncontaminated
soils within the same region (Baker et al. 2010).
Obligatory metallophytes are absent from the
OOR grasslands; the facultative ones in the
OOR include Cardaminopsis arenosa, Dianthus
carthusianorum, Silene vulgaris, Viola tricolor,
Biscutella laevigata and Cardaminopsis halleri
(e.g. Wierzbicka and Panufnik 1998; Wierzbicka and Pielichowska 2004; Wierzbicka and
Słysz 2005; Słomka et al. 2010, 2011, 2012;
Szarek-Łukaszewska and Grodzińska 2011).
Most of the vascular plants, mosses and
lichens forming the calamine grasslands are
common, and the vascular plants are common
both locally (Nowak et al. 2011; SzarekŁukaszewska and Grodzińska 2011) and nationally (Zając and Zając 2001) (Fig. 3). The
only rare ones are Biscutella laevigata, Gentianella germanica and Erysimum odoratum
109
Fig. 3. Calamine grassland of the Armerion halleri alliance
with Biscutella laevigata (photo G. Szarek-Łukaszewska)
Ryc. 3. Murawa galmanowa ze związku Armerion halleri z pleszczotką górską (Biscutella laevigata) (fot.
G. Szarek-Łukaszewska)
(Grześ 2007; Grodzińska and Szarek-Łukaszewska 2009; Szarek-Łukaszewska and Grodzińska 2011). Biscutella laevigata is known
only from two localities in Poland – mountainous terrain in the West Tatras and lowland
terrain in the Olkusz Ore-bearing Region
(Wóycicki 1913; Grodzińska and SzarekŁukaszewska 2009; Szarek-Łukaszewska and
Grodzińska 2011). The grassland mosses are
species usually associated with anthropogenic
habitats. Some of them are noted very often
in metalliferous soils (Brachythecium albicans,
Ceratodon purpureus, Pohlia nutans). The lichens include species common (Cladonia
pyxidata, Verrucaria muralis, V. nigrescens) and
rare in the studied region (Cladonia rei, Amadina punctata), and others rare for the whole
Silesia-Cracow Upland (Bacidina chloroticula)
or Poland (Agonimia vouaxii, Vezdaea leprosa)
(Bielczyk et al. 2009).
110
The calamine grasslands in the OOR
belong syntaxonomically to the Armerietum
halleri association (Armerion halleri alliance, Violetalia calaminariae order, Violetea
calaminariae class) (Grodzińska and SzarekŁukaszewska 2009; Szarek-Łukaszewska and
Grodzińska 2011). These communities are
species-poorer than such grasslands in Western
Europe (Ernst 1974; Dierschke and Becker
2008; Baker et al. 2010). They lack a characteristic species of the Western European grasslands,
Minuartia verna subsp. hercynica; the Silene
vulgaris and Armeria maritima ecotypes typical
of metalliferous habitats grow there instead.
Biscutella laevigata is considered a locally characteristic species of the OOR (Grodzińska
and Szarek-Łukaszewska 2009). The calamine
grasslands in the OOR differ from the Western
European ones in having constant and often
abundant occurrence of such species as Rumex
thyrsiflorus, Cardaminopsis arenosa, Gypsophila
fastigiata, Potentilla arenaria and Anthyllis vulneraria, and the lichens Vezdaea stipitata and
Diploschistes muscorum.
The calamine grasslands form islands of
colourful low vegetation on the post-mining
landscape of the OOR. There are single
pine trees and their seedlings. The grasslands
increase the biodiversity of the region since
they host species typical of metalliferous soils.
These communities should be protected by law
and active measures should be applied (cutting
of propagating trees) to ensure their existence.
The two oldest calamine grasslands of the
OOR in the vicinity of Bolesław are under
protection in the Natura 2000 system.
• Grassland with dominant Molinia caerulea
and grassland with dominant Molinia caerulea
and numerous species of the Armerion halleri
alliance
Grasslands with dominant Molinia caerulea
occur mainly near the ZGH Bolesław mine
and occupy 41 ha, ca. 0.9% of the OOR. The
communities mainly cover reclaimed areas.
Reclamation has been based on covering waste
heaps or degraded land with a layer of usually rich soil brought in from outside the area.
On this substrate, grasslands with Molinia
caerulea (Szarek-Łukaszewska and Grodzińska
2011) have developed spontaneously. They
are characterised by the constant presence
and high abundance of this grass. Despite the
dominance of Molinia caerulea, a high, tufty
plant, these communities are not species-poor.
Usually the grass does not form a compact
continuous layer. Species of wetter and more
fertile habitats proliferate around those tufts
(e.g. Plantago lanceolata, Lotus corniculatus,
Ranunculus acris), and among them, in places
with a thinner soil layer, grow species of drier
habitats (e.g. Festuca ovina, Silene vulgaris,
Galium album, Thymus pulegioides, Campanula
rotundifolia). Species characteristic of calamine
grasslands of the Armerion halleri alliance
occur more rarely (Armeria maritima, Biscutella laevigata). Noteworthy is the presence
of Cardaminopsis halleri, considered a zinc and
cadmium hyperaccumulator, in some Molinia
grasslands. It is able to accumulate more than
10,000 mg/kg Zn and more than 100 mg/kg
Cd in its shoots. The few mosses and lichens
in grasslands with Molinia caerulea include the
mosses Ceratodon purpureus and Bryum pallescens and the lichens Cladonia symphycarpia,
C. monomorpha, C. rei and Vezdaea leprosa.
• Grassland with dominant Festuca ovina
Sandy poor soils enriched with different
amounts of waste from ore extraction and processing are dominated by species-poor grassland with Festuca ovina (Szarek-Łukaszewska
and Grodzińska 2011) (Fig. 4). Patches of
Fig. 4. Grassland with dominant Festuca ovina on calamine soil (photo P. Kapusta)
Ryc. 4. Murawa z panującą kostrzewą owczą (Festuca ovina) na podłożu galmanowym (fot. P. Kapusta)
111
these grasslands are not very frequent in the
OOR. They occur near the ZGH Bolesław
mine in the central and southern parts of the
mining area, and occupy ca. 47 ha (1% of the
OOR). These grasslands are dominated by
Festuca ovina. The constant elements are Cardaminopsis arenosa, Viola tricolor and Rumex
thyrsiflorus. The grassland is dense. Only in
less densely overgrown fragments there are
lichens among the Festuca ovina tufts: many
Cladonia species (C. pyxidata, C. monomorpha,
C. rei, C. subulata) and also Vezdaea leprosa
and Stigmidium sp. Less often noted are mosses
(Bryum pallescens, Ceratodon purpureus, Plagiomnium cuspidatum). These grasslands resemble calamine grassland of the Armerion halleri
alliance in having Festuca ovina, Cardaminopsis
arenosa and Rumex thyrsiflorus. They differ in
lacking thermophilous species of the FestucoBrometea class; there are many lichens instead.
• Rush communities with Phragmites australis
There is a rather small patch covering
ca. 1 ha in a locally wet place in the central
mining area. It is surrounded by different types
of woodlands. Phragmites australis is a dominant species there. Other important species
are Eupatorium cannabinum, Valeriana officinalis and Molinia caerulea. Among these highgrowing perennials are Galium uliginosum,
Sanguisorba officinalis, Linum catharticum,
Epipactis palustris and mosses.
• Fallow communities (uncultivated fields)
Fallow communities occur mainly near the
ZGH Bolesław smelter. Small areas of them
are found north of Bolesław. Cereals and root
crops were cultivated in the brown soil there
up to the early 1980s (Szarek-Łukaszewska
and Grodzińska 2011) (Fig. 5). Cultivation
was abandoned due to high soil contamination
with heavy metals coming mainly from emissions of zinc and lead smelters, which reached
112
the highest levels in Poland at that time. Then
various kinds of waste left from ore processing
were stored there in places. Species-rich grassland communities have grown in the fallows
that formed as a consequence of this and were
left uncontrolled. They are distinguished by
the constant presence of Crepis biennis, Melandrium album, Valeriana officinalis and many
grassland species (Leontodon hispidus, Achillea
millefolium, Rumex thyrsiflorus, Daucus carota,
Lotus corniculatus, Avenula pubescens). Weeds
and remnants of old crops grow in those communities as well (Cirsium arvense, Conyza
canadensis, Fallopia convolvulus, Veronica
arvensis, Galeopsis bifida). Festuca ovina also
occurs but is less significant; sometimes this
grass forms bigger or smaller patches of dense
turf. In uncultivated fields Pinus sylvetris
appears quite often, proliferating there from
neighbouring woodlands and forests.
• Forest communities similar to fresh pine
forest
Forest communities similar to fresh pine
forest occupy ca. 15% of the OOR (717 ha).
In its northeastern and eastern parts they
extend from Laski through Stary Olkusz
and the eastern edge of the ZGH Bolesław
tailings ponds, and further south they reach
Bukowno, surrounding the town from the
south and west. These forest communities
adjoin typical fresh pine forests (LeucobryoPinetum association) and various types of
woodland and grassland (Fig. 6). These are tree
stands built mainly of pine (Pinus sylvestris)
and birch (Betula pendula) of different ages
ranging from young (up to 20 years) to over
40 years old, but mostly young (Figs 7 and 8).
Canopy cover is therefore diverse, most often
60–90%. The shrub layer is poorly developed
(cover 5–10%). The herb layer cover usually
reaches 50–80%. Festuca ovina is a constant
Fig. 5. Grassland covering fallows on calamine soil (photo G. Szarek-Łukaszewska)
Ryc. 5. Murawa na nieużytkach porolnych na podłożu galmanowym (fot. G. Szarek-Łukaszewska)
species in the herb layer. In its tufts are species typical of grassland (e.g. Cardaminopsis
arenosa, Rumex thyrsiflorus, Galium album,
Dianthus carthusianorum, Armeria maritima,
Thymus pulegioides, T. serpyllum, Carex caryophyllea, Leontodon hispidus) and forest species
characteristic of coniferous forests (Orthilia
secunda, Moneses uniflora, Vaccinium myrtillus). Noteworthy is the presence of orchids
(Epipactis helleborine, E. atrorubens). Mosses
are represented by Brachythecium salebrosum,
B. velutinum, Sciuro-hypnum edipodium and
Campylium calcareum; Pleurozium schreberi
occurs where canopy cover is greater. The
lichens include Cladonia (Cladonia contorta,
C. furfuracea, C. fimbriata), Scoliciosporum
chlorococcum and Peltigera rufescens.
• Different types of woodland, including
woodland with dominance of Molinia caerulea
in the herb layer
In the mosaic of communities in the central part of the OOR, woodlands occupy the
largest area, ca. 6.5% of the OOR (310 ha).
They have developed in areas degraded by
mining and then afforested under reclamation
schemes. Various tree and shrub species were
used to reclaim this terrain, usually Betula
pendula and Pinus sylvestris, less frequently
Larix decidua and Robinia pseudoacacia, and
only sporadically Hippophaë rhamnoides and
Eleagnus commutata (Fig. 9). These plantations
are seldom more than 20 years old (Fig. 8),
reflecting their recent introduction in postmining areas.
113
Fig. 6. Fresh pine forest (Leucobryo-Pinetum) on calamine soil (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 6. Bór sosnowy świeży (Leucobryo-Pinetum) na podłożu galmanowym (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
The woodlands form patches of different
sizes, ages and species compositions. Interestingly, in less dense plantations, both younger
and decades-old ones, the core herb layer species are those of warm and dry habitats, among
them species that are frequent or even characteristic of calamine grasslands (e.g. Thymus
pulegioides, Galium album, Pimpinella saxifraga,
Festuca ovina, Anthyllis vulneraria, Biscutella
laevigata, Armeria maritima, Helianthemum
nummularium). They are quite often accompanied by typical forest species characteristic
of coniferous forests (Orthilia secunda, Moneses
uniflora, Vaccinium myrtillus). In some patches
(probably places where rich soil was brought
in during recultivation) Molinia caerulea is frequent. Bare sites are occupied by lichens, most
114
often Verrucaria muralis, Vezdaea stipitata,
Bacidina phacodes, Bacidia bagglietoana and
Sarcosagium campestre.
• Woodland with a share of trees typical of wet
habitats
In a small area between Bolesław and the
tailings ponds are wet habitats where a tree
layer has developed (ca. 21 ha, 0.4% of the
OOR). It is built of Alnus glutinosa, Fraxinus
excelsior, Populus tremula, Betula pendula and
Robinia pseudoacacia. The trees form young
tree stands several metres high and currently
not very dense. Tufty grasses, mostly Deschampsia caespitosa, Calamagrostis epigejos
and Molinia caerulea, dominate in the herb
layer, accompanied by Lysimachia vulgaris,
Fig. 7. The dominant tree species in the Olkusz Ore-bearing Region
Ryc. 7. Dominujące gatunki drzew w Olkuskim Okręgu Rudnym
Fig. 8. Age of the tree stands in the Olkusz Ore-bearing Region
Ryc. 8. Wiek drzewostanów w Olkuskim Okręgu Rudnym
Eupatorium cannabinum, and more rarely Filipendula ulmaria, Valeriana sambucifolia and
Solidago canadensis.
Plant communities associated with
non-calamine soil
Various plant communities associated
with habitats differing on soil fertility and
soil humidity have developed on soil without
calamine: grassland formed on sandy soils
(psammophilous,
Koelerio-Corynephoretea
class), heathland, Nardus stricta grassland of
the Nardo-Callunetea class associated with
acid soils, and xerothermic grassland of the
Festuco-Brometea class occurring on fertile and calcium carbonate-rich soils. Pasture
and meadow communities of the MolinioArrhenatheretea class are important elements
of the OOR vegetation. High richness has
been recorded in pastures with Cynosurus cristatus (Cynosurion alliance, Arrhenatheretalia
order) and Arrhenatherum elatius meadows in
fresh habitats (Arrhenatherion elatioris alliance, Arrhenatheretalia order), Molinia caerulea meadows (meadows of intermittently wet
habitats) with Iris sibirica (Molinion caeruleae
alliance, Molinietalia order), wet meadows
with Caltha sp. (Calthion palustris alliance,
Molinietalia order) and tall forb meadows with
Filipendula ulmaria (Filipendulion ulmariae
alliance, Molinietalia order). In bog habitats,
rush communities of the Phragmitetea class
with Phragmites australis (Phragmition alliance) and tall-growing sedges (Magnocaricion
alliance) occur. Fens of the ScheuchzerioCaricetea nigrae class develop in permanently
waterlogged sites. Agricultural wasteland communities have formed in places previously cultivated. Former balks and older fallows have
scrub with dominant Prunus spinosa (PrunoRubion fruticosae alliance, Rhamno-Prunetea
class). Nitrophilous vegetation of the Artemisietea, Bidentetea tripartite and Galio-Urticenea
classes and the Plantaginetalia maioris order
and Molinio-Arrhenatheretea class has
appeared in areas near transport routes, waste
heaps and buildings.
• Psammophilous grassland
The poor sandy soils in which psammophilous grasslands develop are located predominantly in the eastern and southern parts
of the OOR, east of Bolesław and Bukowno
and west of Bukowno. They increase the diversity of extensive areas of coniferous and birch
forests, forming small islands of non-forest
vegetation, and in some places they occupy
sizeable areas covering even dozens of hectares.
Such a case is the Pustynia Starczynowska
desert, where despite many years of effort the
staff of the Olkusz Forest District have not
yet succeeded in creating compact vegetation
cover over a large area. A second aggregation
of psammophilous grasslands is east of Hutki
town and the main pithead of the Pomorzany
mine. There is a large area of sparsely vegetated
sand west of Bukowno, extending on either
side of the railway line to Katowice. Altogether
the psammophilous grasslands occupy 166 ha,
3.4% of the whole area.
Two types of psammophilous grassland
have been recognised in the OOR. Very low
herb cover is typical of psammophilous grassland developing on the poorest sandy soils.
Grasses with narrow blades dominate there,
the most frequent of them being Corynephorus
canescens, Festuca ovina and Koeleria glauca.
These plants are accompanied by other species, among which Scleranthus perennis, Jasione
montana, Hieracium pilosella, Trifolium arvense,
Thymus serpyllum, Herniaria glabra and Rumex
acetosella are the most frequent ones in the
environs of Bukowno and Bolesław. At more
fertile sites, floristically richer, more compact
115
Fig. 9. Betula pendula woodland on calamine soil (photo G. Szarek-Łukaszewska)
Ryc. 9. Zadrzewienia brzozowe z Betula pendula na podłożu galmanowym (fot. G. Szarek-Łukaszewska)
grasslands have formed with a share of colourfully flowering species such as Dianthus
deltoides and Armeria maritima, and even the
meadow plants Leucanthemum vulgare, Lotus
corniculatus and Leontodon hispidus, as well as
species of xerothermic grassland and thermophilous margins, such as Carex caryophyllea,
Phleum phleoides, Anthyllis vulneraria and Coronilla varia.
The occurrence of psammophilous grassland depends on a couple of factors. These
communities are often met on slopes with
shifting loose sand which is unfavourable for
plant growth. They also form as a result of frequent fires which destroy litter and plants on
dry sandy soil. This is an opportunity for plant
succession to begin, the first stage of which is
psammophilous grassland. These communities
116
occur at many sand quarries. A factor in their
maintenance is the use of sandy terrain by
off-road vehicle enthusiasts. While destroying
compact plant cover it creates conditions for
the growth of plant pioneers typical of psammophilous grassland.
These communities are common in Poland
but they are gradually disappearing, as areas
with poor soils are less intensively used and
are becoming afforested. In the OOR these
grasslands are among the interesting elements
of vegetation and are not endangered because
there are many sand quarries and sites used by
off-road vehicles.
• Nardus stricta grassland and heathland
Plant communities in which Calluna
vulgaris or Nardus stricta dominate develop
most often on sandy soils that are more fertile than those with psammophilous grassland.
Accompanying those two dominant species
are Hypericum maculatum, Hieracium pilosella, Solidago virgaurea and Hypochoeris radicata. Heathlands and Nardus stricta grasslands
occupy a tiny area of only 2.2 ha, less than
0.1% of the total area. Small patches are scattered along the railway line from Bukowno to
Olkusz. This type of grassland does not play
a significant role in the vegetation cover of the
OOR.
• Xerothermic grassland
Plant communities resembling xerothermic grassland, that is, thermophilous
communities characteristic of steppe, have
formed on fertile calcareous substrate where
rendzina soils develop, on sunny and southfacing slopes, as well as at limestone quarries.
The dominant grass species there are accompanied by a diverse group of plants with
large, colourful flowers or inflorescenses. The
grasslands owe their grassy character mainly
to Brachypodium pinnatum. The colourfully
flowering species include Geranium sanguineum, Anthericum ramosum, Euphorbia cyparissias, Filipendula vulgaris, Helianthemum
nummularium, Centaurea scabiosa, Prunella
grandiflora, Dianthus carthusianorum, Sanguisorba minor, Carex caryophyllea, Seseli
annuum and Thesium linophyllon. Peucedanum oreoselinum occurs more abundantly
on woodland margins near meadows or
scrub. Xerothermic grasslands cover 40 ha.
The biggest patch, over 8 ha, is in Ujków
Stary, and the second-biggest is south of Podlipie on the gentle southern slopes of a hill
located in Sołtysie (part of Podlipie village).
Xerothermic grassland is among the rarest
and most endangered types of vegetation in
Poland and for that reason merits special protection wherever it occurs.
• Fresh meadows and pastures
Fresh meadow communities classified as
the Arrhenatherion elatioris alliance develop
on moderately wet fertile soils (Fig. 10). Only
a few of these meadows are repeatedly mown
every year; most are used and mown once
a year or are not mown any longer. In their floristic composition many fresh meadow species
have been recorded, including Arrhenatherum
elatius, Campanula patula, Crepis biennis,
Knautia arvensis, Pastinaca sativa, Rumex
thyrsiflorus and Tragopogon pratensis. Other
species such as Leontodon hispidus, Lotus corniculatus, Vicia cracca, Leucanthemum vulgare,
Trifolium montanum, Plantago lanceolata and
Molinia caerulea are also frequent. At drier
sites a species typical of xerothermic grassland, Brachypodium pinnatum, can be found.
Colchicum autumnale flowers in autumn in
some meadows. The fresh meadows cover
355 ha and account for over 7% of the total
area. Most of them are in the northwestern
agricultural part, in the vicinity of Podlipie,
Małobądz, Krzykawa and Kolonia, where they
occupy as much as 25% of the area.
• Molinia caerulea meadows
(meadows of intermittently wet habitats)
These meadows occur in wet habitats, especially during springtime. These are very speciesrich meadows. Due to limitation of mowing
over recent years it has become Poland’s rarest
vegetation type and is threatened with disappearance. Species such as Selinum carvifolia,
Sanguisorba officinalis, Gladiolus imbricatus,
Iris sibirica, Succisa pratensis, Serratula tinctoria,
Silaum silaus, Galium boreale, Carex tomentosa, Betonica officinalis, Alchemilla glabra and
Molinia caerulea form its floristic composition.
At wetter sites the sedges Carex davalliana,
Carex panicea and Carex nigra occur as well.
The protected orchids Dactylorhiza incarnata
and D. majalis are also found there.
117
Fig. 10. Fresh meadow of the Arrhenatheretalia order (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska and T. Nowak)
Ryc. 10. Łąka świeża z rzędu Arrhenatheretalia (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska i T. Nowak)
Molinia caerulea meadows occur in depressions and river valleys and occupy a small area
of ca. 11 ha in the OOR. They are found
southwest of Hutki town and a large patch is
located in Bolesław.
• Wet meadows
The environs of Bolesław and Bukowno
have several types of wet meadow. These are
associations belonging to the Calthion palustris alliance: Angelico-Cirsietum oleracei,
Cirsietum rivularis and Scirpetum silvatici.
The biggest areas are occupied by phytocoenoses with Cirsium rivulare (Fig. 11). The
wet meadow phytocoenoses include Cirsium
palustre, Equisetum palustre, Valeriana officinalis, Caltha palustris and Galium uliginosum,
as well as species typical of rush communities,
118
such as Galium palustre and Equisetum fluviatilis. Polygonum bistorta appears in some places,
and Deschampsia caespitosa occurs very abundantly in some patches.
The wet meadows cover slightly more
than 100 ha, ca. 2% of the total area. There is
a large complex of wet meadows in the valley
of the stream flowing between Bolesław and
Podlipie. Smaller fragments are scattered along
the Ponikowska adit and the Kanał Dąbrówka
channel near Kolonia and Laski.
• Tall forb meadows
Because Molinia caerulea meadows (meadows of intermittently wet habitats) are not
mown any longer, in some places there are species-poorer communities with dominant Filipendula ulmaria (and occasionally Lysimachia
vulgaris and Valeriana officinalis). As a result
of ongoing succession processes, species such
as Aegopodium podagraria, Carex acutiformis,
Chaerophyllum aromaticum, Bromus inermis,
Calamagrostis epigejos and Solidago canadensis
are spreading intensively there. Tall forb meadows occupy only 5 ha, mainly in the environs
of Laski, Kolonia and Hutki in the northern
part of the studied area.
• Fens
Peatland communities of the Scheuch
zerio-Caricetea nigrae class are extremely
valuable. Plants typical of fens occur there,
including Carex nigra, Comarum palustre,
Eriophorum angustifolium and Valeriana
simplicifolia, along with species associated
with calciphilous peatlands of the Caricion
davallianae alliance (Carex davalliana, Epipactis palustris, Eriophorum latifolium, Parnassia palustris). Plants of wet meadows (e.g.
Caltha palustris, Cirsium oleraceum, C. palustris, C. rivulare, Dactylorhiza incarnata,
D. majalis, Filipendula ulmaria, Lotus uliginosus, Lysimachia vulgaris, Molinia caerulea,
Sanguisorba officinalis) also play an important
role. Fens form on waterlogged terrain where
decomposition of organic matter is limited
and it accumulates as peat. Peatlands occupy
5.5 ha in the OOR (0.1% of the total area),
most often in areas of wet meadow of the
Molinietalia order. Several fen patches, the
biggest one covering 1.4 ha, were noted in the
valley of a small stream north of Krzykawa.
Another fen occupying more than a hectare
is in Krążek.
Fig. 11. Wet meadow of the Calthion alliance with Cirsium rivulare (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska and T. Nowak)
Ryc. 11. Wilgotna łąka ze związku Calthion z ostrożniem łąkowym (Cirsium rivulare) (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska
i T. Nowak)
119
• Rush communities
The rush communities in the study area
are of marginal importance. They appear
mainly in watercourse valleys, depressions, or
near natural and artificial reservoirs (Fig. 12).
The communities do not occupy large areas –
altogether 24.5 ha (0.5% of the OOR). The
biggest complexes of rush communities occur
around the Ponikowska adit in the vicinity of
Kolonia town north of Bolesław and in the
western part of Bukowno, called Cyzowizna.
The rush community with Phragmites australis
(reed rush) occurs most often. Much less frequent are rush communities with Typha angustifolia (reed-mace rush) and sedge rushes with
Carex gracilis and C. acutiformis. Apart from
the dominant species there are other plants
typical of wet meadows (e.g. Angelica sylvestris,
Deschampsia caespitosa, Filipendula ulmaria,
Lysimachia vulgaris, Lythrum salicaria, Scirpus
sylvaticus).
• Uncultivated fields (fallows)
Agriculture has played a large role in the
development of OOR vegetation. Agricultural landscape dominates west of Bukowno
and Bolesław. Extensive fields cultivated until
recently form a continuous strip from Skotnica in the south to Małobądz, Krzykawa and
Krzykawka in the north. Fallows cover a much
larger area than cultivated fields, reflecting the
disappearance of agriculture. Fallows currently
occupy 410 ha as against only 180 ha of cultivated fields.
The floristic composition of phytocoenoses
formed in previously cultivated fields greatly
depends on the time elapsed since cessation
of cultivation (Fig. 13). Segetal weeds of the
Fig. 12. Rush community with Phragmites australis (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 12. Szuwary z trzciną pospolitą (Phragmites australis) (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
120
Fig. 13. Fallows (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska and T. Nowak)
Ryc. 13. Nieużytki porolne (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska i T. Nowak)
Stellarietea mediae class (e.g. Papaver rhoeas,
Centaurea cyanus, Agrostemma githago, Myosotis
arvensis, Matricaria maritima subsp. inodora,
Veronica persica, Apera spica-venti, Polygonum persicaria, Melandrium album, Conyza
canadensis, Galinsoga ciliata) play an important role in younger fallows. These species are
remnants of previously cultivated cereal and
root crops. Of course the occurrence of particular species depends on which crops were
cultivated previously there.
Communities representing the Agropyretea intermedio-repentis class form in older
fallows. They are built mainly of rhizomic and
stolonate plants, often dominated by Elymus
repens, Bromus inermis, Carex hirta or Calamagrostis epigejos. These species spread rapidly
and form large patches which encroach on
adjoining fields. Also present in older fallows
are ruderal species (e.g. Artemisia vulgaris,
Cirsium arvense, Eupatorium cannabinum) and
meadow species (Arrhenatherum elatius, Festuca
pratensis, Rumex acetosa, Avenula pubescens,
Leontodon hispidus, Dactylis glomerata, Phleum
pratense, Crepis biennis, Pastinaca sativa). At
drier sites, Agrostis capillaris and Armeria maritima and occasionally even species of xerothermic grassland (Ononis arvensis, Centaurea
scabiosa) occur. Rubus caesius is dominant in
some patches, and Pteridium aquilinum penetrates others. Solidago canadensis has occupied
the oldest fallows and often has formed large,
almost monotypic aggregations.
• Ruderal communities
Ruderal vegetation does not play a significant role in the OOR. Patches of it are found
chiefly in industrial areas near buildings and
fences, along roads, and on lawns and railway
land, where it does not occupy large areas.
121
A bigger patch has developed on freshly brought
soil at the top of tailings heaps. Communities
of the Onopordion acanthii alliance (EchioMelilotetum, Artemisio-Tanacetetum, DaucoPicridetum) develop on dry and not very fertile
soils. Phytocoenoses of Poo-Tussilaginetum
form at open sites with freshly dug, often
clayey soil. In sandy habitats there are patches
with Berteroa incana. Exceptionally rare there
are nitrophilous communities, which include
Urtica dioica, Aegopodium podagraria, Arctium
tomentosum and Chaerophyllum aromaticum.
On trodden sites (roadsides, lawns) there are
patches with Lolium perenne and Plantago
maior. Patches with Puccinellia distans, Lolium
perenne, Atriplex prostrata, A. patula, Trifolium
repens, Lactuca serriola and Bidens frondosa
occupy small areas. Ruderal vegetation covers
ca. 80 ha, 1.6% of the total area. Patches of it
occur over the whole area, the largest in the
central part of the OOR between Bukowno
and Bolesław, where reclamation work conducive to its growth takes place.
• Scrub within arable fields
On the agricultural landscape, especially
in old balks, scrub of the Rhamno-Prunetea
class develops. The most common is scrub
with Prunus spinosa and Crataegus monogyna.
Sometimes Rhamnus cathartica, Rosa canina,
Sambucus nigra and Cornus sanguinea are part
of its composition. On south-facing slopes of
hills, more thermophilous scrub with Rhamnus
cathartica and Cornus sanguinea occurs, and
in places with Ligustrum vulgare. Scrub with
Corylus avellana and Euonymus verrucosa
occurs there as well. The herb layer in all types
of scrub is poorly developed due to the high
shrub cover and shading. Most often the herb
layer has species penetrating from adjacent
phytocoenoses: plants of xerothermic grassland and of meadows, and synanthropic species. In the balks, scrub of Lycium barbarum,
122
Sambucus ebulus and plantations of Hippophaë
rhamnoides occur only sporadically. Nitrophilous scrub with Sambucus nigra develops
along roads or near buildings. Nitrophilous
species (Aegopodium podagraria, Chaerophyllum
aromaticum, Urtica dioica) appear in its herb
layer. Scrub within arable fields occupies only
19 ha but due to abandonment of fields it
is forming quite large aggregations of shrubs
and low trees in places. This is the case in, for
example, the abandoned fields of the former
village of Stara Wieś.
Forest communities and woodland
Forests are dominant in the eastern and
southern parts of the Olkusz Ore-bearing
Region. The dominant community associated with the poor sandy soils there is fresh
pine forest. Three other types of pine forest –
wet, bog and mixed, growing in similar soils
– occupy much smaller areas. Forests growing
on nutrient-rich soils – oak-lime-hornbeam
forests, floodplain forests and alder swamps
(alder carrs) – are much less common. In the
environs of Bolesław and Bukowno are fertile
habitats where such forests develop. The present distribution of forest vegetation has been
shaped largely by agriculture encroaching on
these habitats, changing oak-lime-hornbeam
forests to cultivated fields and changing wet
floodplain forests and alder swamps to mown
meadows.
• Fresh pine forest
Fresh pine forest develops on poor sandy
soils of moderate humidity. Its tree stand is
formed mainly of pine, accompanied in places
by Betula pendula. Under the tree stand is a very
species-poor herb layer, usually consisting
of two grasses (Deschampsia flexuosa, Festuca
ovina), three dwarf shrubs (Vaccinium myrtillus, V. vitis-idaea, Calluna vulgaris) and a few
species including two wintergreens (Orthilia
secunda, Pyrola chlorantha), Chimophila umbellata and Melampyrum pratense (Fig. 14). Lycopodium complanatum is extremely rare in pine
forests, met in only a few stands.
Fresh pine forest occupies 730 ha, 15.2%
of the OOR. It develops chiefly on poor sands
of the Pustynia Starczynowska desert and adjacent areas north of it, as well as east of Hutki
town. The pine forest tree stand most often is
young, and rarely older than 40 years (Fig. 8).
The biggest fragments of the oldest pine stands
are in the southern part, north of the Pustynia
Starczynowska desert, on both sides of the
Sztoła river valley, and in the eastern part
between Hutki and the Pomorzany District of
Olkusz. Some single trees are over 100 years
old but most are up to 60 years old. The young
age of the pine trees is due in part to forest
management but the more important factor is
the frequent fires which destroy tree stands.
• Wet pine forest
Patches of wet pine forest occupy wetter
but still poor sandy soils. This is a type of
coniferous forest in which pine is the dominant tree, accompanied by Betula pendula
and in places B. pubescens. Frangula alnus is
a frequent species in the shrub layer. Molinia
caerulea occurs abundantly in the herb layer,
accompanied by other grasses: Deschampsia
flexuosa and very rarely Festuca ovina, which
is otherwise common in fresh pine forest. Two
Vaccinium species grow there (V. myrtillus,
V. vitis-idaea), and at a few sites also V. uliginosum. Calluna vulgaris and Orthilia secunda
are frequent. Due to higher moisture the soil
is slightly more fertile than in fresh pine forest,
enabling species such as Lysimachia vulgaris,
Equisetum sylvaticum and Maianthemum bifolium to grow there.
Fig. 14. Fresh pine forest (Leucobryo-Pinetum) on sandy soil (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska and T. Nowak)
Ryc. 14. Bór sosnowy świeży Leucobryo-Pinetum na podłożu piaszczystym (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska i T. Nowak)
123
The biggest patches of wet pine forest are
north of Hutki town, where they occupy small
hollows scattered within fresh pine forest. Wet
pine forest covers only 38 ha, less than 1% of
the study area and 20 times less than the cover
of fresh pine forest.
• Bog pine forest
Bog pine forest was found at only one
site, southwest of Karna hamlet, where it
occupies a small hollow only 30 ars in area.
Under the pine tree stand a dense carpet of
peat moss has developed, on which clumps of
two dwarf shrubs characteristic of this coniferous forest are distinguished (Vaccinium uliginosum, Ledum palustre) as well as Eriophorum
vaginatum, typical of peat bogs. Several species
typical of marsh habitats also occur: Galium
palustre, Peucedanum palustre and Carex nigra.
• Mixed pine forest
In some forest fragments where the tree
stand is dominated by pine there are, besides the
plants common in pine forests, species typical of
forests developing in more fertile habitats. They
grow at sites where the soil fertility is intermediate between the poor soils of pine forests and
the nutrient-rich soils of deciduous forests. In
places it is difficult to distinguish patches that
developed naturally in such moderate conditions
from those growing on soil that was initially
fertile but then was degraded due to felling of
deciduous trees and pine many years ago.
Pine dominates the tree stand of mixed
pine forest. Quercus robur appears in small
numbers. The shrub layer is richer than
in the pine forests, in that Frangula alnus,
Sorbus aucuparia and the North American
Padus serotina were recorded. Frequent in the
herb layer are Vaccinium species (V. myrtillus,
V. vitis-idaea) and other plants of coniferous
forest (Trientalis europaea, Chimaphila umbellata, Orthilia secunda). The presence of species
124
such as Maianthemum bifolium, Luzula pilosa,
Mycelis muralis, Oxalis acetosella, and Athyrium
filix femina, and especially plants typical of
deciduous forest (Polygonatum verticillatum,
Melica nutans, Carex pilosa, Anemone nemorosa)
reflects higher habitat fertility.
Mixed pine forests cover 27 ha in the
north and south of the study area: north of
the highway between Kolonia and Hutki and
in the valley of the Sztoła river. In the first of
these localities they are located between pine
forests and wet meadows, and in the latter
between pine forests and floodplain forests.
In both cases they occupy sites intermediate
between poor habitats of pine forest and
nutrient-rich habitats of floodplain forest or
wet meadows; the latter have occupied habitats
of felled floodplain forests.
• Oak-lime-hornbeam forest and secondary
forest communities in habitat of oak-limehornbeam forest
Deciduous forests associated with fertile
and moderately wet habitats covered most of
the land around Bolesław in the past. They
were felled ages ago and replaced by agricultural fields. Now only small fragments of
oak-lime-hornbeam forest are left, only a few
hectares in area, located in the northern part of
the region west of Hutki and between Kolonia,
Laski and Krzykawka. There are more such
forests, covering over 100 ha, which formed
after planting of pine in habitat of oak-limehornbeam forest. The biggest fragment of such
oak-lime-hornbeam-like forest, covering several tens of hectares, is located within the city
limits of Olkusz around a quarry where dolomite was once excavated. A fairly large woodland which is becoming more and more similar
to oak-lime-hornbeam forest has developed in
the town of Bukowno-Tłukienka.
In the best-preserved oak-lime-hornbeam
forests the tree stand is formed mainly by
Carpinus betulus, Quercus robur and Tilia cordata, accompanied in low numbers by Fagus
sylvatica, Betula pendula and Populus tremula,
and also by planted Pinus sylvestris in some
places. Padus avium, Corylus avellana, Sorbus
aucuparia and Frangula alnus grow in the shrub
layer. Lilium martagon, Convallaria majalis,
Anemone nemorosa, Viola reichenbachiana,
Hepatica nobilis and Paris quadrifolia occur in
the species-rich herb layer.
In secondary communities in habitat of
oak-lime-hornbeam forest the dominant tree
usually is Pinus sylvestris, which was planted
there. Other planted species typically grow
together with pine, such as Robinia pseudoacacia or oaks – the native Quercus robur and
the North American Quercus rubra. Trees that
have spontaneously grown in the pine stands
also occur: Betula pendula, Populus tremula,
Fagus sylvatica, Tilia cordata, Alnus glutinosa,
Fraxinus excelsior, Acer platanoides, Acer pseudoplatanus and Ulmus glabra. Usually these
forests have a well-developed shrub layer with
young trees and shrubs: Sambucus nigra, Euonymus europaea, Viburnum opulus, Padus avium,
P. serotina and Rhamnus cathartica. In the herb
layer of secondary forests there are several
species that mark oak-lime-hornbeam forest
habitat: Melica nutans, Polygonatum odoratum,
Convallaria majalis and Dryopteris filix-mas.
Besides these plants typical of oak-lime-hornbeam forest there are many species that grow
only temporarily in forests under economic
pressure or in habitats where a forest is in its
initial stage of succession. They use spaces not
yet occupied by typical forest species. Among
them are nitrophilous species that use the rich
nutrient resources of the soil, such as Urtica
dioica, Eupatorium cannabinum, Chaerophyllum aromaticum and Chelidonium majus. There
are also common meadow species: Ranunculus
acris, Veronica chamaedrys, Agrostis capillaris,
Achillea millefolium, Dactylis glomerata and
Arrhenatherum elatius. Finally, there is also
a large group of species associated with impermanent habitats that are often disturbed in
various ways, such as the annuals Cardaminopsis arenosa and Galeopsis bifida and the pioneers
Tussilago farfara and Equisetum arvense.
• Floodplain forest and secondary forest
communities in habitat of floodplain forest
The fertile, wet habitats in the river and
stream valleys are suitable for the development
of alluvial forests. On the agricultural landscape they were converted to wet meadows to
serve as one of the most important sources of
pasture for animals. In the environs of Bolesław
and Bukowno there are a few sites where floodplain forests could develop. The biggest river of
this area, the Sztoła, flows through a narrow,
deep valley cut in sandy soil where there is not
much room for floodplain forest. The biggest
areas of floodplain forest, together covering
more than 20 ha, are in the north along the
Ponikowska adit in a section several hundred
metres long between Hutki and Laski. Alder
floodplain forest has persisted there, with
a sturdy tree stand composed of Alnus glutinosa and Fraxinus excelsior and a shrub layer
built mainly of Padus avium. In the herb layer
of this forest are a number of species typical
of floodplain forest: Carex paniculata forming
large clumps, C. gracilis occurring abundantly,
and also Phragmites australis, Caltha palustris,
Cirsium palustre, Valeriana simplicifolia, Geum
rivale and Peucedanum palustre.
• Alder swamp (alder carr) and grey willow scrub
Bog alder forest (alder swamp, alder carr)
occupies only 1 ha. Patches of it develop in
a few small hollows north of the valley of the
Ponikowska adit west of Górka hamlet. The
tree stand of alder swamp is built of Alnus
glutinosa and Betula pubescens. In the shrub
layer of this forest are the willows Salix aurita
125
and Salix cinerea as well as Frangula alnus. The
herb layer contains species typical of alder carr
(Comarum palustre, Menyanthes trifoliata, Lysimachia thyrsiflora, Solanum dulcamara) as well
as Phragmites australis, Peucedanum palustre
and Typha latifolia.
Grey willow scrub occurs in only one
depression a few thousand square metres in
size north of the valley of the Ponikowska adit
near Cegielnia hamlet. This is a scrub community with no tree layer; instead there is an
abundantly developed shrub layer composed
of Salix pentandra, S. aurita and S. cinerea. The
herb layer resembles that met in alder carr.
• Woodland in uncultivated
fields (fallows)
Quite a large part of the agricultural fields
abandoned in the past is now overgrown by
trees up to 10 or 15 years old, some much
younger. Seedlings of light-seeded trees, mainly
Betula pendula, Populus tremula, Salix caprea
and Pinus sylvestris, appear after some time in
fallows, especially near forests or scrub. Pine
and larch trees have been planted in some fallows. Such woodlands occupy nearly 60 ha at
present and their area is increasing from year
to year. Under the trees the same species occur
as in young fallows, and as time passes and the
tree canopy closes the first forest herbs appear.
In such conditions the occurrence of Vaccinium myrtillus, Pteridium aquilinum and two
wintergreens (Pirola minor, Orthilia secunda)
has been noted.
• Woodland in ruderal habitats
Trees have already grown in parts of ruderal habitats despite the significant changes
such sites undergo. Most often Betula pendula
develops spontaneously in such conditions.
Ruderal habitats are recultivated as well, with
many tree species being planted there: Betula
pendula, Pinus sylvetris, Quercus robur, Larix
126
decidua, Alnus glutinosa, Robinia pseudoacacia
and Acer negundo. The herb layer plants in
these plantations are the same as in ruderal
communities without a tree layer.
The natural assets of the Olkusz Ore-bearing
Region
We used the botanical study and the vegetation map to make an evaluation of the natural assets of the OOR and to distinguish the
most valuable areas (Fig. 15).
The grassland vegetation developing in
calamine habitats is assigned the highest value
because it is unique for Poland and for Europe.
Very rare taxa are present in its species composition. The highest value was also assigned
to the vegetation of thermophilous grasslands
associated with a few dolomite hills, and to the
plant communities developing in wet, waterlogged and boggy habitats. The latter are tall
forb meadows, wet meadows, Molinia caerulea
meadows, fens and rushes, as well as patches of
bog pine forest, floodplain forest, alder swamp
and grey willow scrub. All of those are among
the rarest plant communities in the vegetation
of Poland. In their species composition are taxa
endangered on the national scale.
Areas classified as most valuable occupy
9% of the OOR. The grasslands are located
mainly in the central part between Bukowno
and Bolesław, where the landscape generally is
deformed by past mining activity. The patches
of plant communities of wet, waterlogged
and boggy habitats occur north and west of
Bolesław; they are associated with the valley of
the Ponikowska adit in hollows among fields.
There are far fewer wet habitats in the south.
They occur along the Sztoła river and in the
valley of Sztolnia stream.
We assigned moderate value to the fresh
pine forests, wet pine forests and mixed pine
forests in the OOR with tree stands at least
Fig. 15. Valorisation of the vegetation of the Olkusz Ore-bearing Region
Ryc. 15. Waloryzacja przyrodnicza roślinności Olkuskiego Okręgu Rudnego
40 years old. Also of moderate value, as communities that maintain the richness of the
local flora, are oak-lime-hornbeam forests,
psammophilous grasslands, heathlands, pastures and fresh meadows. Vegetation patches
on calamine soil where tree stands have been
planted, with the result that some rare species
have disappeared, also fall into this category.
Vegetation of moderate value covers the largest
area of the OOR, 41%. It is scattered through
the whole area but mostly east of Bolesław and
Bukowno.
The lowest value was assigned to pine forest
communities with tree stands younger than 40
years, cultivated fields, the vegetation of fallows and ruderal vegetation, as they do not
contain valuable elements of the flora. They
occupy 24% of the OOR, on its periphery in
the northeastern and southeastern parts. The
largest areas in this category are covered by
coniferous forest vegetation with young pine
and birch tree stands. In the western part the
types in this category are mainly cultivated
fields and fallows.
Outside of this classification are sand quarries, built-up and industrial terrain, as well as
areas temporarily devoid of vegetation due to
the type of land use. Altogether they occupy
25% of the OOR.
Conclusions
The diverse vegetation of the Olkusz Orebearing Region includes valuable communities
such as those of calamine grasslands not found
elsewhere in Poland, and also more frequent
communities of lower value. The former are at
least partially of natural origin, and the latter
are associated mainly with different forms of
human activity.
Zinc-lead ore mining and processing, sand
and rock quarrying, agriculture and forestry are
all taking place today in the OOR, a relatively
small area of Poland. Centuries of mining have
drastically altered the area’s vegetation. Mining
has expanded the areas of metalliferous (calamine) habitats which previously existed naturally in the OOR. Unique calamine grassland
communities have formed spontaneously,
without human intervention, on post-mining
waste containing residue of ore.
Mining work has lowered the water table
in the OOR and areas far from it. This has
led to the disappearance of waterlogged and
wet habitats of high value. They used to cover
much larger areas than at present. Mining has
also altered the use of arable land. Field cultivation has been limited, and meadow mowing
and fertilising has ceased in many areas. The
result is a mosaic of small vegetation patches
of field crops, younger and older fallows, and
sodded meadows with botanically valuable
species, often protected ones, as well as invasive alien or expansive native species.
Forestry and afforestation done in the
course of reclaiming mining and smelting
waste heaps and also outcrops left from ore or
sand excavation have contributed to unification of the vegetation in nearly half the OOR.
Fresh pine forests and woodlands resembling
them dominate those places.
Ruderal vegetation has expanded with the
increase of construction of industrial infrastructure, roads and housing estates.
The values of the Olkusz Ore-bearing
Region are manifold – natural, cultural and
scientific. Our study characterised the natural
values of its vegetation. Culturally the area
contains a record of centuries of zinc-lead
mining and the accompanying civilisation.
Scientifically the area is a field laboratory for
many kinds of research, especially the calamine grasslands and the remaining patches of
wet meadows. These values should be taken
into account in planning land use in the
OOR.
127
Acknowledgements
We thank Prof. Dr. hab. Ryszard Ochyra
for identifying mosses, and Dr. hab. Urszula
Bielczyk for identifying lichens.
References
Baker A.J.M., Ernst W.H.O., van der Ent A,
Malaisse F, Ginocchio R. 2010. Metallophytes: the unique biological resource, its
In: L.C. Batty, K.B. Hallberg (Eds.). Ecology
Bielczyk U., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kiszka J. 2009. Lichens of abandoned zinc-lead
mines. Acta Mycologica 44: 130–149.
Dierschke H., Becker T. 2008. Die Schwermetall-Vegetation des Harzes-Gliederung, ökologische Bedingungen and syntaxonomische
Einordung. Tuexenia 28: 185–227.
Ernst W.H.O. 1974. Schwermetallvegetation der
Erde. Gustav Fischer Verlag, Stuttgart.
Grześ I.M. 2007. Does rare Gentianella germanica
(Wild.) Borner originating from calamine
spoils differ in selected morphological traits
from reference populations? Plant Species
Biology 22: 49–52.
Matuszkiewicz W. 2002. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.
Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H., Zając A., Zając M. 2002. Flowering plants and pteridophytes of Poland – a checklist. In: Z. Mirek
(Eds.), Biodiversity of Poland 1. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences,
Kraków.
Nowak T., Urbisz A., Kapusta P., TokarskaGuzik B. 2011. Distribution patterns and
128
habitat preferences of mountain vascular plant
species in the Silesian Uplands (Southern
Poland). Polish Journal of Ecology 59: 219–234.
Słomka A., Jędrzejczyk-Korycińska M., Rostański A., Karcz J., Kawalec P., Kuta E. 2012.
Heavy metals in soil affect reproductive processes more than morphological characters in
Viola tricolor. Environmental and Experimental
Botany 75: 204–211.
Słomka A., Kawalec P., Kellner K., JędrzejczykKorycińska M., Rostański A., Kuta E. 2010.
Was reduced pollen viability in Viola tricolor L.
the result of heavy metal pollution or rather the
test applied? Acta Biologica Cracoviensia Series
Botanica 52(1): 123–127.
Słomka A., Kuta E., Szarek-Łukaszewska G.,
Godzik B., Kapusta P., Tylko G., Bothe H.
2011. Violets of the section Melanium, their
colonization by arbuscular mycorrhizal fungi
and their occurrence on heavy metal heaps.
Journal of Plant Physiology 168: 1191–1199.
(Olkusz Ore-bearing Region, S. Poland). Polish
Wierzbicka M., Panufnik D. 1998. The adaptation of Silene vulgaris to the growth on a calamine waste heap (S Poland). Environmental
Pollution 101: 415–426.
Wierzbicka M., Pielichowska M. 2004. Adaptation of Biscutella laevigata L., a metal hyperaccumulator, to growth on a zinc-lead waste heap
in southern Poland. I: Differences between
waste-heap and mountain populations. Chemosphere 54: 1663–1674.
Wierzbicka M., Słysz A. 2005. Does Armeria maritima subsp. halleri (Plumbaginaceae) occur in
Poland? Polish Botanical Studies 19: 105–117.
Wóycicki Z. 1913. Roślinność terenów galmanowych Bolesławia i Olkusza. In: Obrazy
roślinności Królestwa Polskiego 4. Kasa im. Mianowskiego, Warszawa.
Zając M., Zając A. (Eds.) 2001. Atlas rozmieszczenia roślin naczyniowych w Polsce. Instytut
Botaniki Uniwersytetu Jagiellońskiego, Kraków.
7
Roślinność Olkuskiego Okręgu Rudnego
Jan Holeksa1, Agnieszka Błońska2, Agnieszka Kompała-Bąba2,
Gabriela Woźniak2, Przemysław Kurek1, Grażyna Szarek-Łukaszewska1,
Krystyna Grodzińska1, Magdalena Żywiec1
1 Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: j.holeksa@
botany.pl; [email protected]; [email protected]; [email protected]; [email protected]
2 Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Uniwersytet Śląski, 40-032 Katowice, ul. Jagiellońska 28, e-mail: agnieszka.
[email protected]; [email protected]; [email protected]
Wstęp
Bogactwo gatunkowe i zróżnicowanie zbiorowisk roślinnych jakiegoś obszaru związane jest
przez przede wszystkim ze zróżnicowaniem siedlisk,
na które składa się obok zmienności naturalnych
warunków geologicznych, hydrologicznych i klimatycznych również wielka rozmaitość form oddziaływania człowieka. Ze względu na różnorodność
tego antropogenicznego wpływu modyfikowane
mogą być zarówno ukształtowanie powierzchni
i stosunki wodne, jak również chemiczne i fizyczne
właściwości podłoża. Prowadzi to do powstawania
nowych siedlisk, których nie ma w warunkach
naturalnych, a które stają się miejscami występowania sporej liczby rodzimych i obcych gatunków
roślin, zwierząt i innych organizmów. Znajduje to
odzwierciedlenie w często notowanym wzroście
bogactwa gatunkowego flory i różnorodności fitocenotycznej, a w szczególności w rozwoju roślinności półnaturalnej i synantropijnej. Często jednak
takiemu wzbogacaniu flory i roślinności, towarzyszy
zanik elementów specyficznych dla naturalnych siedlisk. W związku z tym dla różnych obszarów geograficznych (od niewielkich regionów po rozległe
kontynenty) tworzone są długie listy taksonów
i siedlisk zagrożonych w swoim istnieniu, przy czym
za główną przyczynę tego zagrożenia przyjmuje się
właśnie działalność człowieka.
W Olkuskim Okręgu Rudnym (OOR) od
ponad 800 lat eksploatowane i przerabiane są złoża
dolomitów kruszconośnych zawierające rudy cynku
i ołowiu. Wydobywany jest tu również (choć znacznie
krócej) piasek, którego pokłady w OOR odznaczają
się znaczną miąższością. Ta długotrwała działalność
gospodarcza spowodowała daleko idące zmiany
w krajobrazie. Powstały i w dalszym ciągu powstają
nowe siedliska, w większości silnie zanieczyszczone
metalami ciężkimi pochodzącymi z odpadów
i emisji przemysłowych. Tymi nowymi siedliskami
są składowiska dolomitu i ubocznych produktów
powstających w procesie produkcji cynku i ołowiu,
zasypane rozległe wyrobiska, zapadliska i głębokie
niecki w miejscach wybierania piasku. Część z nich
została zrekultywowana poprzez nasadzenia drzew
i krzewów, a część porasta roślinność tworząca się
spontanicznie. Oprócz działalności przemysłowej
w OOR prowadzona jest także gospodarka leśna.
W lasach cyklicznie pozyskuje się drewno i sadzi
nowe pokolenia drzew. Nierzadkim zjawiskiem
są pożary lasów wzniecane przez penetrujących je
ludzi. Przez wiele stuleci na znacznej części obszaru
OOR była prowadzona również gospodarka rolna.
Od kilku dziesięcioleci jednak uprawa roli staje się
129
coraz rzadsza. Jej zanikanie inicjuje na znacznym
obszarze sukcesję wtórną w kierunku zbiorowisk
leśnych poprzez zbiorowiska roślinne często zdominowane przez gatunki o szerokiej skali ekologicznej.
Ta różnorodność zjawisk o charakterze antropogenicznym i naturalnym znajduje niewątpliwie swoje
odzwierciedlenie w różnorodności biologicznej
OOR.
Badania nad szatą roślinną Olkuskiego Okręgu
Rudnego mają długą historię. Rozpoczęły się one
w XIX wieku i trwają do dzisiaj, choć ich intensywność była różna w ciągu wieków. Dokładny przegląd badań przedstawiono w rozdziale 5 niniejszego
tomu (Grodzińska i Godzik). W latach 2008–2011
w OOR prowadzono badania botaniczne, których
celem stało się określenie aktualnego bogactwa
fitocenotycznego – zbiorowisk roślinnych oraz
ustalenie czy długotrwała działalność człowieka,
przede wszystkim eksploatacja rud cynkowo-ołowiowych i ich miejscowy przerób, przyczyniły się
do powstania nowych i cennych zbiorowisk, zwiększających różnorodność roślinności regionu.
Badania roślinności Olkuskiego Okręgu
Rudnego w latach 2008–2011
Olkuski Okręg Rudny, na którym prowadzono
badania roślinności, przedstawiane w tym rozdziale,
miał kształt prostokąta o wymiarach 6 km na 8 km
(48 km2). Rozciągał się on od Międzygórza na
zachodzie do Starego Olkusza na wschodzie oraz
od Lasek na północy po Pustynię Starczynowską
i dolinę rzeki Sztoły na południu (Ryc. 1).
Duże powierzchnie, bo aż 2,5% całkowitej powierzchni OOR, zajmuje infrastruktura
zakładów przemysłowych. Na północnym obrzeżu
OOR czynna jest jeszcze głębinowa kopalnia rud
metali (Pomorzany II), w centrum znajdują się
zakłady przetwarzające te rudy, w tym największa
w Polsce huta cynku Zakładów Górniczo-Hutniczych Bolesław (ZGH Bolesław), a na wschodzie
nieczynna kopalnia rud Olkusz wraz z zakładem
wzbogacania rud (flotacji ZGH Bolesław). Między
hutą cynku a zakładami flotacji, ponad 110 ha
powierzchni, zajmuje wypiętrzająca się na wysokość
ponad 30 m hałda odpadów poflotacyjnych (stawy
osadowe ZGH Bolesław). Tuż obok niej znajduje
się czynne wyrobisko piasku podsadzkowego.
130
Dla całego obszaru OOR wykonano mapę
roślinności rzeczywistej, czyli tej, która występowała
aktualnie w latach 2008–2011. W terenie zaznaczano na mapie wszystkie jednorodne płaty roślinności o powierzchni powyżej 500 m2. Posługiwano
się przy tym podkładem w formie ortofotomapy
w skali 1: 5000. Dla każdego z wyróżnionych i kartowanych płatów roślinnych sporządzono w terenie
spis gatunków, które w nim dominowały. W spisach uwzględniano także gatunki, o których wiadomo, że są charakterystyczne, czyli specyficzne dla
różnych typów roślinności. Spisy liczyły zazwyczaj
kilkanaście gatunków roślin. Dzięki tym spisom
poszczególne płaty roślinne można było, przy redagowaniu mapy, zaliczyć do określonych jednostek
roślinności.
W czasie kartowania zwracano szczególną uwagę
na płaty zbiorowisk roślinnych związane z podłożem galmanowym (w miejscu zalegania materiału związanego z wydobyciem i przerobem rud
cynkowo-ołowiowych o podwyższonych stężeniach
metali ciężkich). Identyfikowano je na podstawie
obecności gatunków wskaźnikowych wyróżnionych
wcześniej przez Grodzińską i Szarek-Łukaszewską
(2009). W przypadku zbiorowisk leśnych uwzględniono jeszcze dominujący gatunek drzewa i wiek
drzewostanu. Wiek określano poprzez liczenie
okółków gałęzi u drzew gatunków iglastych. Przyjmując za wiek drzewostanu wiek większości drzew,
wyróżniono trzy klasy wieku: do 20 lat, od 21 do
40 lat, powyżej 40 lat. Nazewnictwo roślin naczyniowych przyjęto za Mirkiem i in. (2002), a zbiorowisk roślinnych za Matuszkiewiczem (2002).
Wykaz zbiorowisk roślinnych
Na obszarze 48 km2 wyróżniono i skartowano
ponad 6000 jednorodnych płatów roślinnych,
które zostały przyporządkowane do 32 różnych
typów roślinności. Były to jednostki roślinności
opisane przez fitosocjologów i wykazane w opracowaniu Matuszkiewicza (2002) oraz zbiorowiska bez
rangi syntaksonomicznej związane ze specyficznymi
lokalnymi warunkami siedliskowymi, wyróżnione
przez autorów niniejszego opracowania.
W obrębie roślinności OOR wydzielono
w pierwszym rzędzie dwie grupy zbiorowisk roślinnych: jedną stanowiły zbiorowiska rozwijające się
na siedliskach wzbogaconych w pozostałości rud
cynkowo-ołowiowych (galmanowe), a drugą zbiorowiska związane z siedliskami pozbawionymi
tego dodatku. W obu tych grupach wydzielono
następnie zbiorowiska nieleśne oraz zbiorowiska
leśne i zadrzewienia. Podział ten przedstawiono
poniżej i odpowiada on sygnaturom znajdującym
się w opisie mapy roślinności OOR (Ryc. 2).
Poza wymienionymi typami roślinności w czasie
kartowania uwzględniano jeszcze pola uprawne,
piaskownie, tereny przemysłowe i zabudowane oraz
tereny całkowicie pozbawione roślinności.
Zbiorowiska roślinne związane z podłożem
galmanowym
Zbiorowiska nieleśne
• Murawy galmanowe ze związku Armerion halleri
• Murawy z panującą Molinia caerulea oraz murawy
z panującą Molinia caerulea i licznymi gatunkami
ze związku Armerion halleri
• Murawy z panującą Festuca ovina
• Szuwary z Phragmites australis
• Zbiorowiska nieużytków porolnych
Zbiorowiska leśne i zadrzewienia
• Zbiorowiska leśne przypominające świeży bór
sosnowy
• Różnego typu zadrzewienia, w tym zadrzewienia
z dominacją Molinia caerulea w runie
• Zadrzewienia z udziałem drzew typowych dla siedlisk wilgotnych
pozbawionym galmanu
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
Murawy psammofilne
Murawy bliźniczkowe i wrzosowiska
Murawy kserotermiczne
Łąki świeże i pastwiska
Łąki zmiennowilgotne
Łąki wilgotne
Łąki ziołoroślowe
Torfowiska niskie
Szuwary
Nieużytki porolne
Zbiorowiska ruderalne
Zarośla śródpolne
•
•
•
•
•
•
•
•
•
Bór sosnowy świeży
Bór sosnowy wilgotny
Bór sosnowy bagienny
Bór mieszany
Las grądowy i leśne zbiorowiska zastępcze na siedlisku grądu
Lasy łęgowe i leśne zbiorowiska zastępcze na siedlisku łęgów
Ols i łozowisko
Zadrzewienia na ugorach
Zadrzewienia na siedliskach ruderalnych
Każdy wyróżniony w terenie płat roślinny
został zaliczony do jednego z wymienionych
typów roślinności i powstała w ten sposób ostateczna mapa roślinności całego terenu badań
(Ryc. 2). Ukazała ona bardzo urozmaiconą mozaikę,
w której wyraźnie wyodrębniają się trzy obszary.
We wschodniej i południowej części dominują
lasy, które tworzą rozległe jednorodne kompleksy
borów sosnowych lub brzezin. Tylko gdzieniegdzie
w tym litym płaszczu borów na wschód od Bolesławia i miejscowości Hutki oraz na południe od
linii kolejowej Olkusz – Katowice pojawiają się
fragmenty innych typów roślinności. Najczęściej
są to ubogie w gatunki murawy porastające piaszczyste gleby oraz płaty zbiorowisk roślinnych związanych z podłożem galmanowym, które tworzą
pasy wzdłuż dróg i linii kolejowej. Wśród borów
znajduje się też jedna, stosunkowo duża wyspa
lasu grądowego. Zupełnie inny krajobraz roślinny
został ukształtowany w części północno-zachodniej.
Uwagę zwraca tu ogromna liczba plam roślinności
o niewielkiej powierzchni i o regularnych kształtach
nadanych przez wcześniejsze użytkowanie rolnicze.
Niewiele jest tu pól aktualnie uprawianych, zdecydowana ich większość została porzucona w ciągu
ostatnich kilkunastu lat. W części centralnej mapy
mamy natomiast do czynienia z jeszcze innym
układem roślinności. Zwraca uwagę różny rozmiar
poszczególnych elementów mozaiki roślinnej i brak
ich uporządkowania. Jest to najbardziej przekształcona działalnością przemysłową część Olkuskiego
Okręgu Rudnego, usytuowana między Bolesławiem
a Bukownem.
131
Szczegółowa charakterystyka wyróżnionych
zbiorowisk
galmanowym
Część centralna OOR, od Bolesławia do
Bukowna, jak również fragmenty w jego wschodniej części (Stary Olkusz) były ściśle związane
z pozyskiwaniem i przetwarzaniem rud cynkowo-ołowiowych. Działo się to głównie w XIX i XX
wieku. Tereny te zajmują obecnie różne typy zbiorowisk roślinnych (Ryc. 2). Na powszechnych tu
podłożach galmanowych, w których zanieczyszczające je metale pochodzą z odpadów powstających w czasie wydobycia i/lub przetwarzania rud,
występują zarówno murawy, jak i mniej lub bardziej
zwarte zadrzewienia i lasy. Tworzą one nieregularną
mozaikę różnej wielkości płatów. Na nagich kiedyś
powierzchniach składowisk odpadów i zasypanych
wyrobisk górniczych oraz na zanieczyszczonych
odpadami dawnych polach uprawnych spontanicznie rozwinęły się murawy, najstarsze mają
aktualnie ponad 100 lat. Zadrzewienia natomiast
pochodzą w większości z nasadzeń prowadzonych
tu w ramach rekultywacji zniszczonych terenów.
Wykonywane one były w różnych okresach czasu
od lat siedemdziesiątych XX wieku.
• Murawy galmanowe ze związku Armerion halleri
Murawy galmanowe są najbardziej specyficznymi
zbiorowiskami OOR i jednocześnie unikatowymi,
tak w skali regionalnej, jak i krajowej (Grodzińska
i Szarek-Łukaszewska 2009; Szarek-Łukaszewska
i Grodzińska 2011). Są one wschodnimi, kresowymi
stanowiskami tego typu muraw w Europie (Ernst
1974; Matuszkiewicz 2002; Dierschke i Becker
2008; Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011).
Jak większość europejskich muraw galmanowych,
ich płaty w OOR są pochodzenia wtórnego. Płaty
pierwotne muraw, związane z wychodniami skalnymi zasobnymi w metale, które wcześniej istniały
zapewne w OOR, obecnie w nim nie występują.
Płaty muraw galmanowych, różnej wielkości, rozrzucone są nieregularnie wśród lasów,
zadrzewień i dawnych pól, głównie między Bolesławiem i Bukownem oraz w okolicach Starego
132
Olkusza. Zajmują one 125 ha co stanowi ok. 2,5%
powierzchni OOR. Są one zazwyczaj niskie, a stopień ich zwarcia jest zróżnicowany (od kilkunastu
do około 90%). W murawach silnie zwartych
dominują rośliny naczyniowe, a w tych o luźnej
strukturze ważnym składnikiem są porosty. Mchy
nie odgrywają w nich znaczącej roli. Wspólną cechą
wszystkich muraw jest obecność kępiastych traw,
głównie kostrzewy owczej (Festuca ovina). Duża
zmienność własności podłoży (rzeźby, wilgotności,
chemizmu) szczególnie tych zbudowanych z kamienistych odpadów górniczych, umożliwia współwystępowanie gatunków o różnych wymaganiach
życiowych. Obok siebie rosną więc gatunki siedlisk
ciepłych i suchych (m.in. goździk kartuzek Dianthus carthusianorum, pięciornik piaskowy Potentilla
arenaria, biedrzeniec mniejszy Pimpinella saxifraga, macierzanka zwyczajna Thymus pulegioides,
przelot pospolity Anthyllis vulneraria), siedlisk słabo
i średnio wilgotnych (komonica zwyczajna Lotus
corniculatus, jaskier ostry Ranunculus acris, turzyca
owłosiona Carex hirta), gatunki siedlisk ubogich
(dzwonek okrągłolistny Campanula rotundifolia,
rzeżusznik piaskowy Cardaminopsis arenosa, łyszczec
baldachogronowy Gypsophila fastigiata), zasobnych
w pierwiastki odżywcze (koniczyna łąkowa Trifolium pratense, wyka ptasia Vicia cracca).
Niektóre z tych gatunków wykształciły dużą
odporność na wysokie stężenia metali ciężkich
w podłożu. Są one nazywane metalofitami. Wśród
nich wyróżnia się metalofity obligatoryjne i fakultatywne (pseudometalofity). Metalofity obligatoryjne
to te, które występują jedynie na metalonośnych
podłożach, co najmniej w obrębie danego regionu.
Natomiast metalofity fakultatywne to takie, które
rosną zarówno na glebach bogatych w metale, jak
i na niezanieczyszczonych metalami w obrębie tego
samego regionu (Baker i in. 2010). W murawach
OOR brakuje metalofitów obligatoryjnych, są
obecne natomiast metalofity fakultatywne: m.in.
Cardaminopsis arenosa, Dianthus carthusianorum,
lepnica rozdęta Silene vulgaris, fiołek trójbarwny
Viola tricolor, pleszczotka górska Biscutella laevigata
i rzeżusznik Hallera Cardaminopsis halleri (m.in.
Wierzbicka i Panufnik 1998; Wierzbicka i Pielichowska 2004; Wierzbicka i Słysz 2005; Słomka
i in. 2010, 2011, 2012; Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011).
Gatunki roślin naczyniowych, mchów i porostów budujące murawy galmanowe są w większości
gatunkami pospolitymi. Rośliny naczyniowe są
przy tym pospolite zarówno regionalnie (Nowak
i in. 2011; Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011),
jak i na terenie całej Polski (Zając i Zając 2001)
(Ryc. 3). Gatunkami rzadkimi są jedynie Biscutella
laevigata, goryczuszka Wettsteina Gentianella germanica oraz pszonak pannoński Erysimum odoratum
(Grześ 2007; Grodzińska i Szarek-Łukaszewska
Spośród nich na szczególną uwagę zasługuje Biscutella laevigata, gatunek podawany z Polski tylko
z dwóch obszarów – górskiego w Tatrach Zachodnich i niżowego w Olkuskim Okręgu Rudnym
(Wóycicki 1913; Grodzińska i Szarek-Łukaszewska
Mszaki muraw reprezentują gatunki związane na
ogół z siedliskami antropogenicznymi. Niektóre
z nich (Brachythecium albicans, Ceratodon purpureus
i Pohlia nutans) bardzo często notowane są na podłożach metalonośnych. Porosty należą do gatunków
zarówno pospolitych (Cladonia pyxidata, Verrucaria
muralis, V. nigrescens), jak i rzadkich, zarówno dla
badanego terenu (Cladonia rei, Amadina punctata),
jak i całej Wyżyny Śląsko-Krakowskiej (Bacidina
chloroticula) czy Polski (Agonimia vouaxii, Vezdaea
leprosa) (Bielczyk i in. 2009).
Murawy galmanowe w OOR pod względem
syntaksonomicznym reprezentują zespół Armerietum halleri (związek Armerion halleri, rząd Violetalia calaminariae, klasa Violetea calaminariae)
(Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2009; Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011). Są one uboższe
florystycznie od takich muraw w Europie Zachodniej (Ernst 1974; Dierschke i Becker 2008; Baker
i in. 2010). Brak w nich gatunku charakterystycznego dla muraw zachodnio-europejskich mokrzycy
wiosennej Minuartia verna subsp. hercynica, rosną
w nich natomiast właściwe siedliskom metalonośnym ekotypy Silene vulgaris i zawciągu pospolitego
Armeria maritima. Za gatunek lokalnie charakterystyczny dla OOR uznaje się Biscutella laevigata
(Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2009). Murawy
galmanowe w OOR wyróżnia od zachodnio – europejskich stałe i często obfite występowanie szczawiu
rozpierzchłego Rumex thyrsiflorus, Cardaminopsis
arenosa, Gypsophila fastigiata, Potentilla arenaria,
Anthyllis vulneraria oraz porostów – Vezdaea stipitata i Diploschistes muscorum.
Murawy galmanowe tworzą w pogórniczym
terenie OOR wyspy kolorowej, niskiej roślinności.
Wśród niej pojawiają się pojedyncze okazy sosen,
widoczne są także ich siewki. Murawy zwiększają
różnorodność biologiczną regionu poprzez utrzymywanie gatunków typowych dla gleb metalonośnych.
Murawy te powinny być objęte ochroną prawną i to
o aktywnym charakterze (usuwanie rozrastających się
drzew) zapewniającym ich istnienie. Dwie najstarsze
murawy galmanowe w OOR w okolicach Bolesławia
objęte są ochroną w sieci Natura 2000.
• Murawy z panującą Molinia caerulea oraz
z panującą Molinia caerulea i licznymi gatunkami
ze związku Armerion halleri
Murawy z panującą trzęślicą modrą Molinia caerulea występują głównie w bliskim otoczeniu huty
ZGH Bolesław i zajmują 41 ha, co stanowi około
0,9% powierzchni OOR. Zajmują one przede
wszystkim przestrzenie, na których przeprowadzano
zabiegi rekultywacyjne. Polegały one na pokryciu
składowisk odpadów lub zniszczonej powierzchni
gruntu warstwą obcej, z reguły żyznej gleby. Na
glebie tej wykształciły się spontanicznie murawy
z Molinia caerulea (Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011). Cechują się one stałą obecnością i obfitością tej trawy. Mimo dominacji Molinia caerulea
– trawy wysokiej i kępiastej, zbiorowiska te nie są
ubogie florystycznie. Trzęślica nie tworzy w nich na
ogół zwartej, ciągłej warstwy. Wokół jej kęp rozrastają się gatunki wilgotniejszych i żyźniejszych siedlisk (m.in. babka lancetowata Plantago lanceolata,
Lotus corniculatus, jaskier ostry Ranunculus acris),
a między nimi w miejscach z płytszą glebą gatunki
siedlisk suchszych (m.in. Festuca ovina, Silene vulgaris, przytulia biała Galium album, Thymus pulegioides, Campanula rotundifolia). Rzadziej pojawiają
się gatunki charakterystyczne dla muraw galmanowych ze związku Armerion halleri (Armeria maritima, Biscutella laevigata). Na uwagę zasługuje
obecność w części muraw trzęślicowych Cardaminopsis halleri – rośliny uznawanej za hiperakumulator cynku i kadmu. Może ona gromadzić w swoich
ziemnych częściach ponad 10 000 mg/kg Zn
nad
i ponad 100 mg/kg Cd. Mchy i porosty w murawach z Molinia caerulea występują nielicznie,
133
z obecnych należy wymienić dwa gatunki mchów –
Ceratodon purpureus i Bryum pallescens oraz kilka
gatunków porostów – Cladonia symphycarpia,
C. monomorpha, C. rei i Vezdaea leprosa.
• Murawy z panującą Festuca ovina
Na podłożach piaszczystych, ubogich i wzbogaconych w różne ilości odpadów pochodzących
z przetwarzania rud panują ubogie w gatunki murawy
z Festuca ovina (Szarek-Łukaszewska i Grodzińska
2011) (Ryc. 4). Płaty tych muraw, zazwyczaj różnej
wielkości, nie są zbyt częste w OOR. Spotyka się
je w sąsiedztwie huty ZGH Bolesław (w centralnej
i południowej części obszaru górniczego). Zajmują
one ok. 47 ha (1% ogólnej powierzchni OOR).
Gatunkiem dominującym, w tego typu murawach,
jest Festuca ovina, a stałymi składnikami są Cardaminopsis arenosa, Viola tricolor oraz Rumex thyrsiflorus.
Murawa jest zwarta i tylko miejscami, w luźniejszych
jej fragmentach pomiędzy kępami Festuca ovina,
znajdują swe stałe miejsce porosty – liczne gatunki
chrobotków (Cladonia pyxidata, C. monomorpha,
C. rei, C. subulata) oraz Vezdaea leprosa i Stigmidium
sp., a także rzadziej mszaki (Bryum pallescens, Ceratodon purpureus, Plagiomnium cuspidatum). Murawy
opisane powyżej łączy z murawami galmanowymi
ze związku Armerion halleri obecność Festuca ovina,
Cardaminopsis arenosa i Rumex thyrsiflorus, dzieli
natomiast brak udziału gatunków termofilnych
z klasy Festuco-Brometea oraz liczne występowanie
porostów.
• Szuwary z Phragmites australis
Niewielki płat o wielkości około 1 ha usytuowany jest w lokalnie podmokłym miejscu w centralnym obszarze górniczym. Otaczają go różnego
typu zadrzewienia. Dominującym gatunkiem jest
trzcina pospolita (Phragmites australis). Obok niej
znaczną rolę odgrywają: sadziec konopiasty Eupatorium cannabinum, kozłek lekarski Valeriana officinalis i Molinia caerulea. Wśród tych rozrośniętych
bylin występują przytulia bagienna Galium uliginosum, krwiściąg lekarski Sanguisorba officinalis,
len przeczyszczający Linum catharticum, kruszczyk
błotny Epipactis palustris oraz mszaki.
134
• Zbiorowiska nieużytków porolnych
Nieużytki porolne rozciągają się głównie wokół
huty ZGH Bolesław. Niewielkie ich powierzchnie
spotkać można w okolicy Bolesławia (na północ
od tej miejscowości). Do wczesnych lat osiemdziesiątych na brunatnych glebach uprawiano
tu zboża i rośliny okopowe (Szarek-Łukaszewska
i Grodzińska 2011) (Ryc. 5). Zaniechano upraw
ze względu na silne zanieczyszczenie gleb metalami
ciężkimi pochodzącymi głównie z emisji huty cynku
i ołowiu (wtedy jednej z najwyższych w kraju).
Później miejscami składowano tu różnego typu
odpady z przetwarzania rud. Na powstałych nieużytkach, pozostawionych bez jakiejkolwiek kontroli, wykształciły się obecnie bogate florystycznie
zbiorowiska typu muraw. Wyróżniają się one stałą
obecnością pępawy dwuletniej Crepis biennis,
bnieca białego Melandrium album, Valeriana officinalis oraz szeregiem gatunków łąkowych (brodawnika zwyczajnego Leontodon hispidus, krwawnika
pospolitego Achillea millefolium, Rumex thyrsiflorus,
marchwi zwyczajnej Daucus carota, Lotus corniculatus, owsicy omszonej Avenula pubescens). Rosną
w nich również chwasty pozostałe z dawnych upraw
(ostrożeń polny Cirsium arvense, przymiotno kanadyjskie Conyza canadensis, rdestówka powojowata
Fallopia convolvulus, przetacznik polny Veronica
arvensis, poziewnik dwudzielny Galeopsis bifida).
W murawach tych rośnie Festuca ovina, nie odgrywając w nich większej roli. Zdarza się jednak, że
trawa ta tworzy mniejsze lub większe płaty zwartej
darni. Dość często na nieużytkach pojawia się sosna
zwyczajna (Pinus sylvestris), która wkracza na nie
z sąsiadujących z nimi zadrzewień i lasów.
• Zbiorowiska leśne przypominające świeży bór
sosnowy
Zbiorowiska leśne przypominające świeży bór
sosnowy zajmują w OOR ok. 15% powierzchni
(717 ha). Rozciągają się one w północno-wchodniej
i wschodniej jego części (od Lasek poprzez Stary
Olkusz i wschodnie obrzeża stawów osadowych
ZGH Bolesław) i dalej, posuwając się ku południowi, dochodzą do Bukowna. Otaczają tę miejscowość od południa i zachodu. Lasy te sąsiadują
w terenie ze świeżymi borami sosnowymi (zespół
Leucobryo-Pinetum) oraz z różnego typu zadrzewieniami i murawami (Ryc. 6).
Są to głównie drzewostany sosnowe (Pinus
sylvestris) oraz brzozowe (Betula pendula) różnego wieku, od młodników po ponad 40–letnie.
W większości są to jednak drzewostany młode (do
20 lat) (Ryc. 7, 8). Zwarcie koron jest w związku
z tym znacznie zróżnicowane, najczęściej wynosi
ono 60–90%. Warstwa krzewów jest słabo rozwinięta (pokrycie 5–10%). Pokrycie warstwy zielnej
osiąga najczęściej 50–80%. W runie stałym gatunkiem jest kostrzewa Festuca ovina. Wśród jej kęp
rosną zarówno gatunki typowe dla muraw (m.in.
Cardaminopsis arenosa, Rumex thyrsiflorus, Galium
album, Dianthus carthusianorum, Armeria maritima, Thymus pulegioides, macierzanka piaskowa
T. serpyllum, turzyca wiosenna Carex caryophyllea,
Leontodon hispidus), jak i gatunki typowo leśne,
charakterystyczne dla borów (gruszyczka jednostronna Orthilia secunda, gruszyczka jednokwiatowa Moneses uniflora, borówka czarna Vaccinium
myrtillus). Na uwagę zasługuje obecność storczyków
(kruszczyk szerokolistny Epipactis helleborine
i kruszczyk rdzawoczerwony E. atrorubens). Mszaki
są reprezentowane przez Brachythecium salebrosum,
B. velutinum, Sciuro-hypnum oedipodium, Campylium calcareum, przy większym zwarciu koron
drzew pojawia się Pleurozium schreberi. Z porostów
wymienić należy chrobotki (Cladonia contorta, C.
furfuracea, C. fimbriata) oraz Scoliciosporum chlorococcum i Peltigera rufescens.
• Różnego typu zadrzewienia w tym zadrzewienia
z dominacją Molinia caerulea w runie
W mozaice zbiorowisk w centralnej części
OOR zadrzewienia zajmują najwięcej powierzchni.
W całości OOR stanowi to ok. 6,5% obszaru
(310 ha). Powstały one z zalesień prowadzonych
w ramach rekultywacji zdewastowanych pracami
górniczymi terenów. W rekultywacji używano różnych gatunków drzew i krzewów, ale najczęściej
stosowanymi była Betula pendula i Pinus sylvestris, rzadziej natomiast modrzew (Larix decidua),
grochodrzew (Robinia pseudoacacia), wyjątkowo
rokitnik zwyczajny (Hippophaë rhamnoides)
i oliwnik srebrzysty (Eleagnus commutata) (Ryc. 9).
Zadrzewiania te rzadko przekraczają wiek 20 lat, co
świadczy o ich niedawnym wprowadzeniu na tereny
pogórnicze (Ryc. 8).
Zadrzewienia tworzą różnej wielkości płaty,
bardzo zróżnicowane zarówno pod względem
wieku, jak i składu florystycznego. Interesujące jest
to, że w kilkunastoletnich jak i kilkudziesięcioletnich świetlistych zadrzewieniach, zrąb gatunków
runa stanowią rośliny siedlisk ciepłych i suchych,
a w nich te, które są częste, a nawet charakterystyczne
dla muraw galmanowych (m.in. Thymus pulegioides,
Galium album, Pimpinella saxifraga, Festuca ovina,
Anthyllis vulneraria, Biscutella laevigata, Armeria
maritima, posłonek rozesłany Helianthemum nummularium). Towarzyszą im niejednokrotnie gatunki
typowo leśne charakterystyczne dla borów (Orthilia
secunda, Moneses uniflora, Vaccinium myrtillus).
W części płatów (prawdopodobnie tu, gdzie podczas rekultywacji nawieziono żyzną glebę) częstym
gatunkiem jest Molinia caerulea. Miejsca niepokryte roślinnością zajmują porosty, najczęściej Verrucaria muralis, Vezdaea stipitata, Bacidina phacodes,
Bacidia bagglietoana, Sarcosagium campestre).
• Zadrzewienia z udziałem drzew typowych dla
siedlisk wilgotnych
Na niewielkiej przestrzeni między Bolesławiem
a stawami osadowymi znajdują się wilgotne siedliska, w których rozwinęła się warstwa drzew (ok.
21 ha – 0,4% powierzchni OOR). Budują ją olcha
czarna (Alnus glutinosa), jesion wyniosły (Fraxinus
excelsior), osika (Populus tremula), a także brzoza
i grochodrzew. Tworzą one obecnie kilkumetrowe,
niezbyt zwarte i młode drzewostany. W runie
panują kępiaste trawy, najczęściej śmiałek darniowy
Deschampsia caespitosa, trzcinnik piaskowy Calamagrostis epigejos i Molinia caerulea. Towarzyszą im
tojeść pospolita Lysimachia vulgaris, Eupatorium
cannabinum, rzadziej wiązówka błotna Filipendula ulmaria, kozłek bzowy Valeriana sambucifolia
i nawłoć kanadyjska Solidago canadensis.
pozbawionym galmanu
Na podłożu pozbawionym galmanu rozwinęła
się szeroka gama zbiorowisk roślinnych związanych
z siedliskami o różnej żyzności i wilgotności gleby.
135
Reprezentują one murawy rozwijające się na ubogich piaskach, czyli murawy psammofilne z klasy
Koelerio-Corynephoretea, wrzosowiska i murawy
bliźniczkowe z klasy Nardo-Callunetea związane
z glebami kwaśnymi oraz murawy kserotermiczne
z klasy Festuco-Brometea występujące na glebach
żyznych i bogatych w węglan wapnia. Istotny element szaty roślinnej OOR stanowią zbiorowiska
pastwiskowe i łąkowe z klasy Molinio-Arrhenatheretea. Stwierdzono ich pełne bogactwo od pastwisk
z grzebienicą pospolitą (Cynosurus cristatus) (związek
Cynosurion, rząd Arrhenatheretalia) i łąk rajgrasowych na siedliskach świeżych (związek Arrhenatherion elatioris, rząd Arrhenatheretalia), poprzez łąki
zmiennowilgotne z kosaćcem syberyjskim Iris sibirica (związek Molinion caeruleae, rząd Molinietalia)
i łąki wilgotne z kaczeńcami (Caltha sp.) (związek
Calthion palustris, rząd Molinietalia), po łąki ziołoroślowe z wiązówką błotną (związek Filipendulion
ulmariae, rząd Molinietalia). Na siedliskach bagiennych występują zbiorowiska szuwarowe z klasy
Phragmitetea z trzciną pospolitą (związek Phragmition) i okazałymi turzycami (związek Magnocaricion), zaś w miejscach stale dobrze nawodnionych
rozwijają się torfowiska niskie z klasy Scheuchzerio-Caricetea nigrae. W miejscach dawnych pól
uprawnych rozwinęły się zbiorowiska nieużytków
porolnych. Na dawnych miedzach śródpolnych
i starszych ugorach obecne są zarośla z panująca
śliwą tarniną Prunus spinosa (związek Pruno-Rubion
fruticosae, klasa Rhamno-Prunetea), a w otoczeniu
szlaków komunikacyjnych, wysypisk odpadów
i zabudowań, czyli intensywnie użytkowanych,
pojawiła się roślinność w większości nitrofilna z klas
Artemisietea vulgaris, Bidentetea tripartiti i Galio-Urticenea oraz rzędu Plantaginetalia maioris i klasy
Molinio-Arrhenatheretea.
• Murawy psammofilne
Ubogie piaski, na których rozwijają się murawy
psammofilne znajdują się głównie we wschodniej
i południowej części OOR, na wschód od Bolesławia i Bukowna oraz na zachód od Bukowna.
Urozmaicają one rozległe obszary borów i brzezin,
tworząc zazwyczaj niewielkie wysepki roślinności
nieleśnej, a w niektórych miejscach zajmują spore
powierzchnie wielkości nawet kilkudziesięciu hektarów. Tak jest zwłaszcza na Pustyni Starczynowskiej,
136
gdzie mimo wielu lat starań pracowników Nadleśnictwa Olkusz nie udało się do dzisiaj uzyskać
zwartej pokrywy roślinnej na znacznym obszarze.
Drugie skupienie muraw napiaskowych znajduje
się na wschód od miejscowości Hutki i głównego
szybu kopalni „Pomorzany”. Rozległy obszar piasków z rzadka porośniętych przez roślinność znajduje się również na zachód od Bukowna i rozciąga
się po obu stronach linii kolejowej prowadzącej
do Katowic. Łącznie murawy napiaskowe zajmują
166 ha, czyli 3,4% całego obszaru.
Na terenie OOR stwierdzono występowanie
dwóch typów muraw napiaskowych. Dla muraw
psammofilnych rozwijających się na najuboższych
piaskach typowe jest bardzo słabe zwarcie budujących je roślin. Dominują w nich trawy o wąskich
liściach, wśród których są trzy najczęściej spotykane: szczotlicha siwa Corynephorus canescens,
Festuca ovina i strzęplica sina Koeleria glauca.
Towarzyszą im inne gatunki, z których najczęściej
spotykane w okolicach Bukowna i Bolesławia są:
czerwiec trwały Scleranthus perennis, jasieniec piaskowy Jasione montana, jastrzębiec kosmaczek Hieracium pilosella, koniczyna polna Trifolium arvense,
Thymus serpyllum, połonicznik nagi Herniaria glabra
i szczaw polny Rumex acetosella. Z kolei w miejscach
żyźniejszych wykształciły się bogatsze florystycznie,
bardziej zwarte murawy z udziałem barwnie kwitnących gatunków, jak: goździk kropkowany Dianthus deltoides i Armeria maritima, a nawet gatunków
łąkowych, jak: jastrun właściwy Leucanthemum
vulgare, Lotus corniculatus i Leontodon hispidus oraz
gatunków muraw kserotermicznych i okrajków
termofilnych, m.in. Carex caryophyllea, tymotka
Boehmera Phleum phleoides, Anthyllis vulneraria
i cieciorka pstra Coronilla varia.
Występowaniu muraw psammofilnych sprzyja
kilka czynników. Spotykane są one często na nachylonych stokach, na których następuje osypywanie
się luźnego piasku, co nie służy na ogół rozwojowi roślinności. Ich powstawanie związane jest też
z często powtarzającymi się pożarami, które niszczą
ściółkę i rośliny na suchych piaskach. Stwarza to
okazję do rozpoczęcia procesu sukcesji roślinności, której pierwszym etapem są właśnie murawy
psammofilne. Murawy te występują także na
terenie licznych piaskowni. Kolejnym czynnikiem
utrwalającym murawy jest użytkowanie terenów
piaszczystych przez miłośników pojazdów terenowych. Niszcząc zwartą pokrywę roślinną stwarzają
dogodne warunki do utrzymywania się pionierów
roślinnych typowych dla muraw psammofilnych.
Murawy napiaskowe są rozpowszechnione w Polsce,
jednak ze względu na coraz słabsze użytkowanie
terenów o ubogich glebach i ich zalesianie obserwuje się ich stopniowe zanikanie. Na terenie OOR
murawy te należą do interesujących składników
roślinności i nic im nie zagraża ze względu na rozpowszechnienie piaskowni i miejsc użytkowanych
przez pojazdy terenowe.
• Murawy bliźniczkowe i wrzosowiska
Zbiorowiska, w których dominuje wrzos zwyczajny Calluna vulgaris lub bliźniczka psia trawka
Nardus stricta rozwijają się najczęściej także na
piaszczystych, choć żyźniejszych siedliskach niż
murawy psammofilne. Oprócz dwóch wymienionych gatunków dominujących, często pojawiają się
w nich także: dziurawiec czteroboczny Hypericum
maculatum, Hieracium pilosella, nawłoć pospolita
Solidago virgaurea, prosienicznik szorstki Hypocheris radicata. Wrzosowiska i murawy bliźniczkowe
zajmują znikomą powierzchnię, bo zaledwie 2,2
ha, czyli mniej niż 0,1% całego obszaru. Ich niewielkie płaty są rozrzucone wzdłuż linii kolejowej
z Bukowna do Olkusza. Ze względu na znikome
rozpowszechnienie ten typ muraw nie odgrywa
większej roli w pokrywie roślinnej OOR.
• Murawy kserotermiczne
Na żyznym podłożu bogatym w węglan wapnia,
gdzie powstają gleby typu rędzin, na nasłonecznionych i wystawionych na południe zboczach,
a także w wyrobiskach wapienia wykształciły się
zbiorowiska roślinne przypominające murawy kserotermiczne, czyli ciepłolubne zbiorowiska o charakterze stepowym. Panują w nich gatunki traw,
którym towarzyszy bogaty zestaw roślin o barwnych
i okazałych kwiatach lub kwiatostanach. Trawiasty
charakter nadaje murawom głównie kłosownica
pierzasta Brachypodium pinnatum. Towarzyszą jej
barwnie kwitnące gatunki, m.in. bodziszek czerwony Geranium sanguineum, pajęcznica gałęzista
Anthericum ramosum, wilczomlecz sosnka Euphorbia
cyparissias, wiązówka bulwkowa Filipendula vulgaris,
Helianthemum nummularium, chaber driakiewnik
Centaurea scabiosa, głowienka wielkokwiatowa Prunella grandiflora, Dianthus carthusianorum, krwiściąg
mniejszy Sanguisorba minor, Carex caryophyllea,
żebrzyca roczna Seseli annuum, leniec pospolity Thesium linophyllon. Na obrzeżach zadrzewień, w pobliżu
łąk lub zarośli, bardziej obficie występuje gorysz
pagórkowy Peucedanum oreoselinum. Murawy kserotermiczne zajmują powierzchnię około 40 hektarów.
Ich największy płat wielkości ponad 8 hektarów znajduje się w Ujkowie Starym, a drugi nieco mniejszy,
na południe od Podlipia, na opadających łagodnie
ku południowi stokach wzgórza o nazwie Sołtysie.
Murawy kserotermiczne należą do jednych z najrzadszych i bardziej zagrożonych typów roślinności
w Polsce i z tego względu wszędzie, gdzie występują,
zasługują na szczególną ochronę.
• Łąki świeże i pastwiska
Na żyznych glebach umiarkowanie wilgotnych
rozwijają się zbiorowiska łąk świeżych zaliczane do
związku Arrhenatherion elatioris, z których jedynie
niewielka część użytkowana jest jako łąki wielokrotnie koszone każdego roku (Ryc. 10). Większość tych łąk jest użytkowana i koszona tylko
raz w roku albo w ogóle zaniechano ich koszenia.
W składzie florystycznym tych łąk odnotowano
szereg gatunków łąk świeżych, takich jak: rajgras
wyniosły Arrhenatherum elatius, dzwonek rozpierzchły Campanula patula, Crepis biennis, świerzbnica
polna Knautia arvensis, pasternak zwyczajny Pastinaca sativa, Rumex thyrsiflorus, kozibród łąkowy
Tragopogon pratensis. Często występują także Leontodon hispidus, Lotus corniculatus, Vicia cracca, Leucanthemum vulgare, koniczyna pagórkowa Trifolium
montanum, Plantago lanceolata, Molinia caerulea.
W miejscach suchszych spotkać można gatunek
typowy dla muraw kserotermicznych – Brachypodium pinnatum. Jesienią na niektórych łąkach
kwitnie zimowit jesienny Colchicum autumnale.
Łąki świeże rozwijają się na powierzchni 355 hektarów i stanowią nieco ponad 7% całego obszaru.
Najwięcej jest ich w północno-zachodniej, rolniczej
części, w okolicach Podlipia, Małobądza, Krzykawy
i Kolonii, gdzie zajmują aż 25% terenu.
• Łąki zmiennowilgotne
Łąki te występują na siedliskach wilgotnych
zwłaszcza w okresie wiosennym. Są to łąki bardzo
137
bogate w gatunki. Ze względu na ograniczenie
w ostatnich latach użytkowania kośnego należą
one do najrzadszych i zagrożonych zanikiem typów
roślinności w naszym kraju. Ich kompozycję florystyczną tworzą między innymi: olszewnik kminkolistny Selinum carvifolia, Sanguisorba officinalis,
mieczyk dachówkowaty Gladiolus imbricatus, Iris
sibirica, czarcikęs łąkowy Succisa pratensis, sierpik
barwierski Serratula tinctoria, koniopłoch łąkowy
Silaum silaus, przytulia północna Galium boreale,
turzyca filcowata Carex tomentosa, bukwica zwyczajna Betonica officinalis, przywrotnik prawie nagi
Alchemilla glabra, Molinia caerulea. W miejscach
wilgotniejszych występują jeszcze turzyca Davalla
Carex davalliana, turzyca prosowata Carex panicea,
turzyca pospolita Carex nigra. Na omawianych
łąkach spotyka się też chronione storczyki: kukułkę
krwistą Dactylorhiza incarnata i kukułkę szerokolistną D. majalis.
Łąki zmiennowilgotne występują w zagłębieniach terenu i w dolinach rzecznych i zajmują
w OOR niewielką powierzchnię około 11 hektarów. Są obecne na północny-zachód od miejscowości Hutki, a sporych rozmiarów płat znajduje się
w samym Bolesławiu.
• Łąki wilgotne
W okolicach Bolesławia i Bukowna napotkać
można kilka typów łąk wilgotnych. Reprezentują
one zespoły należące do związku Calthion palustris: Angelico-Cirsietum oleracei, Cirsietum rivularis, Scirpetum silvatici. Największe powierzchnie
zajmują fitocenozy z ostrożniem łąkowym Cirsium
rivulare (Ryc. 11). W fitocenozach łąk wilgotnych
najczęściej można spotkać następujące gatunki:
ostrożeń błotny Cirsium palustre, skrzyp błotny
Equisetum palustre, Valeriana officinalis, knieć
błotna Caltha palustris, Galium uliginosum, a także
gatunki typowe dla szuwarów: przytulia błotna
Galium palustre, skrzyp bagienny Equisetum fluviatilis. Miejscami pojawia się w nich rdest wężownik
Polygonum bistorta. W niektórych płatach obficie
występuje Deschampsia caespitosa.
Łąki wilgotne zajmują powierzchnię nieco
ponad 100 hektarów (ok. 2% całego obszaru),
a rozległy kompleks tych łąk znajduje się w dolinie
potoku płynącego między Bolesławiem a Podlipiem. Ich mniejsze fragmenty są rozrzucone wzdłuż
138
Sztolni Ponikowskiej i Kanału Dąbrówka w okolicach Kolonii i Lasek.
• Łąki ziołoroślowe
W wyniku zaprzestania koszenia łąk zmiennowilgotnych w niektórych miejscach spotyka się
uboższe florystycznie zbiorowiska z panującą Filipendula ulmaria, a miejscami także Lysimachia
vulgaris i Valeriana officinalis. W wyniku zachodzących procesów sukcesji masowo rozprzestrzeniają
się w nich takie gatunki, jak: Aegopodium podagraria, turzyca błotna Carex acutiformis, świerząbek
korzenny Chaerophyllum aromaticum, stokłosa
bezostna Bromus inermis, Calamagrostis epigejos,
czy Solidago canadensis. Łąki ziołoroślowe zajmują
powierzchnię zaledwie 5 hektarów i występują
głównie w okolicach Lasek, Kolonii i Hutek, w północnej części badanego obszaru.
• Torfowiska niskie
Szczególnie cenne są zbiorowiska torfowiskowe z klasy Scheuchzerio-Caricetea nigrae.
Występują w nich rośliny typowe dla torfowisk niskich, np.: Carex nigra, siedmiopalecznik
błotny Comarum palustre, wełnianka wąskolistna
Eriophorum angustifolium, kozłek całolistny Valeriana simplicifolia, w tym także gatunki związane
z torfowiskami kalcyfilnymi związku Caricion
davallianae: Carex davalliana, Epipactis palustris,
wełnianka szerokolistna Eriophorum latifolium,
dziewięciornik błotny Parnassia palustris. Ważną
rolę w ich budowie odgrywają rośliny łąk wilgotnych: Caltha palustris, Cirsium oleraceum,
C. palustris, ostrożeń łąkowy C. rivulare, Dactylorhiza incarnata, D. majalis, Filipendula ulmaria,
komonica błotna Lotus uliginosus, Lysimachia vulgaris, Molinia caerulea, Sanguisorba officinalis. Torfowiska niskie wykształcają się na terenach stale
zasobnych w wodę, co ogranicza rozkład materii
organicznej i sprzyja jej gromadzeniu się w postaci
torfu. Zajmują one w OOR łącznie 5,5 ha (0,1%
powierzchni) i występują najczęściej w sąsiedztwie
łąk wilgotnych z rzędu Molinietalia. Kilka płatów
torfowisk, z których największy ma wielkość
1,4 hektara, stwierdzono w dolinie niewielkiego
potoku na północ od Krzykawy. Drugie torfowisko o wielkości ponad jednego hektara usytuowane jest w Krążku.
• Szuwary
Szuwary w terenie badań mają znaczenie marginalne. Pojawiają się głównie w dolinach cieków,
zagłębieniach terenu lub w pobliżu zbiorników
wodnych zarówno naturalnych, jak i sztucznych (Ryc. 12). Nie zajmują dużych powierzchni
– łącznie 24,5 ha (0,5% powierzchni OOR).
Największe kompleksy szuwarów znajdują się
w otoczeniu Sztolni Ponikowskiej w pobliżu miejscowości Kolonia na północ od Bolesławia oraz
w zachodniej części Bukowna o nazwie Cyzowizna.
Najczęściej występuje szuwar z Phragmites australis,
zdecydowanie rzadziej szuwar pałki wąskolistnej
Typha angustifolia oraz szuwary turzycowe z turzycą
zaostrzoną Carex gracilis i C. acutiformis. W ich
składzie gatunkowym, obok dominantów, pojawiają
się inne rośliny typowe dla łąk wilgotnych, takie
jak: dzięgiel leśny Angelica sylvestris, Deschampsia
caespitosa, Filipendula ulmaria, Lysimachia vulgaris,
krwawnica pospolita Lythrum salicaria i sitowie leśne
Scirpus sylvaticus.
• Nieużytki porolne
Istotną rolę w rozwoju roślinności OOR odegrało rolnictwo. Krajobraz rolniczy dominuje na
zachód od Bukowna i Bolesławia. Rozległe, jeszcze
niedawno uprawiane pola ciągną się nieprzerwanym pasem od Skotnicy na południu po Małobądz, Krzykałę i Krzykawkę na północy. O procesie
zanikania rolnictwa świadczy zdecydowanie większa
powierzchnia ugorów niż pól nadal uprawianych.
Ugory zajmują obecnie 410 hektarów natomiast
pola uprawne tylko 180 hektarów.
Skład florystyczny fitocenoz tworzących się
po zaprzestaniu użytkowania pól zależy w dużej
mierze od czasu, jaki upłynął od zaniechania
uprawy (Ryc. 13). Na stosunkowo młodych ugorach ważną rolę odgrywają chwasty segetalne
klasy Stellarietea mediae, np.: mak polny Papaver
rhoeas, chaber bławatek Centaurea cyanus, kąkol
polny Agrostemma githago, niezapominajka polna
Myosotis arvensis, maruna bezwonna Matricaria
maritima subsp. inodora, przetacznik perski Veronica persica, miotła zbożowa Apera spica-venti, rdest
plamisty Polygonum persicaria, Melandrium album,
Conyza canadensis, żółtlica owłosiona Galinsoga
ciliata będące pozostałością dawnych upraw zbóż
i roślin okopowych, przy czym występowanie
konkretnych gatunków zależy od tego, co było
uprawiane w ostatnim roku.
Na starszych odłogach wykształcają się zbiorowiska reprezentujące klasę Agropyretea intermedio-repentis. Tworzą je głównie rośliny kłączowe
i rozłogowe, często zdominowane przez perz pospolity Elymus repens, Bromus inermis, Carex hirta albo
Calamagrostis epigejos. Gatunki te szybko rozprzestrzeniają się, tworząc często wielkopowierzchniowe płaty, obejmujące sąsiadujące ze sobą pola.
Na starszych ugorach obecne są także gatunki
ruderalne (np. bylica pospolita Artemisia vulgaris,
Cirsium arvense, Eupatorium cannabinum) i łąkowe
(Arrhenatherum elatius, kostrzewa łąkowa Festuca
pratensis, szczaw zwyczajny Rumex acetosa, Avenula
pubescens, Leontodon hispidus, kupkówka pospolita Dactylis glomerata, tymotka łąkowa Phleum
pratense, Crepis biennis, Pastinaca sativa). W miejscach suchszych występują mietlica pospolita Agrostis capillaris, Armeria maritima, a niekiedy nawet
gatunki muraw kserotermicznych: wyżlina bezbronna Ononis arvensis, Centaurea scabiosa. Niektóre płaty zdominowała jeżyna popielica Rubus
caesius, do innych wnika orlica pospolita Pteridium
aquilinum. Najstarsze odłogi opanowała Solidago
canadensis, tworząc często prawie jednogatunkowe,
wielkopowierzchniowe agregacje.
• Zbiorowiska ruderalne
Roślinność ruderalna nie odgrywa istotnej
roli na terenie OOR. Jej płaty spotyka się głównie
na terenach przemysłowych oraz w pobliżu zabudowań, płotów, wzdłuż dróg, na trawnikach,
terenach kolejowych, gdzie nie zajmują dużych
powierzchni. Spory płat rozwinął się na świeżo
nawiezionej ziemi na szczycie stawów osadowych.
Na miejscach suchych i niezbyt żyznych, rozwijają się zbiorowiska związku Onopordion acanthii: Echio-Melilotetum, Artemisio-Tanacetetum,
Dauco-Picridetum, a w miejscach odsłoniętych, ze
świeżo przekopaną, często gliniastą glebą tworzą
się fitocenozy Poo-Tussilaginetum. Na siedliskach piaszczystych pojawiają się płaty z pyleńcem
pospolitym Berteroa incana. Do rzadkości należą
zbiorowiska nitrofilne, w skład których wchodzą:
pokrzywa zwyczajna Urtica dioica, Aegopodium
podagraria, łopian pajęczynowaty Arctium tomentosum i Chaerophyllum aromaticum. W miejscach
139
wydeptywanych (przydroża, trawniki) występują
płaty z życicą trwałą Lolium perenne i babką zwyczajną Plantago maior. Niewielkie powierzchnie zajmują płaty z mannicą odstającą Puccinellia distans,
Lolium perenne, łobodą oszczepowatą Atriplex
prostrata, łobodą rozłożystą A. patula, koniczyną
rozłogową Trifolium repens, sałatą kompasową Lactuca serriola, uczepem amerykańskim Bidens frondosa. Roślinność ruderalna rozwija się na około 80
ha (1,6% powierzchni). Jej płaty można znaleźć
na całym obszarze, choć największe z nich znajdują się w centralnej części terenu badań, między
Bukownem a Bolesławiem, gdzie prowadzone są
sprzyjające jej prace rekultywacyjne.
• Zarośla śródpolne
W krajobrazie rolniczym, szczególnie na starych miedzach rozdzielających pola uprawne rozwijają się zarośla śródpolne z klasy Rhamno-Prunetea.
Najbardziej rozpowszechnione są zarośla z udziałem
tarniny Prunus spinosa i głogu jednoszyjkowego
Crataegus monogyna. Czasem w ich składzie pojawiają się także szakłak pospolity Rhamnus cathartica, róża polna Rosa canina, dziki bez czarny
Sambucus nigra i dereń świdwa Cornus sanguinea.
Na wystawionych na południe stokach wzniesień
tworzą się zarośla o bardziej termofilnym charakterze z szakłakiem pospolitym i dereniem świdwą,
miejscami z udziałem ligustru pospolitego Ligustrum vulgare. Spotykane są też zarośla z udziałem
leszczyny pospolitej Corylus avellana i trzmieliny
brodawkowatej Euonymus verrucosa. Warstwa
zielna we wszystkich typach zarośli jest słabo rozwinięta ze względu na silne zwarcie krzewów i zacienienie runa. Najczęściej występują w niej gatunki
przenikające z sąsiadujących z zaroślami fitocenoz:
rośliny muraw kserotermicznych, łąk i gatunki
synantropijne. Sporadycznie na miedzach występują zarośla kolcowoju szkarłatnego Lycium barbarum, dzikiego bzu hebdu Sambucus ebulus oraz
nasadzenia rokitnika pospolitego Hippophaë rhamnoides. Przy drogach lub bliżej zabudowań rozwijają się zarośla nitrofilne z udziałem dzikiego bzu
czarnego Sambucus nigra. W ich runie pojawiają
się gatunki azotolubne: Aegopodium podagraria,
Chaerophyllum aromaticum, Urtica dioica. Zarośla
śródpolne zajmują łącznie tylko 19 hektarów, lecz
z racji porzucania pól tworzą gdzieniegdzie sporych
140
rozmiarów skupienia krzewów i niskich drzew.
Tak jest między innymi na opuszczonych polach
dawnej Starej Wsi.
Lasy są dominującym elementem szaty
roślinnej we wschodniej oraz w południowej części
Olkuskiego Okręgu Rudnego. Panującym zbiorowiskiem związanym z ubogimi piaszczystymi glebami, jest bór sosnowy świeży. Trzy dalsze typy
borów sosnowych: wilgotny, bagienny i mieszany
porastające podobne gleby, zajmują znacznie
mniejsze powierzchnie. Lasów rozwijających się
na glebach żyznych – grądów, łęgów i olsów – jest
zdecydowanie mniej. Nie znaczy to, że w okolicach Bolesławia i Bukowna brakuje żyznych siedlisk, na których takie lasy się rozwijają. Kształt
dzisiejszej szacie leśnej w dużym stopniu nadało
rolnictwo, które zajęło te żyzne siedliska zamieniając grądy na pola uprawne, a wilgotne łęgi
i olsy na kośne łąki.
• Bór sosnowy świeży
Na ubogich piaszczystych glebach o umiarkowanej wilgotności rozwija się bór sosnowy świeży.
Drzewostan tego boru tworzy niemal wyłącznie
sosna, której miejscami towarzyszy Betula pendula. Pod drzewostanem rozwija się bardzo uboga
w gatunki warstwa runa. Składa się ona zazwyczaj
z dwóch traw: Deschampsia flexuosa, Festuca ovina,
trzech krzewinek: Vaccinium myrtillus, borówki
brusznicy V. vitis-idaea, wrzosu pospolitego Calluna vulgaris oraz kilku innych gatunków, w tym
dwóch gruszyczek: jednostronnej Orthilia secunda
i zielonawej Pyrola chlorantha oraz pomocnika baldaszkowatego Chimaphila umbellata i pszeńca zwyczajnego Melampyrum pratense (Ryc. 14). Wielką
rzadkością spotykaną w borach sosnowych na kilku
stanowiskach jest widłak spłaszczony Lycopodium
complanatum.
Bór sosnowy świeży zajmuje powierzchnię
730 ha (15,2% całego obszaru). Rozwija się przede
wszystkim na ubogich piaskach Pustyni Starczynowskiej i w przylegających do niej od północy
terenach, a także na wschód od miejscowości Hutki.
Drzewostan boru sosnowego jest najczęściej młody
i rzadko przekracza wiek 40 lat (Ryc. 8). Największe
fragmenty najstarszych sośnin zachowały się w części
południowej, na północ od Pustyni Starczynowskiej
i po obu stronach doliny rzeki Sztoły oraz w części
wschodniej między miejscowością Hutki a Pomorzanami – dzielnicą Olkusza. Pojedyncze drzewa
przekroczyły w nich wiek 100 lat, lecz większość
nie ma więcej niż 60 lat. Niski wiek sosny związany
jest po części z gospodarką leśną, lecz czynnikiem
równie ważnym są częste pożary lasu, które niszczą
drzewostany, nie pozwalając na osiągnięcie wyższego wieku.
• Bór sosnowy wilgotny
Na wilgotniejszych lecz ubogich glebach
piaszczystych usytuowane są płaty boru wilgotnego. Jest to także bór, w którym panującym
drzewem jest sosna, a towarzyszy jej brzoza brodawkowata i miejscami brzoza omszona Betula
pubescens. W warstwie podszycia gatunkiem często
spotykanym jest kruszyna pospolita Frangula
alnus. W warstwie runa gatunkiem obficie występującym jest Molinia caerulea. Z traw towarzyszy
jej Deschampsia flexuosa, a do rzadkości należy
powszechna w borze świeżym Festuca ovina. Rosną
obie borówki: Vaccinium myrtillus i V. vitis-idaea,
a w paru miejscach natrafiono na trzeci gatunek
borówki – borówkę bagienną V. uliginosum. Częste
są Calluna vulgaris i Orthilia secunda. Ze względu
na wyższą wilgotność gleby są tu nieco żyźniejsze
niż w borze świeżym, stąd pojawiają się w borze
wilgotnym takie gatunki, jak Lysimachia vulgaris,
skrzyp leśny Equisetum sylvaticum, konwalijka
dwulistna Maianthemum bifolium.
Największe płaty boru wilgotnego znajdują się
na północ od miejscowości Hutki. Zajmuje on tam
niewielkie zagłębienia terenu rozsiane pośród boru
świeżego. Powierzchnia jaką zajmuje ten typ lasu
wynosi tylko 38 ha (poniżej 1% terenu badań),
a zatem jest 20–krotnie mniejsza niż powierzchnia
zajmowana przez bór świeży.
• Bór sosnowy bagienny
Bór bagienny napotkano tylko w jednym
miejscu, na północny-zachód od przysiółka
Karna. Zajmuje tam niewielkie zagłębienie terenu
o powierzchni niespełna 30 arów. Pod sosnowym
drzewostanem rozwinął się kobierzec torfowców, na
tle którego wyróżniają się kępy dwóch krzewinek
charakterystycznych dla tego boru: Vaccinium
uliginosum i bagna zwyczajnego Ledum palustre
oraz charakterystycznej dla torfowisk wysokich
wełnianki pochwowatej Eriophorum vaginatum.
Występuje tu jeszcze kilka gatunków typowych dla
siedlisk bagiennych: Galium palustre, gorysz błotny
Peucedanum palustre i Carex nigra.
• Bór mieszany
W niektórych fragmentach lasu, w których
w warstwie drzew panuje sosna, obok roślin rozpowszechnionych w borach sosnowych pojawiają
się także gatunki typowe dla lasów rozwijających
się na siedliskach żyźniejszych. Rosną tam, gdzie
gleby mają żyzność pośrednią między ubogimi glebami borów sosnowych a żyznymi glebami lasów
liściastych. Miejscami trudno jednak odróżnić te
płaty, które z natury powstały w takich pośrednich
warunkach od tych, w których do zubożenia pierwotnie żyznych gleb doszło na skutek usunięcia
wiele lat temu drzew liściastych i sosny.
W drzewostanach boru mieszanego dominuje sosna, a w niewielkiej domieszce pojawia się
dąb szypułkowy Quercus robur. W porównaniu
z borami sosnowymi bogatszy jest podszyt leśny,
w którym notowano Frangula alnus, jarząb pospolity Sorbus aucuparia oraz pochodzącą z Ameryki
Północnej czeremchę amerykańską Padus serotina.
W runie leśnym częste były borówki: Vaccinium
myrtillus i V. vitis-idaea, a także inne borowe
rośliny: Trientalis europaea, Chimaphila umbellata,
Orthilia secunda. O większej żyzności siedliska
świadczy obecność takich gatunków, jak: Maianthemum bifolium, kosmatka owłosiona Luzula
pilosa, sałatnik leśny Mycelis muralis, szczawik
zajęczy Oxalis acetosella, paproć wietlica samicza
Athyrium filix femina, a zwłaszcza roślin typowych
dla lasów liściastych: kokoryczki okółkowej Polygonatum verticillatum, perłówki zwisłej Melica
nutans, turzycy orzęsionej Carex pilosa, zawilca
gajowego Anemone nemorosa.
Do borów mieszanych zaliczono łącznie 27 ha
lasów. Znajdują się one na północy i na południu
obszaru badań: na północ od drogi szybkiego
ruchu, między Kolonią a Hutkami oraz w dolinie
rzeki Sztoły. W pierwszej z wymienionych lokalizacji znajdują się one między borami sosnowymi a łąkami wilgotnymi, zaś w drugiej między
borami sosnowymi a nadrzecznymi łęgami. W obu
141
przypadkach zajmują miejsca pośrednie między
ubogimi siedliskami borów sosnowych a żyznymi
siedliskami łęgów lub łąk wilgotnych, przy czym
te drugie zajęły siedliska lasów łęgowych po ich
wycięciu.
• Las grądowy i leśne zbiorowiska zastępcze
na siedlisku grądu
Lasy liściaste związane z żyznymi i umiarkowanie wilgotnymi siedliskami w przeszłości pokrywały większość terenów wokół Bolesławia. Zostały
one wykarczowane wiele wieków temu, a ich miejsce
zajęły pola uprawne. Dzisiaj po grądach pozostały
niewielkie fragmenty, które zajmują tylko kilkanaście hektarów. Znajdują się one w północnej części
obszaru na zachód od Hutek oraz między Kolonią
i Laskami a Krzykawką. Więcej, bo ponad 100 ha,
jest takich lasów, które powstały po posadzeniu
sosny na siedlisku grądu. Największy, kilkudziesięciohektarowy fragment takiego „grądopodobnego” lasu znajduje się w granicach Olkusza, wokół
kamieniołomu, w którym wydobywano niegdyś
dolomit. Spore zadrzewienie, które coraz bardziej
przypomina las grądowy, powstało też w Bukownie
– Tłukience.
W najlepiej zachowanych grądach warstwę
drzew tworzy przede wszystkim grab Carpinus
betulus, Quercus robur i lipa drobnolistna Tilia
cordata. Towarzyszą im w postaci niewielkiej
domieszki buk zwyczajny Fagus sylvatica, Betula
pendula, Populus tremula, a gdzieniegdzie również dosadzana Pinus sylvestris. W poszyciu tych
lasów rosną: czeremcha zwyczajna Padus avium,
Corylus avellana, Sorbus aucuparia, Frangula alnus.
W bogatej w gatunki warstwie runa występują
między innymi: lilia złotogłów Lilium martagon,
konwalia majowa Convallaria majalis, Anemone
nemorosa, fiołek leśny Viola reichenbachiana, przylaszczka pospolita Hepatica nobilis, czworolist
pospolity Paris quadrifolia.
W zbiorowiskach zastępczych na siedlisku lasu
grądowego panuje zazwyczaj Pinus sylvestris, która
została tutaj posadzona. Razem z nią rośnie zazwyczaj wiele innych gatunków, które również zostały
nasadzone, jak na przykład Robinia pseudoacacia
czy dęby – rodzimy dąb szypułkowy Quercus robur
i pochodzący z Ameryki Północnej dąb czerwony
Quercus rubra oraz drzewa, które zapewne same
142
wkroczyły do sośnin: Betula pendula, Populus tremula, Fagus sylvativa, Tilia cordata, Alnus glutinosa,
Fraxinus excelsior, klon zwyczajny Acer platanoides
i klon jawor Acer pseudoplatanus, wiąz górski Ulmus
glabra. Lasy te posiadają zazwyczaj dobrze rozwiniętą warstwę podszytu, w której występują młode
okazy drzew oraz krzewy: bez czarny Sambucus nigra,
trzmielina zwyczajna Euonymus europaea, kalina
koralowa Viburnum opulus, Padus avium i P. serotina, Rhamnus catharticus. W runie lasów zastępczych występuje kilka gatunków, które pozwalają
zidentyfikować siedlisko grądowe: Melica nutans,
kokoryczka wonna Polygonatum odoratum, Convallaria majalis, narecznica samcza Dryopteris filix-mas.
Obok tych roślin typowych dla grądów występuje
duża liczba gatunków, które na krótko osiedlają się
w lasach poddanych presji gospodarczej, albo tam,
gdzie las dopiero formuje się w procesie sukcesji.
Wykorzystują pustą przestrzeń, której nie zdołały
jeszcze zająć rośliny typowe dla lasów. Jest wśród
nich grupa gatunków nitrofilnych, korzystających
z bogatych zasobów pokarmowych gleby. Należą
do nich Urtica dioica, Eupatorium cannabinum,
Chaerophyllum aromaticum i glistnik jaskółcze
ziele Chelidonium majus. Są też pospolite gatunki
łąkowe: Ranunculus acris, Veronica chamaedrys,
Agrostis capillaris, Achillea millefolium, Dactylis glomerata, Arrhenatherum elatius. Jest wreszcie liczna
grupa gatunków związana z siedliskami nietrwałymi
często poddawanymi różnym zaburzeniom. Należą
do niej rośliny jednoroczne: Cardaminopsis arenosa,
poziewnik dwudzielny Galeopsis bifida oraz pionierskie, jak podbiał pospolity Tussilago farfara i Equisetum arvense.
• Lasy łęgowe i leśne zbiorowiska zastępcze
na siedlisku łęgów
Żyzne i wilgotne siedliska w dolinach rzek
i strumieni sprzyjają rozwojowi lasów łęgowych,
które w krajobrazie rolniczym zamieniane były na
wilgotne łąki służące jako jedno z ważniejszych
źródeł paszy dla hodowanych zwierząt. W okolicach Bolesławia i Bukowna niewiele jest miejsc,
gdzie lasy łęgowe mogłyby się rozwinąć. Największa
z rzek tego obszaru – Sztoła – płynie głęboko wciętą
w piaszczyste podłoże i wąską doliną, w której niewiele jest miejsca dla lasów łęgowych. Największe
ich powierzchnie, łącznie ponad 20 ha, znajdują się
natomiast na północy, gdzie wzdłuż Sztolni Ponikowskiej na kilkusetmetrowym odcinku między
Hutkami a Laskami zachował się łęg olszowy
z dorodnym drzewostanem złożonym z Alnus glutinosa i Fraxinus excelsior oraz podszytem zbudowanym głównie z Padus avium. W runie tego lasu
rośnie cała grupa gatunków typowych dla łęgów:
tworząca wielkie kępy turzyca prosowa Carex paniculata i występująca łanowo turzyca zaostrzona
C. gracilis, obecna jest także Phragmites australis,
Caltha palustris, Cirsium palustre, C. rivulare, Eupatorium cannabinum, Filipendula ulmaria, Galium
palustre, kozłek całolistny Valeriana simplicifolia,
kuklik zwisły Geum rivale i Peucedanum palustre.
• Ols i łozowisko
Bagienny las olszowy zajmuje niespełna 1 ha
powierzchni. Jego płaty rozwijają się w kilku niewielkich zagłębieniach terenu położonych na
północ od doliny Sztolni Ponikowskiej na zachód
od przysiółka Górka. Drzewostan olsu zbudowany
jest z Alnus glutinosa i brzozy omszonej Betula pubescens. W podszyciu tego lasu rosną wierzby: uszata
Salix aurita i szara Salix cinerea oraz Frangula alnus.
W runie spotykane są rośliny typowe dla olsów:
siedmiopalecznik błotny Comarum palustre, bobrek
trójlistkowy Menyanthes trifoliata, tojeść bukietowa
Lysimachia thyrsiflora i psianka słodkogórz Solanum
dulcamara a także Phragmites australis, Peucedanum
palustre i pałka szerokolistna Typha latifolia.
Łozowisko występuje w jedynym zagłębieniu
o wielkości kilkudziesięciu arów na północ od
doliny Sztolni Ponikowskiej w pobliżu przysiółka
Cegielnia. Jest to zbiorowisko zaroślowe, w którym
nie ma warstwy drzew, a bujnie rozrośnięta jest warstwa krzewów złożona z wierzby pięciopręcikowej
Salix pentandra, S. aurita i S. cinerea. Runo jest
podobne do spotykanego w olsie.
• Zadrzewienia na ugorach
Spora część porzuconych w przeszłości pól
uprawnych jest już porośnięta przez kilku- bądź kilkunastoletnie drzewa. Z czasem na ugorach, szczególnie w pobliżu lasów lub zagajników, pojawia się
już nalot lekkonasiennych drzew, głównie Betula
pendula, Populus tremula, wierzby iwy Salix caprea
i Pinus sylvestris. Na niektórych ugorach posadzone zostały sosny i modrzewie. Łącznie takie
zadrzewienia zajmują obecnie prawie 60 ha, a ich
powierzchnia powiększa się z roku na rok. Pod
drzewami występują te same gatunki, co na młodych ugorach, choć wraz z upływem czasu i zwieraniem się pułapu drzew pojawiają się także pierwsze
zwiastuny runa leśnego. Zanotowano w takich
warunkach występowanie Vaccinium myrtillus, Pteridium aquilinum oraz dwóch gruszyczek: Pirola
minor i Orthilia secunda.
• Zadrzewienia na siedliskach ruderalnych
Na części siedlisk ruderalnych, mimo że podlegają intensywnym przemianom zdążyły wyrosnąć
drzewa. Spontanicznie rozwija się w takich warunkach głównie Betula pendula. Siedliska ruderalne
podlegają też rekultywacji i są na nich sadzone
liczne gatunki drzew: Betula pendula, Pinus sylvestris, Quercus robur, Larix decidua, Alnus glutinosa, Robinia pseudoacacia, klon jesionolistny Acer
negundo. Roślinność runa w tych zadrzewieniach
jest taka sama jak w zbiorowiskach ruderalnych
pozbawionych warstwy drzew.
Waloryzacja przyrodnicza Olkuskiego
Okręgu Rudnego
Przeprowadzone badania botaniczne połączone z wykonaniem mapy roślinności pozwoliły na przeprowadzenie waloryzacji przyrodniczej
OOR i wyróżnienie najbardziej cennych obszarów
(Ryc. 15).
Walor najwyższy uzyskała roślinność muraw
rozwijająca się na siedliskach galmanowych. Jest
ona bowiem unikatowa w skali Polski i Europy.
W jej składzie gatunkowym obecne są liczne bardzo
rzadkie taksony. Ten sam, najwyższy walor przyznano także roślinności muraw ciepłolubnych związanych z nielicznymi dolomitowymi wzniesieniami
oraz zbiorowiskom roślinnym rozwijającym się na
wilgotnych, mokrych i bagiennych siedliskach. Do
tych ostatnich należą: łąki ziołoroślowe, wilgotne
i zmiennowilgotne, torfowiska i szuwary oraz płaty
boru bagiennego, łęgu, olsu i łozowiska. Wszystkie
one należą do najrzadszych w szacie roślinnej Polski.
Mają w swym składzie liczne gatunki, uznane za
zagrożone w kraju. Obszary sklasyfikowane jako
najcenniejsze zajmują 9% terenu OOR. Murawy
znajdują się głównie w centralnej części, między
143
Bukownem a Bolesławiem, gdzie w przeszłości
doszło do największych przekształceń krajobrazu
w wyniku działalności górniczej. Płaty zbiorowisk
roślinnych siedlisk wilgotnych, mokrych i bagiennych występują z kolei na północ i na zachód od
Bolesławia, związane są z doliną Sztolni Ponikowskiej oraz obniżeniami wśród pól. Na południu siedlisk wilgotnych jest zdecydowanie mniej.
Występują one wzdłuż Sztoły i w dolinie potoku
Sztolnia.
Za reprezentujące przeciętne walory uznano
bór świeży, bór wilgotny i bór mieszany, z drzewostanami w wieku co najmniej 40 lat. Ponadto do
tego waloru zaliczono grąd, murawy psammofilne,
wrzosowiska, pastwiska i łąki świeże, jako te zbiorowiska, które podtrzymują bogactwo lokalnej flory.
Przeciętny walor przypisano także płatom
roślinności na podłożu galmanowym, w których
posadzono drzewostan, eliminując w ten sposób
część rzadkich gatunków. Roślinność o przeciętnych walorach pokrywa najwięcej, bo 41% terenów
OOR. Jest ona rozproszona po całym obszarze,
jednak najwięcej jest jej na wschód od Bolesławia
i Bukowna.
Najniższy walor nadano zbiorowiskom borowym z drzewostanem młodszym niż 40 lat, polom
uprawnym, roślinności nieużytków porolnych
i roślinności ruderalnej, jako tej która nie zawiera
cennych elementów flory. Zajmują one 24% terenów, głównie na peryferiach OOR, w północno-wschodniej i południowo-wschodniej części.
Największe powierzchnie pokrywa tu roślinność
borowa z młodymi drzewostanami sosnowymi
i brzozowymi. W zachodniej części natomiast są to
przede wszystkim pola uprawne i ugory.
Poza tą klasyfikacją znalazły się piaskownie,
tereny zabudowane i przemysłowe oraz tereny czasowo pozbawione roślinności z uwagi na sposób
ich zagospodarowania. Łącznie zajmują one 25%
terenu OOR.
Wnioski
Z badań przeprowadzonych w Olkuskim
Okręgu Rudnym wynikają poniżej przedstawione
wnioski.
Roślinność Olkuskiego Okręgu Rudnego jest
różnorodna. Składają się na nią zarówno cenne
144
pod względem przyrodniczym zbiorowiska, w tym
murawy galmanowe nie spotykane w Polsce poza
tym obszarem, jak i znacznie częstsze zbiorowiska
o niskich walorach przyrodniczych. Pierwsze z nich
są przynajmniej w części pochodzenia naturalnego,
drugie natomiast są związane głównie z różnymi
formami działalności człowieka.
Na niedużym obszarze OOR prowadzone
było lub nadal jest wydobywanie i przetwarzanie
rud cynkowo-ołowiowych, wydobywanie piasku
oraz surowców skalnych, a także gospodarka leśna
i uprawa roli. Trwające od setek lat prace górnicze zdewastowały istniejącą niegdyś roślinność.
Jednocześnie jednak wydobywanie rud spowodowało znaczne poszerzenie obszaru metalonośnych
– galmanowych siedlisk istniejących w OOR
z natury. Na odpadach pogórniczych z resztkami
rud wykształciły się już spontanicznie, bez żadnej
ingerencji człowieka zbiorowiska unikakatowych
muraw galmanowych.
Prace górnicze spowodowały również odwodnienie samego obszaru OOR, a także i terenów
daleko poza nim. Pociągnęło to za sobą zanikanie
siedlisk mokrych i wilgotnych o dużym walorze
przyrodniczym. Występowały one niegdyś na
znacznie większych obszarach niż aktualnie.
Prace górnicze spowodowały też zmiany
w użytkowaniu ziemi. Nastąpiło znaczne ograniczenie upraw roli, zaprzestano na wielu powierzchniach koszenia łąk i ich nawożenia. W skutek tego
powstała mozaika niezbyt dużych płatów roślinności
upraw polnych, ugorów, odłogów i zadarnionych łąk
z gatunkami zarówno cennymi botanicznie, często
chronionymi, jak i z wnikającymi w nie gatunkami
obcego pochodzenia lub rodzimymi o charakterze
ekspansywnym.
Gospodarka leśna oraz zalesienia prowadzone
w ramach rekultywacji odkrywek po wydobyciu
rud czy piasku, hałd odpadów górniczych i przetwórczych przyczyniły się do ujednolicenia roślinności na prawie połowie obszaru OOR. Dominują
tam bory świeże i zadrzewienia do nich podobne.
Z infrastrukturą przemysłową, drogami,
osiedlami mieszkaniowymi wkroczyła roślinność
ruderalna.
Badany obszar reprezentuje bez wątpienia
szczególnie interesujący obiekt przyrodniczy, w nie
mniejszym też stopniu obiekt kulturowy – przykład
dawnych sposobów eksploatacji złóż cynkowo-ołowiowych i wreszcie jako obiekt naukowy – laboratorium terenowe szeregu prac przyrodniczych
w szerokim tego słowa znaczeniu. Dotyczy to
przede wszystkim muraw galmanowych oraz pozostałych jeszcze płatów wilgotnych łąk. W planach
zagospodarowania terenu OOR powinno to być
wzięte pod uwagę.
Podziękowania
Autorzy wyrażają podziękowanie prof. dr
hab. Ryszardowi Ochyrze za oznaczenie mszaków,
a dr hab. Urszuli Bielczyk za oznaczenie porostów.
8
Characteristics of the vascular plant flora
Teresa Nowak1, Monika Jędrzejczyk-Korycińska1, Paweł Kapusta2,
Grażyna Szarek-Łukaszewska2
1 Faculty of Botany and Environmental Protection, University of Silesia, 28 Jagiellońska St., 40-032 Katowice,
e-mail: [email protected]; [email protected]
2
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: p.kapusta@
Introduction
From both scientific and practical points
of view it is important to monitor the changes
caused by human activity in the natural environment over time and space, as well as the
consequences of these changes. Areas affected
by industrial activities especially merit such
continuous observation. Waste heaps created
by industry over the course of decades can
become sites of fascinating botanical research,
a true natural laboratory (Wierzbicka 2002;
Baker et al. 2010; Řehounková et al. 2011).
The area in the Silesia-Cracow Upland between
Olkusz and Sławków, called the Olkusz Orebearing Region, is one such laboratory, as
a major centre for mining and processing of
zinc and lead ores in Poland. The specificity
of the local vegetation was already observed by
researchers in the late 19th and early 20th centuries (Zalewski 1886; Wóycicki 1913). Many
floristic studies of this area were published in
the second half of the 20th century and the first
decade of the 21st century (e.g. Dobrzańska
1955; Kwiatkowska 1957; Wika and Szczypek
1990; Bernacki and Nowak 1994; Nowak 1997,
1999; Grodzińska et al. 2000; Drobnik 2003;
Drobnik and Stebel 2003; Babczyńska-Sendek
2007, 2008). They provided a wealth of new
and interesting data. Due to differences in
methods of data collection and differences in
the level of detail in area exploration, it has
not been possible to compare the results and
identify the changes that have occurred in the
flora of this industrialised region.
The cartogram method, by which the species growing in a grid of squares demarcated
in an area are inventoried, is the most useful
method of tracking changes in an area’s flora
during a given period. Nowak (1999) used this
method to characterise the vascular plant flora
of the eastern part of the Garb Tarnogórski
mesoregion, which includes the entire Olkusz
Ore-bearing Region. More than a dozen years
have passed since that study was done, during
147
which time the landscape has undergone visible changes. To update the floristic data, not
long ago we repeated that work, employing
the same method and covering the same areas
(squares) used in the earlier study. The result
was a monograph entitled The vascular plants
of the Olkusz Ore-bearing Region (Nowak et al.
2011) – and this chapter.
The study area
The research area was an 8 × 6 km rectangle extending from Międzygórze in the east
to Stary Olkusz in the west and from Laski
in the north to the Pustynia Starczynowska
desert and the Sztoła river valley in the south
(see Fig. 1 in Holeksa et al. – Chapter 7, this
volume). The morphology, geological structure,
soil and hydrology of the area is highly diverse.
Its character is determined mostly by the presence of zinc and lead ore, sand and dolomite.
Mining and processing of these materials led
to the formation of vast excavations, heaps
and mine waste areas, and heavy metal pollution of the environment, mainly the soil.
Another consequence of mining was lowering
of the water table and the formation of artificial canals draining water from underground
excavations. Large areas of the OOR were
occupied by infrastructure associated with
mines and zinc smelters. Rail and road transport routes connecting nearby urban centres
were rapidly built. The flora also changed significantly. Presently it is represented mainly by
grassland of different types, fallows and cultivated areas.
Fig. 1. Study area shown on the ATPOL grid. Grid of 2 × 2 km squares bolded; grid of 1 × 1 km squares not bolded
Ryc. 1. Badany obszar na tle siatki kwadratów ATPOL. Linią pogrubioną zaznaczono sieć kwadratów o boku 2 km,
linią cieńszą sieć kwadratów o boku 1 km
148
More information about the study area is
provided in Chapter 2 (Godzik, this volume),
and about its flora in Chapter 7 (Holeksa et al.,
this volume).
Frequency
Klasy częstości występowania
Common
Pospolite
76
Very frequent
Bardzo częste
Frequent
Częste
63
126
Not frequent
Niezbyt częste
Methods of the study
126
Rare
Rzadkie
2
The floristic composition of the 48 km
area was studied using the cartogram method
in 2008–2009. The basic study plot was
a 1 km2 square demarcated according to the
ATPOL method used for the Atlas of distribution of vascular plants in Poland (ATPOL) (Zając
1978). The mapped squares were within two
100 km2 ATPOL squares (DF36, DF46) and
in twelve 4 km2 squares from Nowak’s 1999
study (Fig. 1). A locality was defined according
to the occurrence of particular species in the
square. Species nomenclature follows Mirek
et al. (2002). The data on the recorded species include frequency of occurrence, and classification in geographical and historical groups
(Mirek et al. 2002; Tokarska-Guzik 2005;
Tokarska-Guzik et al. 2012) and in phytosociological groups (Matuszkiewicz 2008;
Zarzycki et al. 2002). Species are also categorised as legally protected (Anonymous 2004),
endangered in Poland (Zarzycki and Szeląg
2006), mountain species (Zając 1996) and
high-altitude elements interesting from a phytogeographical point of view.
Results and discussion
The vascular plant flora of the Olkusz Orebearing Region (OOR) comprises 736 species.
Almost half of them (47.0%) are rare and very
rare species. Least often noted were species
considered very frequent (8.6%) and common
(10.3%) (Fig. 2).
The recorded species belong to 102 families and 372 genera; 706 of them are angiosperms (Magnoliophyta), 7 are gymnosperms
139
Very rare
Bardzo rzadkie
206
0
50
100
150
200
250
Number of species
Liczba gatunków
Fig. 2. Number of species in each frequency class in the
OOR flora. Classes of frequency: very rare, 1–2 localities; rare, 3–5 localities; not frequent, 6–10 localities; frequent, 11–20 localities; very frequent, 21–30 localities;
common, 31–48 localities
Ryc. 2. Liczba gatunków w poszczególnych klasach częstości we florze OOR. Klasa częstości: bardzo rzadki –
1–2 stanowiska; rzadki – 3–5 stanowisk; niezbyt częsty
– 6–10 stanowisk; częsty – 11–20 stanowisk; bardzo
częsty – 21–30 stanowisk; pospolity – 31–48 stanowisk
(Pinophyta), and 23 species are cryptogams
(Lycopodiophyta, Equisetophyta, Polypodiophyta). Among the angiosperms the most
numerously represented families are Asteraceae
(88 species), Poaceae (67), Rosaceae (48),
Fabaceae (43), Brassicaceae (31), Cyperaceae
(30), Lamiaceae (30) and Caryophyllaceae
(27). The most numerously represented genera
are Carex (23 species), Salix (13), Vicia (10)
and, with 8 species each, Galium, Veronica,
Rumex, Trifolium and Viola. Gymnosperms are
represented by 2 families (Pinaceae, Cupressaceae). The most frequent cryptogamic plants
are Equisetophyta and Polypodiophyta.
Of the 736 species recorded, 547 (74.3%)
are native species, 179 (24.3%) are of foreign
origin (anthropophytes) and 10 (1.4%) are of
uncertain status in the flora of Poland (Fig. 3).
The majority of the anthropophytes are established species (132 species, 17.9%), including
59 (8%) early established species (archaeophytes) and 73 (9.9%) late established species
(kenophytes) (Appendices 1, 2). In the flora of
149
Geographical and historical groups
Grupy geograficzno-historyczne
Native species
Gatunki rodzime
547
Archeophytes
Archeofity
59
Kenophytes
Kenofity
73
Ergasiophygophytes
Ergazjofigofity
47
Species of uncertain status
Gatunki o niepewnym statusie
10
0
100
200
600
Number of species
Liczba gatunków
Fig. 3. Number of species classified in different geographical and historical groups in the OOR flora
Ryc. 3. Liczba gatunków należących do różnych grup
geograficzno-historycznych we florze OOR
the OOR there are 47 (6.4%) not established
species (ergasiophygophytes) (Fig. 3).
On the basis of published information
about species in Poland (Tokarska-Guzik
2005; Tokarska-Guzik et al. 2012) we analysed the species composition of established
anthropophytes in terms of their invasiveness
or receding tendency. As stable elements of the
flora they can considerably influence processes
of synantrophisation of the vegetation. Among
them the archaeophytes are above all associated with cultivation areas, and kenophytes
with many types of habitats. In the group of
archaeophytes only 4 (Avena fatua, Echinochloa crus-galli, Setaria pumila – Fig. 4, Setaria
viridis) were included in the group of invasive weeds (Appendix 1). Some species in this
group of anthropophytes show a receding tendency (Agrostemma githago, Lathyrus tuberosus,
Neslia paniculata, Stachys annua – Fig. 5,
Veronica agrestis). Archaeophytes occur in ruderal habitats (e.g. Lathyrus tuberosus, Fig. 6)
as a result of abandonment of arable fields in
the OOR. As many as 38 of the 73 recorded
kenophytes are classified as invasive in Poland
(Appendix 2). Six of them are invasive weeds
150
(Amaranthus retroflexus, Conyza canadensis –
Fig. 7, Galinsoga ciliata, Galinsoga parviflora,
Oxalis fontana – Fig. 8, Veronica persica). In
the OOR the strongly invasive species are
Aster novi-belgii (Fig. 9) and Heracleum sosnowskyi which “wanders” along a drainage canal
(Fig. 10). Reynoutria sachalinensis (Fig. 11) still
occurs in one habitat and is in its initial phase
of invasion. One habitat of a species presently
classified as potentially invasive, Typha laxmanni, was recorded.
Figure 12 shows the shares of geographical
and historical groups in the floras of particular
squares. Anthropophytes occur in all squares.
The share of established anthropophytes, both
kenophytes and archaeophytes, is highest in
the northeast of the OOR, which is largely
built-up; its fields are presently fallows. This
area has the highest share of invasive species of
the kenophyte group. The share of established
anthropophytes is lowest in the southeast of the
OOR, where pine forests dominate. Unstable
elements of the flora, ergasiophygophytes, are
observed especially in reclaimed former mining
areas and also in built-up areas. They do not
occur in the east of the study area. Established
anthropophytes occur in plant communities
representing 24 phytosociological classes. The
most common ones are meadow species of
the Molinio-Arrhenatheretea class (143) and
field weed species of the Stellarietea mediae
class (97). Less established anthropophytes
are observed in forest communities of the
Querco-Fagetea class (72), ruderal communities of the Artemisietea vulgaris class (69)
and xerothermic grasslands of the FestucoBrometea class (68). The classes Asteretea and
Littorelletea uniflorae are only represented by
single species. Meadow species of the MolinioArrhenatheretea class are the ones most commonly distributed in the study area; they were
observed in all squares, between 3 and 91 species per square (Fig. 13). Their distribution is
Fig. 4. Setaria pumila, an archaeophyte of the invasive
weeds group (photo T. Nowak)
Ryc. 4. Setaria pumila – archeofit z grupy chwastów
inwazyjnych (fot. T. Nowak)
Fig. 5. Stachys annua, a receding archaeophyte in a follow
field (photo T. Nowak)
Ryc. 5. Stachys annua – ustępujący archeofit na odłogu
(fot. T. Nowak)
Fig. 6. Lathyrus tuberosus, a receding archaeophyte in
a ruderal habitat (photo T. Nowak)
Ryc. 6. Lathyrus tuberosus – ustępujący archeofit na siedlisku ruderalnym (fot. T. Nowak)
Fig. 7. Conyza canadensis, a kenophyte of the invasive
weeds group in a fallow field (photo T. Nowak)
Ryc. 7. Conyza canadensis – kenofit z grupy chwastów
inwazyjnych na odłogowanych polach (fot. T. Nowak)
151
Fig. 8. Oxalis fontana, a kenophyte of the invasive weeds
group in a stubble field (photo T. Nowak)
Ryc. 8. Oxalis fontana – kenofit z grupy chwastów inwazyjnych na ściernisku (fot. T. Nowak)
Fig. 9. Aster novi-belgii, an invasive kenophyte transforming mainly meadow communities (photo M. JędrzejczykKorycińska)
Ryc. 9. Aster novi-belgii – inwazyjny kenofit przekształcający głównie zbiorowiska łąkowe (fot. M. JędrzejczykKorycińska)
Fig. 10. Heracleum sosnovskyi, an invasive kenophyte spreading along a drainage canal (photo T. Nowak)
Ryc. 10. Heracleum sosnowskyi – inwazyjny kenofit wzdłuż
kanału odwadniającego (fot. T. Nowak)
Fig. 11. Reynoutria sachalinensis, an invasive kenophyte
(photo T. Nowak)
Ryc. 11. Reynoutria sachalinensis – inwazyjny kenofit (fot.
T. Nowak)
152
Fig. 12. Shares of geographical and historical groups to the composition of the flora of individual study squares. Explanation of pie chart colours: native species (N), archaeophytes (A), ergasiophygophytes (E), kenophytes (K)
Ryc. 12. Udział grup geograficzno-historycznych w składzie flory poszczególnych kwadratów badawczych. Objaśnienia
kolorów kół na diagramie: gatunki rodzime (N), archeofity (A), ergazjofigofity (E), kenofity (K)
even except for the southeastern margin, where
they are least numerous. The pattern of distribution confirms the broad ecological range
of species of this group. The concentrations
of species of woodland and scrub margins,
xerothermic grassland of the classes TrifolioGeranietea sanguinei and Festuco-Brometea,
as well as psammophilous grassland of the
Koelerio glaucae-Corynephoretea canescentis
class, reflect above all the pattern of geological
substrates. Woodland and scrub margin species
as well as xerothermic grassland species are represented by 2 to 45 species per square (Fig. 14).
They occur most frequently in areas with dolomite outcrops, including post-mining areas
where the terrain has been altered to various
extents, and are most numerous along a diagonal strip from the southwest to northeast.
Psammophilous grassland species, numbering
between 1 and 20 species per square, are associated above all with substrate formed on postglacial deposits (Fig. 15). The largest number
of them are in large sandy areas and they also
occur on smaller sites in different parts of the
post-mining area. Species of deciduous and
mixed forest of the classes Querco-Fagetea,
Alnetea glutinosae and Querco robori-petraeae
number between 2 and 35 per square (Fig. 16)
and are concentrated in different parts of the
study area. These are degraded remnants of
forest communities containing remnants of
forest herb layer species.
In the OOR the mountain element is represented by 23 species (3.1%) classified in three
altitudinal groups (Table 1, Fig. 17). The localities of the mountain species concentrate in
the forest communities (Fig. 18). Interestingly,
some of these species occur in anthropogenic
153
Liczba
gatunków
Number
of species
Fig. 13. Number of meadow species (Molinio-Arrhenatheretea class) in individual study squares
Ryc. 13. Liczba gatunków łąkowych (klasa Molinio-Arrhenatheretea) w poszczególnych kwadratach badawczych
2-4
5-9
10-14
15-19
20-24
25-29
30-34
35-39
40-45
Fig. 14. Number of species of xerothermic grassland and woodland and scrub margins (Festuco-Brometea and TrifolioGeranietea sanquinei classes) in individual study squares
Ryc. 14. Liczba gatunków muraw kserotermicznych i okrajków (klasy: Festuco-Brometea, Trifolio-Geranietea sanguinei) w poszczególnych kwadratach badawczych
154
Liczba
gatunków
Number
of species
1
1-2
3-5
6-8
9-11
12-14
15-17
18-20
Fig. 15. Number of species of psammophilous grassland (Koelerio glaucae-Corynephoretea canescentis class) in individual study squares
Ryc. 15. Liczba gatunków muraw psammofilnych (klasa Koelerio glaucae-Corynephoretea canescentis) w poszczególnych kwadratach badawczych
Fig. 16. Number of species of deciduous and mixed forest (Querco-Fagetea, Alnetea and Qercetea robori-petraeae
classes) in individual study squares
Ryc. 16. Liczba gatunków lasów liściastych i mieszanych (klasy: Querco-Fagetea, Alnetea glutinosae, Qercetea robori-petraeae) w poszczególnych kwadratach badawczych
155
Liczba
gatunków
Fig. 19. Chamaenerion palustre, a montane species
recorded exclusively in railway habitats (photo T. Nowak)
Ryc. 19. Chamaenerion palustre – gatunek reglowy noto
wany wyłącznie na siedliskach kolejowych (fot. T. Nowak)
Number
of species
Fig. 17. Biscutella laevigata, a multizonal species on a postmining wasteland (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 17. Biscutella laevigata – gatunek ogólnogórski na
nieużytkach pogórniczych (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
1-2
3-5
6-9
Fig. 18. Number of mountain species in individual study squares
Ryc. 18. Liczba gatunków górskich w poszczególnych kwadratach badawczych
156
Table 1. Mountain species in the flora of the OOR
Tabela 1. Gatunki górskie we florze OOR
Multizonal species
Gatunki ogólnogórskie
Montane species
Gatunki reglowe
Submontane species
Gatunki podgórskie
Alchemilla crinita
Alchemilla glabra
Asplenium viride
Biscutella laevigata
Calamagrostis villosa
Cardaminopsis halleri subsp. halleri
Chaerophyllum hirsutum
Goodyera repens
Gymnadenia conopsea
subsp. conopsea
Huperzia selago
Melampyrum sylvaticum
Ranunculus serpens subsp. nemorosus
Thesium alpinum
Veratrum lobelianum
Centaurea oxylepis
Chamaenerion palustre
Equisetum variegatum
Gentianella germanica
Malaxis monophyllos
Polygonatum verticillatum
Rosa pendulina
Sambucus racemosa
Equisetum telmateia
habitats substituting for their original habitat.
One example is Chamaenerion palustre growing
on dolomite rubble on railway land (Fig. 19).
In the study area, 46 (6.1%) of the species are protected by law, 39 of them under
strict and 7 under partial protection (Table 2,
Figs 20, 21). Twenty protected species occur
in forest communities (10 species of VaccinioPiceetea class, 10 of Querco-Fagetea class), 24
occur in the non-forest communities (7 species of Molinio-Arrhenatheretea, 8 of FestucoBrometea, 5 of Scheuchzerio-Caricetea nigrae,
2 of Potametea, 1 of Nardo-Callunetea, 1 of
Epilobietea angustifolii) and 1 species occurs
in a shrubby community (Rhamno-Prunetea).
The strictly protected species include 11
species of the Orchidaceae family, most of
them rare or very rare, such as Dactylorhiza
majalis (Fig. 22). The frequently occurring species under strict protection include taxa of the
genus Epipactis (Epipactis atrorubens, E. helleborine) (Figs 23, 24, Table 1). Strictly protected
species have localities in all except one of the
OOR squares (Fig. 25). Most of them grow in
small enclaves of the least transformed vegetation, in meadow complexes on soil of different
levels of moisture, but species of this group are
relatively common in degraded areas as well.
These areas are substitute habitats for them.
Twelve species recorded in the OOR are
considered endangered in Poland (Table 3).
They represent 1.6% of its flora. Most of them
are also protected by law (Table 2), including
Epipactis palustris (Fig. 26). Apart from the
native species, this group also includes one
established anthropophyte of the archaeophyte
group, Bromus secalinus.
The presence and spatial distribution of
strictly protected species, floristically the most
valuable ones, contribute to the high natural
value of the study area. Here we draw attention especially to the Orchidaceae, including
the genus Epipactis (Table 2) and Malaxis
monophyllos, which is a fixed component of the
157
Fig. 20. Ophioglossum vulgatum, a meadow species, the
rarest fern of the OOR (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 20. Ophioglossum vulgatum – zaliczany do paproci
chroniony przedstawiciel gatunków łąkowych (fot.
M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Fig. 21. Orobanche lutea, a protected species of xerothermic grassland (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 21. Orobanche lutea – chroniony przedstawiciel gatunków muraw kserotermicznych (fot. M. JędrzejczykKorycińska)
Fig. 22. Dactylorhiza majalis, a protected species of wet
meadows (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 22. Dactylorhiza majalis – chroniony przedstawiciel
podmokłych łąk (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Fig. 23. Epipactis atrorubens, one of the most frequently
recorded Orchidaceae (photo T. Nowak)
Ryc. 23. Epipactis atrorubens – jeden z najczęściej notowanych storczykowatych (fot. T. Nowak)
158
Liczba
gatunków
Number
of species
Fig. 24. Epipactis helleborine, one of the most frequently
recorded Orchidaceae (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 24. Epipactis helleborine – jeden z najczęściej notowanych storczykowatych (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Fig. 26. Epipactis palustris, a protected and endangered
species of low-sedge bog-springs, growing extensively
in a meadow overgrown by Aster novi-belgii (photo
T. Nowak)
Fot. 26. Epipactis palustris – chroniony i zagrożony przedstawiciel młak niskoturzycowych, masowo na łące zarastanej przez astra nowobelgijskiego Aster novi-belgii (fot.
T. Nowak)
1-2
3-5
6-8
9-11
12-16
Fig. 25. Number of strictly protected species in individual study squares in the OOR
Rys. 25. Liczba gatunków ściśle chronionych w poszczególnych kwadratach badawczych w OOR
159
Table 2. Species protected by law in the flora of the OOR
Tabela 2. Gatunki prawnie chronione we florze OOR
Species
Gatunek
Frequency
Klasa częstości
Phytosociological
classification
Klasyfikacja
fitosocjologiczna
Family
Rodzina
Que. Fag.
Potam.
Potam.
Nar. Cal.
Fes. Bro.
Epi. ang.
Vac. Pic.
Mol. Arr.
Sch. Car.
Sch. Car.
Sch. Car.
Vac. Pic.
Que. Fag.
Que. Fag.
Sch. Car.
Que. Fag.
Que. Fag.
Sch. Car.
Mol. Arr.
Fes. Bro.
Fes. Bro.
Mol. Arr.
Vac. Pic.
Mol. Arr.
Que. Fag.
Vac. Pic.
Mol. Arr.
Vac. Pic.
Fes. Bro.
Vac. Pic.
Que. Fag.
Mol. Arr.
Vac. Pic.
Vac. Pic.
Vac. Pic.
Mol. Arr.
Mol. Arr.
Ranunculaceae
Ranunculaceae
Ranunculaceae
Ophioglossaceae
Asteraceae
Gentianaceae
Pyrolaceae
Colchicaceae
Orchidaceae
Orchidaceae
Orchidaceae
Lycopodiaceae
Orchidaceae
Orchidaceae
Orchidaceae
Orchidaceae
Equisetaceae
Equisetaceae
Gentianaceae
Gentianaceae
Gentianaceae
Iridaceae
Orchidaceae
Orchidaceae
Ranunculaceae
Huperziaceae
Iridaceae
Crassulaceae
Fabaceae
Ericaceae
Liliaceae
Orchidaceae
Lycopodiaceae
Lycopodiaceae
Orchidaceae
Ophioglossaceae
Hyacinthaceae
Strict protection
Ochrona ścisła
Aguilegia vulgaris
Batrachium fluitans
Batrachium trichophyllum
**Botrychium lunaria
Carlina acaulis
Centaurium erythraea subsp. erythraea
Chimaphila umbellata
Colchicum autumnale
Dactylorhiza incarnata subsp. incarnata
Dactylorhiza majalis
Dactylorhiza ×aschersoniana
Diphasiastrum complanatum
Epipactis atrorubens
Epipactis helleborine
**Epipactis palustris
Epipactis ×schmalhausenii
Equisetum telmateia
Equisetum variegatum
**Gentiana pneumonanthe
Gentianella ciliata
Gentianella germanica
Gladiolus imbricatus
**Goodyera repens
Gymnadenia conopsea subsp. conopsea
Hepatica nobilis
**Huperzia selago
**Iris sibirica
Jovibarba sobolifera
Lathyrus latifolius
Ledum palustre
Lilium martagon
Listera ovata
Lycopodium annotinum
Lycopodium clavatum
**Malaxis monophyllos
**Ophioglossum vulgatum
Ornithogalum umbellatum
160
rare
very rare
very rare
very rare
frequent
frequent
frequent
not frequent
very rare
rare
very rare
very rare
frequent
frequent
not frequent
rare
very rare
rare
very rare
rare
rare
very rare
very rare
very rare
very rare
very rare
very rare
very rare
very rare
very rare
very rare
rare
very rare
very rare
frequent
very rare
very rare
Table 2. Continued – Tabela 2. Kontynuacja
Species
Gatunek
Frequency
Klasa częstości
Phytosociological
classification
Klasyfikacja
fitosocjologiczna
Family
Rodzina
Orobanche lutea
Veratrum lobelianum
not frequent
very rare
Fes. Bro.
Que. Fag.
Orobanchaceae
Melanthiaceae
Vac. Pic.
Que. Fag.
Que. Fag.
Fes. Bro.
Fes. Bro.
Fes. Bro.
Rha.Pru.
Convallariaceae
Rhamnaceae
Rubiaceae
Fabaceae
Fabaceae
Primulaceae
Caprifoliaceae
Partial protection
Ochrona częściowa
Convallaria majalis
Frangula alnus
Galium odoratum
Ononis arvensis
Ononis spinosa
Primula veris
Viburnum opulus
frequent
frequent
very rare
not frequent
not frequent
very rare
not frequent
Frequency – see Fig. 2.
*Phytosociological classification: Epi. ang. – Epilobietea angustifolii; Fes. Bro. – Festuco-Brometea; Mol. Arr. –
Molinio-Arrhenatheretea; Nar. Cal. – Nardo-Callunetea; Potam. – Potametea; Que.Fag. – Querco-Fagetea; Rha.Pru.
– Rhamno-Prunetea; Sch. Car. – Scheuchzerio-Caricetea nigrae; Vac. Pic. – Vaccinio-Piceetea;
**Species classed as endangered in Poland (see Table 3).
Klasa częstości – patrz Ryc. 2.
*Klasa fitosocjologiczna: Epi. ang. – Epilobietea angustifolii; Fes. Bro. – Festuco-Brometea; Mol. Arr. – MolinioArrhenatheretea; Nar. Cal. – Nardo-Callunetea; Potam. – Potametea; Que.Fag. – Querco-Fagetea; Rha.Pru. – RhamnoPrunetea; Sch. Car. – Scheuchzerio-Caricetea nigrae; Vac. Pic. – Vaccinio-Piceetea;
**Gatunki zaklasyfikowane jako zagrożone w Polsce (por. Tabela 3).
forest communities developed in post-mining
areas. Malaxis monophyllos is estimated to
number several thousand plants in the OOR.
There are also several protected forest species,
members of the classes Querco-Fagetea and
Vaccinio-Piceetea, including Hepatica nobilis,
Lilium martagon and Chimaphila umbellata
(Table 2). Their presence reflects the previous
existence of deciduous and mixed forests in the
OOR. A unique phenomenon of the forests
in the southern part of the OOR is the presence of 4 Lycopodiaceae species: Lycopodium
annotinum, L. clavatum, Diphasiastrum complanatum and Huperzia selago (Table 2). The
Olkusz Ore-bearing Region is also a refuge for
species endangered in Poland such as Biscutella
laevigata, whose localities in the OOR are
outside the main range, as well as Goodyera
repens, Thesium alpinum and Huperzia selago
(Table 2). The presence of these plants makes
the OOR a highly important platform for conservation of the most valuable elements of the
Polish flora.
The contemporary flora of vascular plants
in the OOR comprises 736 species, about
100 species more found than in the earlier
study (Nowak 1999). This number becomes
significant when compared with the floras of
larger areas. The flora of the eastern part of
the Garb Tarnogórski mesoregion, with an
area of ca. 600 km2, comprises 1033 species
(Nowak 1999), the flora of the southeastern
161
Table 3. Species endangered in Poland and recorded in the OOR
Tabela 3. Gatunki zagrożone w Polsce odnotowane w OOR
Species
Gatunek
Allium angulosum
Biscutella laevigata
Botrychium lunaria
Bromus secalinus
Epipactis palustris
Gentiana pneumonanthe
Goodyera repens
Huperzia selago
Iris sibirica
Malaxis monophyllos
Ophioglossum vulgatum
Thesium alpinum
Threat category
Kategoria zagrożenia
V
[V]
V
V
V
V
[E]
[V]
V
V
V
[E]
V, [V] – vulnerable and vulnerable at isolated localities situated outside the main area of occurrence; [E] – declining
– endangered; species on the verge of extinction at isolated localities outside the main area of occurrence.
V, [V] – narażone i narażone poza głównym zasięgiem występowania; [E] – wymierające, krytycznie zagrożone, poza
głównym obszarem występowania.
part of the Katowice Upland (280 km2) comprises 904 species (Urbisz 2001), and the
flora of the Kraków-Częstochowa Upland
(2615 km2) comprises 1431 species (Urbisz
2008). As seen from our report, the number
of vascular plant species in the OOR, which is
12 to more than 50 times smaller than those
three areas, is equal to 70%, 73% and 51%
of the number of species in their flora. Those
figures state the case for the biodiversity of the
OOR. The ratios of the analysed groups of species in the OOR are similar to those in the
compared regions. In particular, the contribution of anthropophytes does not indicate any
exceptional transformation of the OOR flora
as might be expected for this industrial area.
The presence of a large number of protected
species should be emphasised. They represent more than half of all the protected species recorded in the eastern part of the Garb
Tarnogórski mesoregion (Nowak 1999) and
number 13 more than in the southwestern
162
part of the Katowice Upland (Urbisz 2001).
We grant that the OOR has 129 fewer vascular
plant species than the much larger and topographically more diverse Kraków-Częstochowa
Upland (Urbisz 2008).
Conclusions
• The vascular plant flora of the OOR is
rich and diversified. Alteration of the terrain
and changes in its exploitation resulted in the
formation of a mosaic of habitats and the presence of species of different phytosociological
and ecological groups. They represent mainly
local resources. As a result, diversity is greater
in mining areas than in less transformed areas.
• The vascular plant flora of the OOR
comprises 736 species: 547 native species, and
179 species of foreign origin – anthropophytes
and 10 species of uncertain status in the flora.
Some anthropophytes are invasive and pose
a threat to native vegetation.
• The OOR vascular plant flora contains
46 species protected by law, including 8 endangered species, and 4 other endangered species
not protected by law. Usually they grow in
the least transformed vegetation enclaves and
rarely also in ruderal habitats, which are substitute habitats for them.
• The OOR vascular plant flora includes
23 mountain species often having limited and
sometimes having isolated ranges. This component adds another phytogeographic dimension
to the OOR.
Drobnik J., Stebel A. 2003. W sprawie ochrony
roślinności łąkowej i torfowiskowej w okolicach Bolesławia na Wyżynie Śląskiej. Chrońmy
Przyrodę Ojczystą 59: 130–134.
References
Matuszkiewicz W. 2008. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.
Anonymous 2004. Rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 roku. Dziennik
Ustaw Nr 168, Poz. 1764.
Babczyńska-Sendek B. 2005. Problemy fitogeograficzne i syntaksonomiczne kserotermów
Wyżyny Śląskiej. Prace Naukowe Uniwersytetu
Śląskiego w Katowicach 2296: 5–237.
Grodzińska K., Korzeniak U., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2000. Colonization
of zinc mine spoils in southern Poland – preliminary studies on vegetation, seed rain and
seed bank. Fragmenta Floristica et Geobotanica
45: 123–145.
Kwiatkowska A. 1957. Rozmieszczenie warzuchy
polskiej (Cochlearia polonica) w okolicy Olkusza. Fragmenta Floristica et Geobotanica 3(1):
11–15.
Mirek Z., Piękoś-Mirek H., Zając A., Zając M.
2002. Flowering plants and pteridophytes of
Poland. A checklist. Krytyczna lista roślin naczyniowych Polski. Instytut Botaniki im. W. Szafera, Polska Akademia Nauk, W. Szafer Institute
of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.
Baker A.J.M., Ernst W.H.O., van der Ent A.,
Malaisse F., Ginocchio R. 2010. Metallophytes: the unique biological resource, its
In: L.C. Batty, K.B. Hallberg (Eds.). Ecology
Nowak T. 1997. Nowe stanowisko sasanki otwartej
Pulsatilla patens (L.) Mill. w okolicach Bolesławia we wschodniej części Garbu Tarnogórskiego. Acta Biologica Silesiana 30: 161–164.
Bernacki L., Nowak T. 1994. Materiały do rozmieszczenia i poznania zasobów chronionych
gatunków roślin naczyniowych centralnej części Wyżyny Śląsko-Krakowskiej. Acta Biologica
Silesiana 25(42): 24–42.
2011. The vascular plants of the Olkusz Orebearing Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego
Dobrzańska J. 1955. Badania florystyczno-ekologiczne nad roślinnością galmanową Bolesławia.
Acta Societatis Botanicorum Poloniae 24(2):
357–416.
Drobnik J. 2003. Materiały do flory roślin naczyniowych okolic Olkusza. Badania Fizjograficzne nad Polską Zachodnią, ser. B – Botanika
52: 141–149.
Nowak T. 1999. Atlas rozmieszczenia roślin naczyniowych na terenie wschodniej części Garbu
Tarnogórskiego (Wyżyna Śląska). Materiały
i Opracowania 2: 1–103.
Řehounková K., Řehounek J., Prach K. 2011.
Near-natural restoration vs. technical reclamation of mining sites in the Czech Republic. Faculty of Science, University of South Bohemia
in České Budějovice.
Vegetation of a post-mining open pit (Zn/Pb
163
ores): three-year study of colonization. Polish
Journal of Ecology 55: 261–282.
w okolicy Bolesławia i Bukowna (region śląsko-krakowski, południowa Polska). Przegląd
Geologiczny 56: 528–531.
Tokarska-Guzik B. 2005. The establishment and
spread of alien plant species (kenophytes) in
the flora of Poland. Wydawnictwo Uniwersytetu
Śląskiego w Katowicach 2372.
Tokarska-Guzik B., Dajdok Z., Zając M.,
Zając A., Urbisz A., Danielewicz W., Hoł
dyński C. 2012. Rośliny obcego pochodzenia
w Polsce ze szczególnym uwzględnieniem gatunków inwazyjnych. Generalna Dyrekcja Ochrony
Środowiska. Warszawa.
Urbisz A. 2008. Różnorodność i rozmieszczenie
roślin naczyniowych jako podstawa regionalizacji geobotanicznej Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej. Prace Naukowe Uniwersytetu
Urbisz A. 2001. Atlas rozmieszczenia roślin naczyniowych południowo-zachodniej części Wyżyny Katowickiej. Prace Naukowe Uniwersytetu
Wierzbicka M. 2002. Hałda – laboratorium biologa. Kosmos 51(2): 123–124.
164
AGH. Sozologia i Sozotechnika 32: 163–181.
Wóycicki Z. 1913. Obrazy roślinności Królestwa
Polskiego. Roślinność terenów galmanowych Bolesławia i Olkusza. Flora der Galmeigebiete von
Bolesław und Olkusz. Kasa Mianowskiego,
Warszawa.
Zając A. 1978. Atlas of distribution of vascular plants
in Poland (ATPOL). Taxon 27(56): 481–484.
Zając M. 1996. Mountain vascular plants in the
Polish Lowlands. Polish Botanical Studies 11:
1–92.
Zalewski A. 1886. Zapiski roślinoznawcze z Królestwa Polskiego i Karpat. Sprawozdanie Komisji
Fizjografii Akademii Umiejętności w Krakowie
20: 171–190.
Zarzycki K., Szeląg Z. 2006. Red list of the
vascular plants in Poland. Czerwona lista
roślin naczyniowych w Polsce. In: Z. Mirek,
K. Zarzycki, W. Wojewoda, Z. Szeląg (Eds.).
Red list of plants and fungi in Poland. Czerwona
lista roślin i grzybów Polski. Instytut Botaniki im.
W. Szafera, Polska Akademia Nauk, Kraków.
Zarzycki K., Trzcińska-Tacik H., Różański W.,
Szeląg Z., Wołek J., Korzeniak U. 2002.
Ekologiczne liczby wskaźnikowe roślin naczyniowych Polski. Instytut Botaniki im. W. Szafera,
Polska Akademia Nauk, Kraków.
Appendix 1. Alphabetical list of archaeophytes recorded in 2008–2009 in the OOR
Załącznik 1. Alfabetyczny wykaz archeofitów odnotowanych w latach 2008–2009 w OOR
*1.
2.
3.
4.
5.
6.
**7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
**17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
*27.
28.
29.
30.
31.
Agrostemma githago
Anagallis arvensis
Anthemis arvensis
Apera spica-venti
Armoracia rusticana
Artemisia absinthium
Avena fatua
Ballota nigra subsp. nigra
Bromus secalinus
Bromus tectorum
Camelina microcarpa subsp. sylvestris
Capsella bursa–pastoris
Centaurea cyanus
Cichorium intybus subsp. intybus
Consolida regalis
Descurainia sophia
Echinochloa crus-galli
Euphorbia helioscopia
Euphorbia peplus
Fallopia convolvulus
Fumaria officinalis subsp. officinalis
Geranium pusillum
Lactuca seriola
Lamium album
Lamium amplexicaule
Lamium purpureum
Lathyrus tuberosus
Leonurus cardiaca
Lepidium campestre
Lepidium ruderale
Lithospermum arvense
32.
33.
34.
35.
36.
*37.
38.
39.
40.
41.
42.
43.
**44.
**45.
46.
47.
48.
49.
50.
51.
*52.
53.
54.
*55.
56.
57.
58.
59.
Malva alce
Malva neglecta
Malva sylvestris
Matricaria maritima subsp. indora
Myosotis arvensis
Neslia paniculata
Papaver dubium
Papaver rhoeas
Pastinaca sativa s.str.
Raphanus raphanistrum
Scleranthus annuus
Senecio vulgaris
Setaria pumila
Setaria viridis
Sinapis arvensis
Sisymbrium officinale
Solanum nigrum
Sonchus asper
Sonchus oleraceus
Spergula arvensis subsp. arvensis
Stachys annua
Thlaspi arvense
Urtica urens
Veronica agrestis
Vicia hirsuta
Vicia tetrasperma
Vicia villosa
Viola arvensis
* receding (VU); ** invasive weed
* ustępujący (VU); ** inwazyjny chwast
165
Appendix 2. List of kenophytes recorded in 2008–2009 in the OOR
Załącznik 2. Wykaz kenofitów odnotowanych w latach 2008–2009 w OOR
*1.
2.
**3.
*4.
*5.
*6.
*7.
*8.
9.
10.
**11.
12.
13.
*14.
15.
16.
*17.
18.
*19.
20.
**21.
**22.
23.
*24.
*25.
*26.
*27.
*28.
*29.
30.
*31.
*32.
*33.
34.
35.
Acer negundo
Aesculus hippocastanum
Amaranthus retroflexus
Aster ×salignus
Aster novi-belgii
Bidens frondosa
Bromus carinatus
Bunias orientalis
Cerasus vulgaris
Chamomilla suaveolens
Conyza canadensis
Cornus alba
Datura stramonium
Echinocystis lobata
Echinops sphaerocephalus
Eragrostis minor
Erigeron annuus
Erigeron ramosus
Fraxinus pennsylvanica
Galeopsis angustifolia
Galinsoga ciliata
Galinsoga parviflora
Geranium pyrenaicum
Helianthus tuberosus
Heracleum sosnowskyi
Impatiens glandulifera
Impatiens parviflora
Juglans regia
Juncus tenuis
Lepidium densiflorum
Lolium multiflorum
Lupinus polyphyllus
Lycium barbatum
Malus domestica
Medicago sativa
36.
37.
38.
39.
**40.
*41.
*42.
43.
44.
45.
46.
47.
48.
49.
50.
*51.
*52.
*53.
*54.
55.
*56.
*57.
*58.
*59.
60.
61.
62.
/*/69.
70.
**71.
72.
*73.
Medicago ×varia
Oenothera depressa
Oenothera paradoxa
Oenothera royfraseri
Oxalis fontana
Padus serotina
Parthenocissus inserta
Physalis alkekengi
Populus ‘NE 42’
Pinus nigra
Populus ×berolinensis
Populus ×canadensis
Populus nigra „Italica”
Prunus domestica subsp. domestica
Pyrus communis
Quercus rubra
Reynoutria japonica
Reynoutria sachalinensis
Rhus typhina
Ribes rubrum
Robinia pseudoacacia
Rosa rugosa
Rudbeckia laciniata
Rumex confertus
Salix acutifolia
Sedum spurium
Senecio vernalis
Typha laxmannii
Veronica arvensis
Veronica persica
Vicia dasycarpa
Vicia grandiflora
* invasive; ** invasive weed; /*/ potentially invasive
* inwazyjny; ** inwazyjny chwast; /*/ potencjalnie
inwazyjny
8
Charakterystyka roślin naczyniowych Olkuskiego
Okręgu Rudnego
Teresa Nowak1, Monika Jędrzejczyk-Korycińska1, Paweł Kapusta2,
Grażyna Szarek-Łukaszewska2
1 Uniwersytet Śląski, 40-032 Katowice, ul. Jagiellońska 28, e-mail: [email protected]; [email protected]
2 Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: p.kapusta@
Wstęp
Monitorowanie zmian zachodzących w czasie
i przestrzeni w środowisku przyrodniczym powstałych na skutek działalności człowieka oraz konsekwencji tych zmian jest bardzo istotne zarówno
z punktu widzenia naukowego jak i praktycznego.
Tereny związane z oddziaływaniem przemysłu
zasługują szczególnie na taką stałą obserwację.
Zwałowiska odpadów, które ten przemysł tworzy
przez dziesiątki lat, mogą stać się obszarem fascynujących badań botanicznych, istnym „laboratorium przyrody” (Wierzbicka 2002; Baker i in.
2010; Řehounková i in. 2011). Teren położony
na Wyżynie Śląsko-Krakowskiej, pomiędzy Olkuszem a Sławkowem zwany Olkuskim Okręgiem
Rudnym (OOR), jako jeden z głównych ośrodków
wielowiekowego wydobywania i przetwarzania rud
cynkowo-ołowiowych w Polsce, należy zaliczyć do
takich „laboratoriów”. Specyfikę kształtującej się
tutaj szaty roślinnej dostrzegli już badacze z końca
XIX i początku XX wieku (Zalewski 1886; Wóycicki 1913). W drugiej połowie XX wieku i pierwszej dekadzie wieku XXI opublikowano z tego
obszaru wiele opracowań florystycznych (m.in.
Dobrzańska 1955; Kwiatkowska 1957; Wika
i Szczypek 1990; Bernacki i Nowak 1994; Nowak
1997, 1999; Grodzińska i in. 2000; Drobnik 2003;
Drobnik i Stebel 2003; Babczyńska-Sendek 2005;
Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2007, 2008).
Dostarczyły one licznych nowych i interesujących
danych. Ze względu jednak na różne metody ich
pozyskania oraz różny stopień szczegółowości eksploracji terenu, niemożliwym było porównanie ich
wyników i określenie zmian, które zaszły we florze
tego uprzemysłowionego regionu.
Przy śledzeniu zmian zachodzących we florze
jakiegoś obszaru w określonym czasie, najbardziej
przydatną metodą jest metoda kartogramu polegająca na inwentaryzacji gatunków rosnących w sieci
kwadratów wyznaczonych w terenie. Tą właśnie
metodą posługiwała się Nowak (1999) przy opracowywaniu w latach 90. XX wieku flory roślin
naczyniowych wschodniej części Garbu Tarnogórskiego, w skład którego wchodzi cały Olkuski
Okręg Rudny. Ponieważ od tego opracowania
minęło kilkanaście lat, a w krajobrazie zaszły w tym
czasie widoczne zmiany, powtórzono badania florystyczne. Wykorzystano w nich tę samą metodę i te
same powierzchnie (kwadraty), których używała
167
przed laty Nowak (1999). Celem badań było zaktualizowanie danych florystycznych. Ich wynikiem
stała się monografia Rośliny naczyniowe Olkuskiego
Okręgu Rudnego (Nowak i in. 2011) oraz niniejsze
opracowanie.
Teren badań
Obszarem badań był prostokąt o wymiarach
8 km na 6 km, rozciągający się od Międzygórza
na wschodzie do Starego Olkusza na zachodzie
oraz od Lasek na północy po Pustynię Starczynowską i dolinę rzeki Sztoły na południu (por.
Ryc. 1, Holeksa i in. – Rozdział 7, niniejszy tom).
Jest to teren bardzo zróżnicowany zarówno pod
względem morfologii, budowy geologicznej, gleb
oraz hydrologii. O jego charakterze zadecydowała
przede wszystkim obecność kopalin - rudy cynku
i ołowiu oraz piasku i dolomitu. Ich wydobywanie
i przetwarzanie doprowadziło do powstania rozległych wyrobisk, zwałowisk i osadników. Jednocześnie doszło do zanieczyszczenia środowiska, w tym
głównie gleb, metalami ciężkimi. Konsekwencją
prac górniczych było też obniżenie poziomu wód
gruntowych oraz powstanie sztucznych kanałów
odprowadzających wody z podziemnych wyrobisk. Duże przestrzenie OOR zajęła infrastruktura
kopalń, huty cynku i innych zakładów jej towarzyszących. Nastąpił też gwałtowny rozwój szlaków
komunikacyjnych, zarówno kolejowych, jak i kołowych, łączących leżące w pobliżu ośrodki miejskie.
Roślinność również uległa znacznym zmianom.
Obecnie reprezentują ją głównie różnowiekowe
bory sosnowe pochodzące zazwyczaj z nasadzeń
rekultywacyjnych, łąki, różnego typu murawy,
odłogi i pola uprawne.
Więcej informacji o terenie badań znajduje
się w rozdziałach 2 (Godzik, niniejszy tom), a jego
roślinności w rozdziale 7 (Holeksa i in., niniejszy
tom).
Metody badań
Badania składu florystycznego przeprowadzono metodą kartogramu w latach 2008–2009 na
obszarze 48 km2. Podstawową jednostką badawczą
był kwadrat o boku 1 km wyznaczony zgodnie
z założeniami metodycznymi Atlasu rozmieszczenia
168
roślin naczyniowych w Polsce – ATPOL (Zając
1978). Kartowane kwadraty znalazły się w dwóch
kwadratach ATPOL o boku 10 km (DF36, DF46)
oraz w 12 kwadratach Nowak (1999) o boku
2 km (Ryc. 1). Za stanowisko przyjęto wystąpienie
gatunku w kwadracie. Nazewnictwo gatunków
podano wg Mirka i in. (2002). Uzyskany materiał
opracowano po względem częstości występowania
gatunków, ich przynależności do grupy geograficzno-historycznej (Mirek i in. 2002; Tokarska-Guzik 2005; Tokarska-Guzik i in. 2012) i grupy
socjologiczno-ekologicznej (Matuszkiewicz 2008;
Zarzycki i in. 2002). Podano również gatunki
objęte ochroną prawną (Anonymous 2004), zagrożone w skali kraju (Zarzycki i Szeląg 2006) oraz
gatunki górskie (Zając 1996), jako interesujący fitogeograficznie element wysokościowy.
Wyniki i dyskusja
W Olkuskim Okręgu Rudnym (OOR) odnaleziono ogółem 736 gatunków roślin naczyniowych.
Prawie połowa z nich (47,0%) to gatunki rzadkie
i bardzo rzadkie. Najmniej jest gatunków bardzo
częstych i pospolitych (8,6 i 10,3%) (Ryc. 2).
Zinwentaryzowane gatunki (736) należą do 102
rodzin botanicznych i 372 rodzajów. Siedemset sześć
(706) gatunków reprezentuje rośliny okrytonasienne
(Magnoliophyta), 7 gatunków nagonasienne (Pinophyta), a 23 gatunki rośliny zarodnikowe – widłakowe (Lycopodiophyta), skrzypowe (Equisetophyta)
i paprociowe (Polypodiophyta). Wśród roślin okrytonasiennych do najliczniej reprezentowanych rodzin
botanicznych należą: Asteraceae (88 gatunków), Poaceae (67), Rosaceae (48), Fabaceae (43), Brassicaceae
(31), Cyperaceae (30), Lamiaceae (30), Caryophyllaceae (27). Natomiast najliczniej reprezentowanymi
rodzajami są: Carex (23 gatunki), Salix (13), Vicia
(10) oraz Galium, Veronica, Rumex, Trifolium i Viola
(po 8 gatunków). Nagonasienne reprezentują 2 rodziny (Pinaceae, Cupressaceae). Wśród roślin zarodnikowych najliczniejsze są skrzypowe (9 gatunków)
i paprociowe (13 gatunków).
Spośród 736 gatunków 547 (74,3%) reprezentuje gatunki rodzime, 179 (24,3%) gatunki
obcego pochodzenia (antropofity) oraz 10 (1,4%)
gatunki o niepewnym statusie we florze Polski
(Ryc. 3). Większość antropofitów jest gatunkami
zadomowionymi (132 gatunki – 17,9%) przy czym
w ich obrębie wcześniejsi przybysze (archeofity) to
59 gatunków (8%), a późniejsi (kenofity) to 73
gatunki (9,9%) (Załączniki 1, 2). Gatunków niezadomowionych (ergazjofigofity) jest we florze OOR
47 (6,4%) (Ryc. 3).
Korzystając z opracowania dla Polski (Tokarska-Guzik 2005; Tokarska-Guzik i in. 2012),
przeanalizowano skład gatunkowy antropofitów zadomowionych pod kątem ich inwazyjności lub tendencji do ustępowania. Jako trwałe elementy flory
mogą one mieć największy wpływ na procesy synantropizacji szaty roślinnej. Wśród nich archeofity
związane są przede wszystkim z obszarami upraw,
a kenofity z wieloma typami siedlisk. W grupie
59 archeofitów tylko 4 (Avena fatua, Echinochloa
crus-galli, Setaria pumila – Ryc. 4 i Setaria viridis)
zaliczone zostały do grupy tzw. chwastów inwazyjnych (Załącznik 1). W tej grupie antropofitów
obserwuje się również tendencję do ustępowania
niektórych gatunków. Są nimi Agrostemma githago,
Lathyrus tuberosus, Neslia paniculata, Stachys annua
(Ryc. 5) i Veronica agrestis. W związku z zaniechaniem w OOR użytkowania rolniczego gruntów,
archeofity, pojawiają się na siedliskach ruderalnych
(np. zaklasyfikowany do ustępujących gatunków
Lathyrus tuberosus (Ryc. 6). W grupie 73 odnotowanych kenofitów aż 38 gatunków zaklasyfikowano
do inwazyjnych w skali kraju (Załącznik 2). Sześć
z nich reprezentuje chwasty inwazyjne (Amaranthus
retroflexus, Conyza canadensis – Ryc. 7), Galinsoga
ciliata, Galinsoga parviflora, Oxalis fontana – Ryc. 8,
Veronica persica). Szczególnie silnie inwazyjnymi gatunkami są w OOR Aster novi-belgii (Ryc. 9) i Heracleum sosnowskyi, który „wędruje” wzdłuż kanału
odwadniającego (Ryc. 10). Początkowe stadium inwazji prezentuje natomiast występująca na pojedynczych jeszcze stanowiskach Reynoutria sachalinensis
(Ryc. 11). Odnotowano także jedno stanowisko
gatunku zaklasyfikowanego aktualnie jako potencjalnie inwazyjny – Typha laxmanni.
Udział grup geograficzno-historycznych we
florach poszczególnych kwadratów przedstawiono
na rycinie 12. Antropofity występują we wszystkich
kwadratach, przy czym udział antropofitów zadomowionych, zarówno kenofitów, jak i archeofitów,
jest najwyższy w północno-zachodniej części OOR,
znacznie zabudowanej i pokrytej dawniej polami,
a obecnie odłogami. W tej części najwyższy jest też
udział gatunków inwazyjnych z grupy kenofitów.
Najmniejszy udział antropofitów zadomowionych odnotowuje się natomiast na południowo-wschodnim krańcu OOR gdzie dominują bory
sosnowe. Nietrwałe elementy flory – ergazjofigofity
obserwuje się szczególnie na terenach pogórniczych,
gdzie prowadzona była rekultywacja, a także na terenach zabudowanych. Brak ich natomiast w części
wschodniej terenu badań. Gatunki zadomowionych
antropofitów występują w zbiorowiskach roślinnych reprezentujących 24 klasy fitosocjologiczne,
przy czym najwięcej jest gatunków łąkowych
z klasy Molinio-Arrhenatheretea (143) i gatunków
upraw polnych z klasy Stellarietea mediae (97).
Mniej gatunków zadomowionych antropofitów
odnotowuje się w zbiorowiskach leśnych z klasy
Querco-Fagetea (72), zbiorowiskach ruderalnych
z klasy Artemisietea vulgaris (69) i zbiorowiskach
muraw kserotermicznych z klasy Festuco-Brometea
(68). Tylko pojedyncze gatunki reprezentują klasy:
Asteretea tripolium i Littorelletea uniflorae. Bardzo
interesująco przedstawia się rozmieszczenie wybranych grup gatunków na obszarze OOR. Gatunki
łąkowe z klasy Molinio-Arrhenatheretea są najbardziej rozpowszechnione na badanym terenie.
Odnotowane zostały we wszystkich kwadratach
w liczbie od 3 do 91 (Ryc. 13). Ich rozmieszczenie jest równomierne, z wyjątkiem południowo
wschodniego krańca, gdzie występuje ich najmniej.
Wzór rozmieszczenia potwierdza szerokie spektrum
ekologiczne gatunków z tej grupy. Koncentracja
gatunków okrajków i muraw kserotermicznych
z klas: Trifolio geranietea sanguinei i Festuco-Brometea oraz muraw psammofilnych z klasy Koelerio
glaucae-Corynephoretea canescentis odzwierciedlają
przede wszystkim podłoże geologiczne. Pierwsza
z wymienionych grup reprezentowana była przez 2
do 45 gatunków w kwadracie (Ryc. 14). Jej przedstawiciele występują przede wszystkim na terenach
z wychodniami dolomitu, w tym pogórniczych
o różnym stopniu przekształcenia powierzchni,
najliczniej w pasie po przekątnej z południowego
zachodu na północny wschód. Natomiast druga
grupa w liczbie od 1 do 20 gatunków w kwadracie związana jest przede wszystkim z podłożem
wykształconym na utworach polodowcowych
(Ryc. 15). Stąd największa ich liczba skupiała się na
169
wielkopowierzchniowych obszarach piaszczystych,
ale także tych nieco mniejszych w różnych częściach terenu pogórniczego. Gatunki lasów liściastych i mieszanych z klas Querco-Fagetea, Alnetea
glutinosae i Querco robori-petraeae występujące od
2 do 35 w kwadracie (Ryc. 16). W ich rozmieszczeniu obserwujemy wyraźne skupienia w różnych
częściach terenu badań. Są to pozostałości występujących tu niegdyś lasów o charakterze remiz lub
obszary roślinności nieleśnej z zachowanymi gatunkami runa leśnego.
W OOR element górski reprezentują 23
gatunki (3,1%) zaklasyfikowane do trzech grup
wysokościowych (Tabela 1; Ryc. 17). Stanowiska
gatunków górskich grupują się w zbiorowiskach
leśnych (Ryc. 18). Obserwuje się ponadto interesującą tendencję do występowania niektórych z nich
na siedliskach antropogenicznych, stanowiących
dla nich siedliska zastępcze. Przykładem może być
Chamaenerion palustre rosnący na rumoszu dolomitowym na terenach kolejowych (Ryc. 19).
Na badanym terenie występuje 46 (6,1%)
gatunków objętych ochroną prawną, w tym 39
ściśle chronionych i 7 chronionych częściowo
(Tabela 2; Ryc. 20, 21). Dwadzieścia gatunków
chronionych jest obecne w zbiorowiskach leśnych
(10 gatunków z klasy Vaccinio-Piceetea, 10 z klasy
Querco-Fagetea), 24 w zbiorowiskach nieleśnych
(7 gatunków z klasy Molinio-Arrhenatheretea,
8 z Festuco-Brometea, 5 z Scheuchzerio-Caricetea
nigrae, 2 z Potametea, 1 z Nardo-Callunetea,
1 z Epilobietea angustifolii i 1 gatunek w zbiorowisku krzewiastym (Rhamno-Prunetea).
Wśród gatunków ściśle chronionych jest 11
gatunków przedstawicieli rodziny Orchidaceae.
Większość z nich to rośliny rzadkie i bardzo rzadkie,
jak Dactylorhiza majalis (Ryc. 22). Do często występujących należą natomiast kruszczyki (Epipactis
atrorubens i E. helleborine (Ryc. 23, 24; Tabela 1).
Gatunki ściśle chronione mają stanowiska (z wyjątkiem jednego) we wszystkich kwadratach OOR
(Ryc. 25). Najwięcej ich rośnie w niewielkich
enklawach najsłabiej przekształconej roślinności –
w kompleksach łąk o różnym stopniu wilgotności.
Należy jednak podkreślić, że gatunki tej grupy
występują stosunkowo często również w miejscach
zdegradowanych. Miejsca te są dla nich siedliskami
zastępczymi.
170
W OOR stwierdzono 12 gatunków uznanych
za zagrożone w skali Polski (Tabela 3). Stanowią
one 1,6% jego flory. Większość z nich objęta jest
również ochroną prawną (Tabela 2) m.in. Epipactis
palustris (Ryc. 26). Oprócz gatunków rodzimych
w grupie tej znajduje się również jeden zadomowiony antropofit z grupy archeofitów – Bromus
secalinus.
Obecność i rozmieszczenie przestrzenne gatunków ściśle chronionych w OOR, jako najbardziej wartościowych florystycznie, wskazują na
wysoką wartość przyrodniczą badanego terenu. Na
uwagę zasługują szczególnie storczykowate m.in.
z rodzaju Epipactis (Tabela 2) oraz Malaxis monophyllos, który jest stałym składnikiem zbiorowisk
borowych, wykształconych na siedliskach pogórniczych. Zasoby tego gatunku oszacowane są w OOR
na kilka tysięcy pędów. Wymienić też należy kilka
chronionych gatunków leśnych, przedstawicieli klas
Querco-Fagetea i Vaccinio-Piceetea m.in. Hepatica
nobilis, Lilium martagon i Chimaphila umbellata
(Tabela 2). Ich obecność potwierdza wcześniejsze
istnienie na terenie OOR lasów liściastych i mieszanych. Swoistym fenomenem borów południowej
części OOR jest występowanie 4 gatunków widłakowatych – Lycopodium annotinum, L. clavatum,
Diphasiastrum complanatum, Huperzia selago
(Tabela 2). Olkuski Okręg Rudny jest też ostoją dla
gatunków w Polsce zagrożonych takich jak Biscutella laevigata, która ma tu stanowiska oderwane od
głównego zasięgu, a także Goodyera repens, Thesium
alpinum i Huperzia selago (Tabela 2). Wszystkie te
walory wskazują na ogromną rolę OOR w zachowaniu najcenniejszych elementów flory Polski.
Aktualna liczba roślin naczyniowych OOR
wynosi 736 gatunków, co oznacza o 100 gatunków
więcej w stosunku do opracowania wcześniejszego (Nowak 1999). Jeżeli porównać ją z florami
większych obszarów jest to liczba znacząca. Flora
wschodniej części Garbu Tarnogórskiego zajmującego około 600 km2 powierzchni liczy 1033 gatunki
(Nowak 1999), flora południowo-wschodniej części
Wyżyny Katowickiej o powierzchni 280 km2 liczy
904 gatunki (Urbisz 2001), a flora Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej o powierzchni 2615 km2
zawiera 1431 gatunków (Urbisz 2008). Z tego
zestawienia wynika, że na obszarze OOR, który
jest mniejszy od porównywanych od 12 do ponad
50-krotnie odnotowano kolejno 70%, 73% i 51%
flory wymienionych tu trzech regionów. Fakt ten
potwierdza znaczną różnorodność gatunkową tego
obszaru. W OOR proporcje analizowanych grup
gatunków są zbliżone do tych w porównywanych
regionach. Szczególnie, udział antropofitów nie
wskazuje na wyjątkowe przekształcenie flory OOR,
czego można byłoby spodziewać się dla terenu
przemysłowego. Należy natomiast podkreślić występowanie tu znacznej liczby gatunków prawnie chronionych. Stanowią one ponad połowę wszystkich
chronionych gatunków odnotowanych na terenie
wschodniej części Garbu Tarnogórskiego (Nowak
1999) i jest ich o 13 więcej niż w południowo-zachodniej części Wyżyny Katowickiej (Urbisz
2001). Natomiast w odniesieniu do znacznie większego i bardziej urozmaiconym obszaru Wyżyny
Krakowsko-Częstochowskiej (Urbisz 2008) jest ich
w OOR o 129 gatunków mniej.
Wnioski
• Skład gatunkowy roślin naczyniowych
OOR jest bogaty i różnorodny. Przekształcenia
powierzchni terenu i zmiany jego użytkowania
spowodowały wytworzenie mozaiki siedlisk
i występowanie gatunków z różnych grup socjologiczno-ekologicznych. Rekrutują się one przede
wszystkim z lokalnych zasobów. W efekcie na
obszarach górniczych obserwuje się większą różnorodność niż na terenach słabiej przekształconych.
• Liczba gatunków roślin naczyniowych znalezionych w OOR wynosi 736 (547 rodzimych, 179
obcego pochodzenia – antropofitów i 10 gatunków
o nieustalonym statusie we florze). Część antropofitów jest gatunkami inwazyjnymi stanowiąc zagrożenie dla rodzimej szaty roślinnej.
• Flora OOR zawiera w swym składzie 46
gatunków prawnie chronionych, z których 8 jest
gatunkami zagrożonymi, a kolejne 4 zagrożone nie
są objęte ochroną prawną. Występują one zwykle
w enklawach roślinności najmniej przekształconej,
rzadziej również na siedliskach ruderalnych będących dla nich siedliskami zastępczymi.
• Flora OOR zawiera 23 gatunki górskie często
o ograniczonych, czasem izolowanych zasięgach.
Podkreśla to znaczenie OOR z punktu widzenia
fitogeografii.
9
Bryophytes of selected habitat types in the Olkusz
Ore-bearing Region
Ryszard Ochyra, Barbara Godzik
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: [email protected];
[email protected]
Introduction
Bryophytes are ubiquitous green plants
which, despite their small size and simple
structure, occupy virtually all the ecosystems
on Earth, including the most inhospitable,
with the notable exception of the marine environment. Quite often they provide one of the
first links in the vegetation succession, and
for that reason, along with lichens, they are
labelled pioneers of life. They grow successfully
in polar regions, reaching the highest possible
latitudes in the Antarctic near the South Pole,
as well as in deserts, and in the mountains
they sometimes occur at elevations above 5000
metres. Bryophytes are an essential component
of forests in all climatic zones. The exceptional
adaptability of these plants is a consequence of
their special physiological abilities, especially
their ectohydricity. The vast majority of them
do not possess special organs for conducting
water and they absorb it from external capillary spaces as needed (Proctor 2000).
Some bryophytes exhibit a special ability
to accumulate pollutants, especially heavy
metals, and therefore for several decades they
have been used in environmental monitoring
(Maschke 1981; Muhle 1985; Markert et al.
2003). The first investigations of this type were
carried out in Scandinavian countries in the
1970s (Tyler 1970; Rühling and Tyler 1973;
Steinnes 1987; Poikolainen et al. 2004). Since
1990, most European countries have participated in five-yearly monitoring of heavy metal
deposits in a few bioindicator moss species,
including Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt.,
Hylocomium splendens (Hedw.) Schimp.,
Hypnum cupressiforme Hedw. and Pseudoscleropodium purum (Hedw.) Broth. (Rühling 1994;
Rühling et al. 1997; Suchara et al. 2007a,b;
Harmens et al. 2008, 2013).
A number of bryophyte species are associated with a specific substrate containing high
concentrations of metals, for example copper,
zinc, nickel, iron or aluminium (Persson 1948,
1956; Mårtensson and Berggren 1954; Canon
1960; Shacklette 1967; Shaw and Owens
1995). There is considerable evidence indicating that some taxa evolved in such habitats,
while their close relatives or ancestral species
grow in areas in which metal-bearing ores are
absent or scarce. Such pairs of closely related
173
taxa include Ditrichum plumbicola Crundwell
and D. lineare (Sw.) Lindb. among the mosses,
and Gymnocolea acutiloba (Schiffn.) Müll.Frib.
and G. inflata (Huds.) Dumort. as well as
Cephaloziella massalongi (Spruce) Müll.Frib.
and C. compacta (Jörg.) Müll.Frib. among the
hepatics, although the latter pairs are sometimes considered merely ecological modifications of the parent species (Persson 1948).
The best-known moss accumulators of heavy
metals, often called copper mosses, include
Streptocolea atrata (Hornsch.) Ochyra & Żarnowiec (Ochyra and Bednarek-Ochyra 2004),
Mielichhoferia elongata (Hoppe & Hornsch.)
Nees & Hornsch., M. mielichhoferiana (Funck)
Loeske and Scopelophila ligulata (Spruce)
Spruce, which are native European species, as
well as S. cataractae (Mitt.) Broth., a species introduced to Europe several decades ago (Corley
and Perry 1985). Due to their unusual abilities,
these species are often used as bioindicators
helpful in detecting metal-bearing ore deposits (Shacklette 1961, 1965a, b, 1967; Brooks
1968, 1971; Brooks et al. 1973).
Unfortunately, none of those metal accumulating moss species has been discovered
in Poland so far, despite the existence of
areas with deposits of zinc- and lead-bearing
ores in the vicinity of Bytom, Trzebinia and
Olkusz (Godzik – Chapter 2, this volume).
The present-day anthropogenic landscape
in this region is associated with mining and
processing of metal-bearing ores, resulting
in total transformation of its surface and the
occurrence of artificial elements. There are
numerous remains of mining activity in this
area, such as post-mining outcrops, sand pits
and waste dumps. Natural outcrops of zinc
and lead ores are absent but the whole area is
strongly polluted with heavy metals originating
from settling of dust from ore processing and
smelting. In some places heavy metal pollution of the soil exceeds the permitted levels.
174
This is especially true of the dumps left after
exploratory mining and surface mining of
outcrops, and these contain exceptionally high
concentrations of heavy metals (Pasieczna and
Lis 2008). Such sites are of special botanical
interest since they are occupied by a specific
type of xerothermic grassland containing species that tolerate high levels of metals, such as
Biscutella laevigata L., Silene vulgaris L., Dianthus carthusianorum L. and Armeria maritima
(Mill.) Willd. In species composition they are
similar to the calamine grasslands of Western
Europe (Szarek-Łukaszewska and Grodzińska
2008, 2011).
Metal-bearing land in the vicinity of
Olkusz has not hitherto been studied bryologically, although the first information on bryophytes in this region dates from the end of the
19th century (Steingauz 1887; Błoński 1889,
1890a, b). The moss flora of the western part
of the area, situated in the Silesian Upland,
was described by Kuc (1956). Some bryological data are scattered in various publications
devoted to the Kraków-Częstochowa Upland
(e.g. Kuc 1959; Jędrzejko and Wika 1989,
1992). All these incidental records of bryophytes have been summarised by Stebel (1998)
in his bryoflora of Katowice Province (in its
pre-1998 boundaries).
Previous information on the bryophytes
of the Olkusz Ore-bearing Region (OOR) is
scattered and disregards the specific features
of the terrain. From 2008 to 2012, studies on
the bryophytes of the OOR were carried out
within the interdisciplinary project “Vegetation of calamine soils and its importance for
biodiversity and landscape conservation in
post-mining areas” (EEA FM PL0265). They
focused mainly on describing the species richness and variety of the bryophyte flora of the
study area, and determining the main factors
shaping the contemporary bryoflora and the
distribution of particular species. These issues
are discussed in detail in a separate treatment
(Stebel et al. 2014). The present chapter discusses the bryophyte species occurring in
selected habitat types occupied by uniform
vegetation stands in the OOR.
Material and methods
The fieldwork in the post-mining Olkusz
Ore-bearing Region was carried out in 2008–
2009 and focused primarily on the composition and frequency of bryophyte species in
selected sampling plots. In 2012, composite
field studies were performed in all types of
habitat throughout the OOR with the aim of
forming a complete list of liverwort and moss
species (Stebel et al. 2015). Some additional
fieldwork on the bryoflora carried out in 2014
was aimed primarily at obtaining supplementary distributional records, especially for
frequent and common species that may have
been overlooked during the earlier survey.
The OOR study area covers 48 sq. km
and is situated in the southeastern part of
the Silesia-Cracow Upland (50°15′–50°19′N,
19°25′–19°32′E) (Godzik – Chapter 2, this
volume). It lies in ATPOL grid squares DF36
and DF46 (Zając 1978), Fd63 and Fd64 in
the ATMOS system (Ochyra and Szmajda
1981). A detailed description of the study area
is in Nowak et al. (2011) and in this volume
(Godzik – Chapter 2).
Bryophytes were recorded at sites representing six homogeneous habitat types, using
the methods specified in project EEA MF
PL0265 (Kapusta and Godzik – Chapter 6,
this volume). In total, 49 sites (400 m2 each)
were studied, bearing numbers 1–30, 32–34
and 36–51, and within each site the species and
their frequency and abundance were recorded
from nine plots (4 m2 each). Sites (and plots)
were investigated in the following vegetation
and habitat types:
FS – pine forest on sand: 22, 26, 28, 32,
33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 44, 45, 47;
FW – pine forest on mining waste: 23, 24,
25, 27, 29, 38;
GS – thermophilous grassland on sand: 3,
4, 8, 9, 12, 20, 46;
GW – thermophilous grassland on mining
waste: 1, 14, 15, 16, 17, 34; 51;
MW – grassland dominated by Molinia
caerulea on mining waste: 2, 13, 21, 30,
49, 50;
P – mesophilous grassland on old fields: 5,
6, 7, 10, 11, 18, 19, 48.
Bryophytes were collected on all substrates
occurring in a given sampling plot, including
soil, stones, fallen branches, rotten stumps,
litter, humus, tree bark and exposed roots. In
total, 931 bryophyte records were made, 342
of which were collected. Voucher specimens
are deposited in the bryological herbarium of
the Institute of Botany of the Polish Academy
of Sciences (KRAM).
Below are listed all the recorded hepatic
and moss species, arranged systematically.
Unless otherwise stated, the data for each species refer to the investigated sampling plots
and include (a) the substrate on which it
was recorded, (b) its frequency, (c) the total
number of records at the sites (ST), and (d) the
number of sampling plots in each habitat type,
designated by the abbreviations given above.
Some species collected outside but very near
the sampling plots are listed; for these the relevant numbers are given in parentheses. They
are exceptional cases which do not affect the
general characterisation of the bryoflora of the
sites: a single record of the epilithic moss Schistidium apocarpum (Hedw.) Bruch & Schimp.,
and the majority of the records of Schistidium
crassipilum H.H.Blom. The abundance of
each species was evaluated using the 6-degree
combined Braun-Blanquet scale, commonly
accepted in phytosociology. The results were
175
used for assessment of the abundance of the
species in particular types of vegetation stand.
The frequency of each species in the OOR
is also given, because quite often it differed
from that in the sampling plots. Information
on its occurrence in the coterminous Silesian
and Kraków-Częstochowa Uplands is also
given.
List of taxa
MARCHANTIOPHYTA
Aneuraceae
Riccardia palmata (Hedw.) Carruth. – On
a rotten stump in pine forest. Exceedingly rare,
recorded only once in the OOR. So far the
species has not been recorded in the Olkusz
Upland, and in the Kraków-Częstochowa
Upland was found only twice in the 19th
century (Szweykowski and Koźlicka 1980). It
was reported once in the 19th century from
the Silesian Upland (Uechtritz 1864). ST:
1 – FS: 43.
Lophocoleaceae
Lophocolea heterophylla (Schrad.) Dumort. –
On decaying stumps and logs in pine forest.
Infrequent in the sampling plots but relatively
frequent in the OOR and in coterminous
areas of the Silesian Upland (Stebel 1998). ST:
2 – FS: 38, 43.
Cephaloziellaceae
Cephaloziella rubella (Nees) Warnst. – On
dry soil in tufts of mosses. A very rare species,
known from only two localities in the OOR,
one of which was situated in a sampling plot.
In addition, it occurs occasionally in the Silesian Upland (Stebel 1998). ST: 1 – FW: 27.
Cephaloziella divaricata (Sm.) Schiff. – On
dry soil. Very rare in the sampling plots and
176
in the whole OOR, scattered in the Silesian Upland (Stebel 1998). ST: 2 – GS: 46;
MW: 49.
Lophoziaceae
Barbilophozia barbata (Schreb.) Loeske – On
soil, pine needles and bark. Very rare in pine
forest on the eastern and northern outskirts
of the OOR. It is also exceedingly rare in the
Silesian Upland (Stebel 1998). ST: 4 – FS: 22,
37, 43, 45.
Lophozia ventricosa (Dicks.) Dumort. – On
soil in a moss patch in pine forest. A very rare
species, known only from a single site in the
OOR, sporadically recorded in the Olkusz
and Katowice Uplands (Stebel 1998). ST:
1 – FS: 39.
BRYOPHYTA
Ditrichaceae
Ceratodon purpureus (Hedw.) Brid. (Fig. 1)
− On denuded sandy and clayey soil, on stones
and in strongly disturbed habitats, common in
the sampling plots. A ubiquitous species in the
OOR, one of the commonest moss species in
the whole country. ST: 28(29) – FS: 22, 26,
(28), 42, 43, 44, 47; FW: 23, 24, 27; GS: 3,
4, 8, 46; GW: 15, 16, 34; MW: 2, 13, 30, 49;
P: 5, 6, 7, 10, 11, 18, 19, 48.
Dicranaceae
Dicranella heteromalla (Hedw.) Schimp. – On
a decaying stump. In the sampling plots it was
recorded only once, but it is relatively frequent in the OOR, and common in the Silesian Upland (Stebel 1998) and Kraków-
Częstochowa Upland (Fojcik 2011). ST:
1 – FS: 43.
Dicranella rufescens (Dicks.) Schimp. – On
dry or slightly moist soil and dolomite pebbles,
very rare. The species is relatively frequent in
the Silesian Upland (Stebel 1998) but very rare
the sampling plots but generally is widespread
and locally common in the OOR, as it is
throughout the Silesian Upland (Stebel 1998)
and the adjacent Kraków-Częstochowa Upland
(Fojcik 2011). ST: 7 – GW: 15, 16, 34; MW:
30; P: 6, 7, 11.
Didymodon fallax (Hedw.) R.H.Zander – On
dry, stony soil. The species was only recorded
once in the sampling plots but generally is relatively frequent in the central and western parts
of the OOR. Frequent in the Silesian Upland
(Stebel 1998) and Olkusz Upland (Fojcik
2011). ST: 1 – GW: 15.
Fig. 1. Ceratodon purpureus (Hedw.) Brid. (photo V. Plášek)
Ryc. 1. Ceratodon purpureus (Hedw.) Brid. (fot. V. Plášek)
in the neighbouring Olkusz Upland (Fojcik
2011). ST: 2 – GW: 34; MW: 2.
Dicranella staphylina H.Whitehouse – Gregarious or in small tufts on dry, clayey soil. The
species is infrequent in the OOR and so far has
not been recorded in the Pagóry Jaworznickie
hills (Stebel 1998). It is relatively frequent in
the Olkusz Upland but not in the part constituting the OOR (Fojcik 2011). ST: 5 – FW:
23; GW: 1, 14, 15; MW: 30.
Dicranella varia (Hedw.) Schimp. – On dry
or slightly moist clayey or sandy soil. The species is fairly frequent in the central part of the
OOR, and widespread in the Silesian Upland
(Stebel 1998) and Olkusz Upland (Fojcik
2011). ST: 2 – GS: 46; MW: 50.
Pottiaceae
Barbula unguiculata Hedw. – On clayey and
stony ground. The species was infrequent in
Didymodon rigidulus Hedw. – On stony soil
on mining waste. The species was very rare in
the sampling plots but is widely distributed in
the southwestern and northeastern parts of the
OOR. It is also frequent in the Silesian Upland
(Stebel 1998) and Kraków-Częstochowa
Upland (Fojcik 2011). ST: 2 – GW: 15, 34.
Tortella tortuosa (Hedw.) Limpr. – On stony
ground with dolomite. It is widespread and
common in places in the central and western
parts of the OOR. The species is common on
limestone rocks in the Kraków-Częstochowa
Upland (Fojcik 2011) and less frequent in
the Silesian Upland (Stebel 1998). ST: 12(13)
– FS: 37; FW: 23, 24, (25), 27, 29; GW: 1,
14, 15, 16, 17; MW: 2, 50.
Tortula muralis Hedw. – On boulders, mining
waste and concrete walls. It was very seldom
recorded in the sampling plots but is relatively frequent throughout the whole OOR.
Common in the Silesian Upland (Stebel 1998)
and Kraków-Częstochowa Upland (Fojcik
2011). ST: 2 – P: 6, 19.
Weissia controversa Hedw. – On basic stony
substrate, on soil with dolomite stones and
pebbles. The species is rare in the OOR,
though locally very abundant. It is generally
rare in the Silesian Upland (Stebel 1998) and
177
widely scattered in the Kraków-Częstochowa
Upland (Fojcik 2011). ST: 10 – GS: 3, 9, 12,
20; GW: 1, 51; MW: 2, 13, 21, 49.
Grimmiaceae
Niphotrichum canescens (Hedw.) BednarekOchyra & Ochyra – On stony soil in mining
waste. The species is relatively rare in the
OOR, usually forming small populations, but
is widely distributed though scattered in the
Silesian Upland (Stebel 1998) and KrakówCzęstochowa Upland (Fojcik 2011). ST:
1 – FW: 28.
Schistidium apocarpum (Hedw.) Bruch
& Schimp. – On stony soil, recorded only
once in the OOR. Its distribution in the study
area as well as in the country as a whole is
poorly known, since until recently it had not
been distinguished from several species of this
complex (Blom 1996). ST: 1 – GW: 15.
Schistidium crassipilum H.H.Blom (Fig. 2)
– On dolomite stones at dry, sunny, exposed
sites. It was not recorded in the sampling
plots but occurred close by. So far the species has not been separated from S. apocarpum but it seems to occur commonly in the
OOR, on stones, stone and concrete walls. Its
distribution in the country remains to be determined, but it is certainly one of the commonest species in the Kraków-Częstochowa
Upland (Fojcik 2011) and most probably
throughout the Polish lowlands. ST: (2) – FS:
(37); MW: (50).
Schistidium dupretii (Thér.) W.A.Weber – An
epilithic moss, growing on dry stones, boulders, stony soil and walls. In the sampling plots
it was found only once but it was observed in
the vicinity more often. It is the commonest
species of the genus in the OOR, growing
exclusively on stony substrate. ST: 1(7) – FS:
(37); FW: (23), 25; GW: (14); MW: (49),
(50); P: (18).
Bryaceae
Bryum argenteum Hedw. (Fig. 3) – A ubiquitous species, growing on all types of soil at
anthropogenic sites, most often in dry and exposed sites. It was rarely found in the sampling
Fig. 3. Bryum argenteum Hedw. (photo V. Plášek)
Ryc. 3. Bryum argenteum Hedw. (fot. V. Plášek)
plots but is one of the commonest moss species
in the OOR and in Poland as a whole. ST:
2 – GW: 16; P: 6, 11.
Fig. 2. Schistidium crassipilum H.H.Blom (photo V. Plášek)
Ryc. 2. Schistidium crassipilum H.H.Blom (fot. V. Plášek)
178
Bryum caespiticium Hedw. – On clayey soil.
It was found only once in the sampling plots
but is scattered throughout the OOR. It is
one of the commonest species in the country, occurring on dry anthropogenic sites. ST:
1 – MW: 50.
and the Kraków-Częstochowa Upland (Fojcik
2011). ST: 3 – FS: 22, 37, 42.
Bryum dichotomum Hedw. – An epigean
moss growing on dry or somewhat moist soil,
commonly with axillary gemmae. In the sampling plots it was an occasional species of grassland and fallows. It is scattered in the OOR
and in the Silesian Upland (Stebel 1998) and
Kraków-Częstochowa Upland (Fojcik 2011).
ST: 3 – GW: 16, 34; P: 6.
Plagiomnium affine (Funck) T.J.Kop. – On
pine needles in dry situations in pine forest.
The species was only recorded once in the
sampling plots but in the OOR it is relatively
frequent, especially in the southern part of
the area. It is common in the Silesian Upland
(Stebel 1998), the Kraków-Częstochowa
Upland (Fojcik 2011) and throughout the
country. ST: 1 − FW: 27.
Bryum pallescens Schwägr. – On stony basic
ground, on soil with dolomite pebbles, on clay,
sand and humus. Frequent and locally common
and abundant in all the sampling plots on
anthropogenic sites and in the entire OOR.
Along with Bryum argenteum and B. pseudotriquetrum (Hedw.) P.Gaertn., B.Mey. & Scherb.
(which was not recorded in any sampling
plot) it is one of the commonest species of the
genus. Interestingly, it is rather infrequent in
the Silesian Upland (Stebel 1998) and in the
ST: 26(28) – FS: 26, 47; FW: (24), 23, 27;
GS: 3, 4, 9, (12), 20, 46; GW: 1, 14, 15, 16,
17, 34, 51; MW: 2, 13, 21, 30, 50; P: 6, 7,
10, 11, 18.
Pohlia nutans (Hedw.) Lindb. – On soil, pine
needles and rotten wood. The species was frequent in the sampling plots. In the OOR it
is one of the commonest species, especially in
pine forest. Common throughout the country.
ST: 14(15) – FS: 22, 26, 32, 33, 36, 39, 40,
41, 43, 44, 45; FW: (27), 38; GS: 46; P: 6.
Rosulabryum capillare (Hedw.) J.R.Spence
– Most often found on dry sandy soil and
humus in pine forest. It was rather rare in the
sampling plots but is more frequent and abundant throughout the OOR in pine forest. It is
common in the Silesian Upland (Stebel 1998)
Mniaceae
Plagiomnium cuspidatum (Hedw.) T.J.Kop.
− On sandy, clayey and stony soil in pine
forest, less often in grassland and fallows. The
species was rather infrequent in the sampling
plots but in general is one of the commonest
moss species in the OOR, as it is in the Silesian Upland (Stebel 1998) and the KrakówCzęstochowa Upland (Fojcik 2011). ST:
10 – FS: 37; FW: 24, 27, 38; GW: 16; MW:
30; P: 11, 18, 19, 48.
Plagiomnium rostratum (Hedw.) T.J.Kop.
– On basic stony and clayey soil in fallow fields,
rarely in pine forest. The species is very rare,
recorded from only three sampling plots and
generally sporadically observed in the OOR.
Unlike in the study area, it is very frequent
in the Silesian Upland (Stebel 1998) and the
ST: 3 – FS: 37; P: 6, 48.
Thuidiaceae
Abietinella abietina (Hedw.) M.Fleisch.
(Fig. 4) – On dry soil on insolated and open
sites in grassland and pine forest on mining
waste. Rare in the sampling plots and in the
OOR, common in xerothermic grassland in
the Kraków-Częstochowa Upland (Fojcik
2011), and less frequent in the Silesian Upland
(Stebel 1998). ST: 2 – FW: 38. GW: 16.
179
species in the sampling plots and in the whole
OOR. It is widespread in Poland in coniferous
forest. ST: 12(13) – FS: 22, 36, 39, 41, 42, 43,
44, 45, 47; FW: 24, (27), 29, 38.
Brachytheciaceae
Fig. 4. Abietinella abietina (Hedw.) M.Fleisch. (photo
V. Plášek)
Ryc. 4. Abietinella abietina (Hedw.) M.Fleisch. (fot.
V. Plášek)
Thuidium delicatulum (Hedw.) Schimp.
– On dry soil, usually at shady sites in pine
forest. Very rare in the sampling plots and in
the OOR. In Poland the species is common
but locally infrequent, as for example in the
Kraków-Częstochowa Upland (Fojcik 2011),
and less frequent in the Silesian Upland (Stebel
1998). ST: 3 – FS: 42; FW: 24, 38.
Hylocomiaceae
Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt. (Fig. 5)
– On the ground, primarily in pine forest, at
shady and sunny sites. A relatively frequent
Fig. 5. Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt. (photo A. Stebel)
Ryc. 5. Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt. (fot. A. Stebel)
180
Brachytheciastrum velutinum (Hedw.) Ignatov & Huttunen – On soil, pine needles,
humus, at tree bases and on stumps and rotten
wood. One of the commonest species in the
study area and in Poland. ST: 21 – FS: 22, 26,
28, 32, 33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 44, 45,
47; FW: 24, 27, 29, 38; GS: 46; P: 11.
Brachythecium albicans (Hedw.) Schimp.
– On dry sandy and clayey soil in grassland
and forest. A rare species in the sampling plots,
but common in the OOR and in the country
as a whole. ST: 4 – FW: 24; GW: 16, 18; P: 48.
Brachythecium mildeanum (Schimp.) Schimp.
– On fairly moist soil. A very rare species,
found only once in the sampling plots on
fallow ground and once outside them. It is also
rare in the OOR as well as in adjacent areas
of the Kraków-Częstochowa Upland (Fojcik
2011) and Silesian Upland (Stebel 1998). ST:
1(2) – FW: (25); P: 48.
Brachythecium rutabulum (Hedw.) Schimp.
– On the ground in pine forest and fallow
fields. The species was frequently recorded in
the sampling plots and is generally common
in the OOR and throughout the country. ST:
10(11) – FS: 26, 40, 41, 42; FW: (24), 25, 27,
38; P: 5, 19, 48.
Brachythecium salebrosum (F.Weber & D.
Mohr) Schimp. (Fig. 6) – On soil, pine needles, stumps, fallen tree branches, exposed
roots and stony ground. A fairly frequent species in the sampling plots. One of the commonest species in the OOR and throughout
the country. ST: 10 – FS: 22, 37, 40, 47; FW:
24, 25, 27, 29, 38; P: 5.
the OOR as well as in neighbouring areas
of the Kraków-Częstochowa Upland (Fojcik
2011) and Silesian Upland (Stebel 1998). ST:
1 – P: 6.
Sciuro-hypnum oedipodium (Mitt.) Ignatov & Huttunen – On the ground in pine
forest. A rather frequent species in the OOR
and Silesian Upland (Stebel 1998) and more
common still in the Kraków-Częstochowa
Upland (Fojcik 2011). ST: 15 – FS: 26, 28,
36, 37, 39, 42, 43, 44, 45, 47; FW: 24, 25,
27, 29, 38.
Fig. 6. Brachythecium salebrosum (F.Weber & D.Mohr)
Schimp. (photo A. Stebel)
Ryc. 6. Brachythecium salebrosum (F.Weber & D.Mohr)
Schimp. (fot. A. Stebel)
Eurhynchiastrum pulchellum (Hedw.) Ignatov & Huttunen – On soil in forest and grassland. A relatively rare species, recorded in a few
sampling plots and scattered throughout the
OOR. It is also widely distributed but scattered in the Silesian Upland (Stebel 1998) and
ST: 5(6) – FS: 40; FW: (23), 24, 25, 29;
GW: 16.
Kindbergia praelonga (Hedw.) Ochyra – On
the ground in pine forest. A very rare species,
found in only one sampling plot, additionally recorded at only one more station in the
OOR. It is rare and scattered in the KrakówCzęstochowa Upland (Fojcik 2011) and Silesian Upland (Stebel 1998). ST: 1 – FW: 38.
Oxyrrhynchium hians (Hedw.) Loeske – On
soil in fallow fields and grassland. An infrequent species, both in the sampling plots and
in the whole OOR, although in Poland it is
ubiquitous. ST: 4 – GW: 16; P: 11, 19, 48.
Rhynchostegium murale (Hedw.) Schimp.
– On stones. It was recorded only once in
the sampling plots but is fairly common in
Plagiotheciaceae
Plagiothecium
denticulatum
(Hedw.)
Schimp. – On the ground in pine forest. An
infrequent species, scattered throughout the
OOR but common in coterminous areas of the
Kraków-Częstochowa (Fojcik 2011) and Silesian Uplands (Stebel 1998), as well as throughout the country. ST: 7 – FS: 26, 39, 41, 44,
45, 47; FW: 38.
Plagiothecium laetum Schimp. – On soil and
humus in pine forest. It was found in only
one sampling plot, occurs occasionally in the
OOR, but is elsewhere common in Poland.
ST: 1 – FS: 39.
Amblystegiaceae
Amblystegium juratzkanum Schimp. – On
soil. It was found only once in the sampling
plots and is equally very rare in the OOR. It is
scattered in neighbouring areas of the KrakówCzęstochowa (Fojcik 2011) and Silesian Uplands (Stebel 1998). ST: 1 – P: 7.
Amblystegium serpens (Hedw.) Schimp. – On
dry or somewhat moist soil in open or sheltered sites. It was rather infrequent in the sampling plots but is frequent in the OOR. It is
a ubiquitous species throughout the country.
ST: 13 – FW: 24; GW: 15, 16, 34; MW: 30,
49; P: 5, 6, 10, 11, 18, 19, 48.
181
Campylophyllopsis calcarea (Crundwell
& Nyholm) Ochyra – On stony ground and
on rich basic mining waste (dolomite). The
species is fairly widespread in the OOR and
in some places frequent and abundant, as
it is in most of the neighbouring KrakówCzęstochowa Upland (Fojcik 2011) and Silesian Upland (Stebel 1998). ST: 8 – FW: 23,
24, 25, 27, 29; GW: 14, 15, 17.
Sanionia uncinata (Hedw.) Loeske – On the
ground in pine forest. It was found in only one
sampling plot but is more frequent elsewhere
in the OOR and common in the KrakówCzęstochowa Upland (Fojcik 2011) and Silesian Upland (Stebel 1998). ST: 1 – FS: 44.
Hypnaceae
Calliergonella cuspidata (Hedw.) Loeske –
On humus and slightly moist stony ground in
pine forest on mining waste. In the sampling
plots it was recorded only twice but it is generally more frequent in the OOR. It is very
frequent in the Kraków-Częstochowa Upland
(Fojcik 2011) and Silesian Upland (Stebel
1998). ST: 2(3) – FS: 47; FW: (24); GW: 14.
Herzogiella seligeri (Brid.) Z.Iwats. – An
epixylic species growing on decaying wood.
It was found in a single sampling plot and
is rare in the OOR. Fairly common in the
Silesian Upland (Stebel 1998) and KrakówCzęstochowa Upland (Fojcik 2011). ST:
1 – FW: 38.
Discussion
Species richness
The bryophyte flora of the research sites
studied in the Olkusz Ore-bearing Region
(OOR) was exceptionally poor and monotypic
even for an area strongly disturbed by human
impacts, but we should point out that the
182
sampling plots represent specific habitat types
that dominate this area, with particular reference to sites polluted with heavy metals above
permitted levels, and their associated calamine
grasslands. Only 51 species were found in
the sampling plots: 6 species of hepatics and
45 species of mosses. These numbers are glaringly less than the total bryoflora of the OOR:
19 species and one variety of liverwort, and
171 species and two varieties of moss (Stebel
et al. 2014).
All the species found in the study area
represent a relatively narrow spectrum of
supraspecific taxa. The hepatics were within
four families and five genera, while the mosses
constituted 12 families and 29 genera. The
vast majority of genera, as many as 25, were
represented by a single species, 4 genera
(Cephaloziella, Didymodon, Plagiothecium and
Amblystegium) by 2 species, 2 genera (Schistidium and Plagiomnium) by 3 species, and
3 genera (Dicranella, Bryum and Brachythecium) by 4 species.
The poverty of the bryoflora of the sampling plots is particularly clear when viewed
in terms of species frequency. Well over half
of the 51 species were very rare, found in the
sampling plots three times or less:
(a) species recorded in a single sampling
plot – 15 (29.4%): Riccardia palmata, Cephaloziella rubella, Lophozia ventricosa, Dicranella
heteromalla, Didymodon fallax, Niphotrichum
canescens, Schistidium apocarpum, Bryum
caespiticium, Plagiomnium affine, Kindbergia
praelonga, Rhynchostegium murale, Plagiothecium laetum, Amblystegium juratzkanum, Sanionia uncinata and Herzogiella seligeri;
(b) species recorded in two sampling plots
– 10 (19.6%): Lophocolea heterophylla, Cephaloziella divaricata, Dicranella rufescens, D. varia,
Didymodon rigidulus, Tortula muralis, Schistidium crassipilum, Bryum argenteum, Abietinella abietina and Brachythecium mildeanum;
(c) species recorded in three sampling plots
– 5 (9.8%): Bryum dichotomum, Rosulabryum
capillare, Plagiomnium rostratum, Thuidium
delicatulum and Calliergonella cuspidata.
The 30 species listed above constitute
58.8% of the bryophyte flora of the study
sites. They were not abundant and were not
important biocoenotic constituents of the
plant communities in the sampling plots. All
the liverworts were of the group of the rarest
bryophytes. These are particularly sensitive to
any disturbance of the natural environment
and vegetation.
Only two species can be designated as
common, recorded in over half the sampling
plots. These were the ubiquitous Ceratodon
purpureus, recorded in 29 sampling plots, and
Bryum pallescens, found in 28. It is interesting
to note that the latter is not one of the commonest or ubiquitous species in Poland, but it
happens to be very widespread and abundant
in the OOR, where sometimes it is found with
sporophytes.
Another widespread species was Brachytheciastrum velutinum, found in 21 sampling
plots and growing in great abundance, primarily in pine forest. Two species, Pohlia
nutans and Sciuro-hypnum oedipodium, also
occurred almost exclusively in pine forest and
were recorded in 15 sampling plots each. They
are common species in the Polish lowlands.
Only seven species can be designated as
frequent, recorded in ten or more sampling
plots. These are Tortella tortuosa, Pleurozium
schreberi and Amblystegium serpens, recorded in
13 plots; Brachythecium rutabulum, found in
11; and Weissia controversa, Plagiomnium cuspidatum and Brachythecium salebrosum, found in
10. All of them except for Tortella tortuosa and
Weissia controversa are common in Poland. The
latter two basiphilous species are locally abundant in plant communities on mining waste
composed of dolomite.
Habitat analysis
The species impoverishment of the studied
plots should be attributed mainly to the habitat uniformity of the plots selected for this
work on the bryoflora. The majority of them
had plant communities developed on dry,
most often sandy soils, which create favourable conditions only for epigean bryophytes.
This habitat group gave 75% of the species and
represented the core of the bryoflora.
Species of other habitat types were poorly
represented in the sampling plots. This was particularly true for epiphytic species, which are
very rare throughout the OOR. Typical epiphytes were not recorded in the sampling plots.
Brachytheciastrum velutinum was found on bark
at the base of tree trunks or on exposed roots,
but this species grows on a variety of substrates,
especially on soil. The absence of old trees in
the study area is the main reason for the lack
of epiphytic bryophytes. In addition, the relatively high air pollution inhibits the growth of
epiphytes, due to toxic emissions from the adjacent Upper Silesia industrial belt as well as from
the local company ZGH Bolesław in Bukowno,
whose basic activity is producing electrolytic
zinc and also zinc and lead concentrates.
The lack of old trees and the predominance of young pine tree stands resulted in
the great rarity of epixylic bryophytes, which
typically grow on decaying and rotten logs and
stumps. The only typical epixylic bryophytes
in the study area were Riccardia palmata,
Lophocolea heterophylla and Herzogiella seligeri.
In such habitats there were species that also
grow on other substrates, including Dicranella
heteromalla, Pohlia nutans and Brachythecium
salebrosum, typical terrestrial mosses that usually grow on soil or humus.
One of the most important habitats occupied by bryophytes is rock. Natural rock
outcrops occur very rarely in the OOR, but
183
anthropogenic rock-like habitats, including
stone and brick walls, concrete structures,
bridges, roofing tiles, foundations and ruined
or abandoned buildings are widespread. Epilithic bryophytes were found only occasionally in the sampling plots, on occasional field
stones. Only three species (Tortula muralis,
Schistidium apocarpum, S. dupretii) were found
in such habitats, but S. crassipilum was discovered outside the sampling plots at the study
sites or nearby. A special type of rocky substrate is mining waste composed of dolomite
stones and pebbles. In some sampling plots
these were commonly and abundantly overgrown with Tortella tortuosa and Campylophyllopsis calcarea.
Aquatic and paludicolous bryophytes were
not recorded at the research sites. In the OOR
they occur quite often in numerous artificial
canals, drains and streams, as well as in small
fens and swamps, wet meadows and fragmentary stands of carr and bog pinewood on the
northern and southern outskirts of the area
(Stebel et al. 2014).
The poor diversity of the bryoflora affected
the floristic composition and abundance of
species in the types of vegetation examined
(Table 1). Only two of the commonest species,
Ceratodon purpureus and Bryum pallescens, were
recorded in all habitat types. Of these, only the
former occurred with more or less equal frequency in each habitat. B. pallescens evidently
avoided forest communities but was common
and abundant in grassland and fallow fields.
Two species, Plagiomnium cuspidatum and
Schistidium dupretii, were recorded in five
habitat types and were absent only from xerothermic grassland on sand. The first of these
occurred rather sporadically in 1–4 sampling
plots, whilst S. dupretii was only found in
a single sampling plot in pine forest on mining
waste. In other habitat types it was recorded
outside the sampling plots.
184
Only four species were found in four
habitat types, reaching optimum occurrence
in different types of vegetation. Tortella tortuosa occurred in vegetation stands on dolomite mining waste, including pine forest and
thermophilous and humid grassland, while
Pohlia nutans and Brachytheciastrum velutinum
occurred en masse in pine forest on sand, and
Amblystegium serpens in fallows.
Because of the great rarity and incidental
occurrence of most species, it is impossible to
associate them with definite types of vegetation. All liverwort species except for Cephaloziella bicuspidata occurred exclusively in pine
forest on sand or mining waste. Such species
as Dicranella heteromalla, Rosulabryum capillare and Sanionia uncinata were found only in
pine forest on sand. Niphotrichum canescens,
Kindbergia praelonga and Herzogiella seligeria
occurred in pine forest on mining waste. Thuidium delicatulum, Plagiothecium denticulatum
and Sciuro-hypnum oedipodium were found in
both types of pine forest. It is difficult to find
any correlations in species occurrence in nonforest types of vegetation, because most species were discovered there only sporadically,
and such species as Rhynchostegium murale and
Amblystegium juratzkanum were found only
occasionally in fallows.
Measures of species richness differed little
between most vegetation stands (Table 1). The
two kinds of pine forest, on sand (FS) and
mining waste (FW), had the richest bryoflora,
containing 25 and 26 species respectively. In
thermophilous grassland on mining waste
(GW) there were 21 species, and 19 in fallows
(P). In contrast to these vegetation types, the
other two (MW and GS) had poorer species
diversity: in humid grassland with Molinia
caerulea (L.) Moench. (MW) only 14 species were found, and only 7 in thermophilous
grassland on sand (GS) dominated by Armeria
maritima.
Table 1. Occurrence of bryophyte species in the different habitat types. Dots and numbers in parentheses indicate
records outside the sampling plots. For abbreviations of the habitat types see p. 175
Tabela 1. Występowanie mszaków w poszczególnych powierzchniach reprezentujących sześć typów siedlisk. Punkty
i cyfry w nawiasach oznaczają notowania poza poletkami. Oznaczenia typów powierzchni, jak na str. 191
No.
Nr
Species
Gatunek
FS
FW
GS
GW
MW
P
MARCHANTIOPHYTA
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Riccardia palmata
Lophocolea heterophylla
Cephaloziella rubella
C. divaricata
Barbilophozia barbata
Lophozia ventricosa
•
•
•
•
•
•
•
BRYOPHYTA
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
27.
28.
29.
30.
31.
32.
33.
34.
35.
36.
37.
Ceratodon purpureus
Dicranella heteromalla
D. rufescens
D. staphylina
D. varia
Barbula unguiculata
Didymodon fallax
D. rigidulus
Tortella tortuosa
Tortula muralis
Weissia controversa
Niphotrichum canescens
Schistidium apocarpum
S. crassipilum
S. dupretii
Bryum argenteum
B. caespiticium
B. dichotomum
B. pallescens
Pohlia nutans
Rosulabryum capillare
Plagiomnium affine
P. cuspidatum
P. rostratum
Abietinella abietina
Thuidium delicatulum
Pleurozium schreberi
Brachytheciastrum velutinum
Brachythecium albicans
B. mildeanum
B. rutabulum
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
(•)
(•)
•
(•)
•
(•)
(•)
(•)
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
(•)
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
185
No.
Nr
38.
39.
40.
41.
42.
43.
44.
45.
46.
47.
48.
49.
50.
51.
Species
Gatunek
B. salebrosum
Eurhynchiastrum pulchellum
Kindbergia praelonga
Oxyrrhynchium hians
Rhynchostegium murale
Sciuro-hypnum oedipodium
Plagiothecium denticulatum
P. laetum
Amblystegium juratzkanum
A. serpens
Campylophyllopsis calcarea
Sanionia uncinata
Calliergonella cuspidata
Herzogiella seligeri
Total
Ogółem
FS
FW
•
•
•
•
•
GW
MW
•
•
•
•
•
23 + (2)
The bryoflora of the Olkusz Orebearing Region as a whole exhibits marked
diversity. Research included all habitats
in the whole area of the OOR (48 km2),
resulting in the discovery of 192 bryophyte taxa consisting of 19 species and one
variety of liverwort and 170 species and
two varieties of moss. On the permanent
plots, established mainly in places with
high concentrations of heavy metals (zinc,
lead, cadmium) and on sand, the recorded
bryoflora is exceptionally poor in terms of
species number, frequency and abundance.
Only 51 bryophyte species were recorded:
6 hepatics and 45 mosses.
References
Blom H.H. 1996. A revision of the Schistidium
apocarpum complex in Norway and Sweden.
Bryophytorum Bibliotheca 49: 1–333.
P
•
•
•
Conclusion
186
GS
•
•
•
•
•
•
•
•
(•)
•
•
24 + (2)
7
20 + (1)
•
•
•
12 + (2)
18 + (1)
Błoński F. 1889. Mchy Królestwa Polskiego. Część
I. Mchy bocznozarodniowe. Bryinae pleurocarpae. Pamiętnik Fizyjograficzny Dział III, 9:
117-214 + Tab. vii.
Błoński F. 1890a. Wyniki poszukiwań florystycznych skrytokwiatowych dokonanych w ciągu
lata r. 1889 w obrębie 5-ciu powiatów Królestwa Polskiego. Pamiętnik Fizyjograficzny Dział
III, 10: 129-190.
Błoński F. 1890b. Mchy Królestwa Polskiego.
Część I. Mchy bocznozarodniowe. Bryinae
pleurocarpae. Pamiętnik Fizyjograficzny Dział
III, 10: 191-243 + Tab. ii-v.
Brooks R.R. 1968. Biogeochemical prospecting in
New Zealand. Science Review 26: 9-12.
Brooks R.R. 1971. Bryophytes as a guide to mineralization. New Zealand Journal of Botany 9:
674-677.
Brooks R.R., Yates T.E., Ogden J. 1973. Copper
in bryophytes from Copper-mine Island, Hen
& Chicken Group, New Zealand. New Zealand Journal of Botany 11: 443-448.
Canon H.L. 1960. Botanical prospecting for ore
deposits. Science 132: 591–598.
Corley M.F.V., Perry A.R. 1985. Scopelophila
cataractae (Mitt.) Broth. in South Wales, new
to Europe. Journal of Bryology 13(3): 323-328.
Fojcik B. 2011. Distribution atlas of mosses of the
Cracow-Częstochowa Upland. Centrum Dziedzictwa Przyrody Górnego Śląska, Katowice.
Harmens H., Norris D. [and the participants of
the moss survey]. 2008. Spatial and temporal
trends in heavy metal accumulation in mosses
in Europe (1990–2005). ICP Vegetation Programme Coordination Centre, Centre for
Ecology & Hydrology, Bangor, UK.
Harmens H., Norris D., Mills G. [and the participants of the moss survey]. 2013. Heavy
metals and nitrogen in mosses: spatial patterns
in 2010/2011 and long-term temporal trends in
Europe. ICP Vegetation Programme Coordination Centre, Centre for Ecology & Hydrology,
Bangor, UK.
Jędrzejko K., Wika S. 1989. Brioflora zbiorowisk
roślinnych projektowanego rezerwatu przyrody
„Pazurek” koło Olkusza. Acta Biologica Silesiana 12: 99-113.
Jędrzejko K., Wika S. 1992. Mszaki projektowanego rezerwatu „Góra Stołowa” w Jaroszowcu
(Płaskowyż Olkuski). Prądnik 5: 95-108.
Kuc M. 1956. Mchy Wyżyny Śląskiej (Okręg Wapienia Muszlowego). Acta Societatis Botanicorum
Poloniae 25(4): 629-679.
Kuc M. 1959. Mchy północnej części Jury Krakowsko-Częstochowskiej. Fragmenta Floristica
et Geobotanica 5(3): 443-470.
Markert B.A., Breure A.M., Zechmeister H.G.
(Eds.). 2003. Bioindicators/biomonitors – principles, assessment, concepts. Elsevier Science
B.V., Amsterdam.
Mårtensson O., Berggren A. 1954. Some notes
on the ecology of “copper mosses”. Oikos 5:
99–100.
Maschke J. 1981. Moose als Bioindikatoren von
Schwermetall-Imissionen. Eine Übersicht der
bereits untersuchten lokalen und regionalen
Gebiete. Bryophytorum Bibliotheca 22: 1-492.
Muhle H. 1985. Moose als Bioindikatoren.
Advances in Bryology 2: 65-89.
Nowak T., Kapusta P., Jędrzejczyk-Koryciń
ska M., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B.
2011. The vascular plants of the Olkusz Orebearing Region [Rośliny naczyniowe Olkuskiego Okręgu Rudnego]. W. Szafer Institute of
Ochyra R., Bednarek-Ochyra H. 2004. Streptocolea atrata (Bryopsida, Grimmiaceae), newly
found in western North America, with a review
of its global distribution. The Bryologist 107(4):
542-549.
Ochyra R., Szmajda P. 1981. La cartographie
bryologique en Pologne, pp. 105-110. In:
J. Szweykowski (Ed.). New perspectives in
bryotaxonomy and bryogeography. Second Bryological Meeting, Poznań, June 26th-29th, 1980.
Wydawnictwo Naukowe Uniwersytetu im.
Adama Mickiewicza, Poznań.
Pasieczna A., Lis J. 2008. Environmental geochemical mapping of the Olkusz 1:25000
scale map sheet, Silesia-Cracow region, southern Poland. Geochemistry: Exploration, Environment, Analysis 8: 323-331.
Persson H. 1948. On the discovery of Merceya
ligulata in the Azores with a discussion on the
so-called «copper mosses». Revue Bryologique et
Lichénologique, Nouvelle Série 17: 75–78.
Persson H. 1956. Studies in “copper mosses”. Journal of the Hattori Botanical Laboratory 17: 1–18.
Poikolainen J., Kubin E., Piispanen J., Karhu J.
2004. Atmospheric heavy metal deposition in
Finland during 1985–2000 using mosses as
bioindicators. Science of the Total Environment
318: 171–185.
Proctor M.C.F. 2000. The bryophyte paradox:
tolerance of desiccation, evasion of drought.
Plant Ecology 151: 41-49.
Rühling Å. (Ed.) 1994. Atmospheric heavy metal
deposition in Europe – estimations based on
moss analysis. Nord 9: 1–53.
Rühling Å., Tyler G.1973. Heavy metal deposition in Scandinavia. Water, Air and Soil Pollution 2: 445–455.
Rühling Å., Rasmussen L., Pilegaard K. Makinen A., Steinnes E.1997. Atmospheric heavy
187
metal deposition in northern Europe 1995.
Nord 37: 1–46.
Shacklette H.T. 1961. Substrate relationships
of some bryophyte communities on Latouche
Island, Alaska. The Bryologist 64(1): 1-16.
Shacklette H.T. 1965a. Bryophytes associated
with mineral deposits and solutions in Alaska.
United States Geological Survey Bulletin 1198C: 1–18.
Shacklette H.T. 1965b. Element content of bryophytes. United States Geological Survey Bulletin
1198-D: 1–21.
Shacklette H.T. 1967. Copper mosses as indicators of metal concentrations. United States Geological Survey Bulletin 1198-G: 1–18.
Shaw A.J., Owens H. 1995. Ecological and experimental studies on the “copper mosses”: Mielichhoferia elongata (Bryaceae) and Scopelophila
cataractae (Pottiaceae). Fragmenta Floristica et
Geobotanica 40: 519–531.
Stebel A. 1998. Mszaki województwa katowickiego - stan poznania, zagrożenia i ochrony.
Centrum Dziedzictwa Przyrody Górnego Śląska
Materiały Opracowania 1: 1-106.
Stebel A., Ochyra R., Godzik B., BednarekOchyra H. 2015. Bryophytes of the Olkusz
Ore-bearing Region. Institute of Botany of the
Polish Academy of Sciences, Kraków (in press).
Steingauz Yu. 1887. Materialy k flore tajno
bračnych rastenij okresnostej Varšavy i Ojcova.
Varšavskija Universitetskija Izvestija 7-8: 1-42.
Steinnes E. 1987. Impact of long-range atmospheric transport of heavy metals to the terrestrial environment in Norway, pp. 107–117. In:
T.C. Hutchinson, K.M. Meema (Eds.) Lead,
mercury, cadmium and arsenic in the environment. John Wiley & Sons, SCOPE 31. Chichester, New York, Brisbane, Toronto, Singapore.
Suchara I., Florek M., Godzik B., Mankovska B., Rabnecz G., Sucharova J., Tuba Z.,
Kapusta P. 2007a. Mapping of main sources of
188
pollutants and their transport in the Visegrad
space. Part I: Eight toxic metals. KLEMO Zvolen, Průhonice.
Suchara I., Florek M., Godzik B., Mankovska B., Rabnecz G., Sucharova J., Tuba Z.,
Kapusta P. 2007b. Mapping of main sources
of pollutants and their transport in the Visegrad
space. Part II: Fifty three elements. KLEMO
Zvolen, Pruhonice (CD).
w okolicy Bolesławia i Bukowna (region śląsko-krakowski, południowa Polska). Przegląd
Geologiczny 56(7): 528–531.
Grasslands of a Zn-Pb post-mining area (Olkusz Ore-bearing Region, S Poland). Polish
Szweykowski J., Koźlicka M. 1980. Atlas of
the geographical distribution of spore plants
in Poland. Series IV. Liverworts (Hepaticae).
Part 10, pp. 31 + 10 map (folio). Komitet
Botaniczny & Instytut Botaniki Polskiej Akademii Nauk, Warszawa-Poznań.
Tyler G. 1970. Moss analysis – a method for surveying heavy metal deposition, pp. 129–132.
In: Proceedings of the Second International Clean
Air Congress. Washington DC.
Uechtritz R. von. 1864. Beiträge zur Flora
von Schlesien. Abhandlungen der Schlesischen
Gesellschaft für Vaterländische Cultur Abtheilung
für Naturwissenschaften und Medicin 1864(1):
16-26.
Zając A. 1978. Atlas of distribution of vascular
plants in Poland (ATPOL). Taxon 27(5-6):
481–484.
9
Mszaki wybranych typów siedlisk w Olkuskim
Okręgu Rudnym
Ryszard Ochyra, Barbara Godzik
Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: [email protected];
[email protected]
Wstęp
Mszaki są wszędobylskimi roślinami, które
mimo swych niewielkich rozmiarów z powodzeniem zasiedlają wszelkie możliwe ekosystemy
na Ziemi, nieraz skrajnie trudne do egzystencji,
z wyjątkiem środowiska morskiego. Bardzo często
są one jednym z pierwszych ogniw w sukcesji
roślinności i przez to, wraz z porostami, zyskały
miano pionierów życia. Występują bowiem z powodzeniem zarówno na obszarach polarnych, osiągając
na przykład na Antarktydzie maksymalne szerokości geograficzne w pobliżu bieguna, jak też na
pustyniach, a w górach przekraczają czasami wysokość ponad 5000 m n.p.m. Stanowią też istotny
element strukturalny różnych typów roślinności
leśnej we wszystkich strefach klimatycznych. Ten
niebywały sukces życiowy zawdzięczają one swym
szczególnym przystosowaniom fizjologicznym,
a zwłaszcza ektohydrycznej naturze. Rośliny te nie
mają na ogół specjalnych organów do pobierania
wody i są w stanie absorbować ją całą powierzchnią
ciała (Proctor 2000).
Niektóre gatunki mchów wykazują duże zdolności do akumulowania zanieczyszczeń, (przede
wszystkim metali ciężkich) i są dzięki temu od
kilkudziesięciu lat wykorzystywane w monitoringu środowiska (Maschke 1981; Muhle 1985;
Markert i in. 2003). Pierwsze tego typu badania
wykonywane były w krajach skandynawskich już
we wczesnych latach 70. ubiegłego wieku (Tyler
1970; Rühling i Tyler 1973; Steinnes 1987; Poikolainen i in. 2004). Począwszy od 1990 roku,
w pięcioletnich odstępach czasowych, prowadzony
jest w większości krajów europejskich monitoring
depozycji metali ciężkich z użyciem kilku gatunków
mchów jako wskaźników, m.in. Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt., Hylocomium splendens (Hedw.)
Schimp., Hypnum cupresiforme Hedw. i Pseudoscleropodium purum (Hedw.) Broth. (Rühling 1994;
Rühling i in. 1997; Suchara i in. 2007a,b; Harmens
i in. 2008, 2013).
Szereg gatunków mszaków jest związanych
z określonym substratem zawierającym wysokie
stężenia metali, np. miedzi, cynku, niklu, żelaza
czy aluminium (Persson 1948, 1956; Mårtensson
i Berggren 1954; Canon 1960; Shacklette 1967;
Shaw i Owens 1995). Wiele dowodów wskazuje na
to, że ewoluowały one na takich siedliskach, podczas gdy ich bliscy krewniacy czy gatunki rodzicielskie występują na obszarach pozbawionych rud
metali lub zawierających tylko niskie ich stężenia.
Takie pary blisko spokrewnionych taksonów tworzą
m.in. Ditrichum plumbicola Crundwell i D. lineare
(Sw.) Lindb. wśród mchów oraz Gymnocolea acutiloba (Schiffn.) Müll.Frib. i G. inflata (Huds.)
Dumort. oraz Cephaloziella massalongi (Spruce)
Müll.Frib. i C. compacta (Jörg.) Müll.Frib. wśród
189
wątrobowców, chociaż te ostatnie są niekiedy
traktowane tylko jako modyfikacje ekologiczne
gatunków rodzicielskich (Persson 1948).
Najbardziej znanymi akumulatorami metali
wśród mchów są m.in. Streptocolea atrata
(Hornsch.) Ochyra & Żarnowiec (Ochyra
i Bednarek-Ochyra 2004), Mielichhoferia elongata
(Hoppe & Hornsch.) Nees & Hornsch., M. mielichhoferiana (Funck) Loeske i Scopelophila ligulata
(Spruce) Spruce, które są rodzimymi europejskimi gatunkami, oraz S. cataractae (Mitt.) Broth.,
gatunek niedawno zawleczony do Europy (Corley
i Perry 1985). Ze względu na swoje niezwykłe
właściwości gatunki te są często wykorzystywane
jako biogeoindykatory pomocne przy wykrywaniu
złóż rud metali (Shacklette 1961, 1965a, b, 1967;
Brooks 1968, 1971; Brooks i in. 1973).
Niestety, żaden z wyżej wymienionych ga
tunków mchów akumulujących metale nie został
do tej pory stwierdzony w Polsce, mimo że są tu
obszary występowania rud cynku i ołowiu w okolicach Bytomia, Trzebini i Olkusza (Godzik – Rozdział 2, niniejszy tom). Współczesny krajobraz
w tym obszarze jest typowo antropogeniczny i związany z wielowiekową działalnością górniczą i przetwórczą rud metali, która spowodowała całkowite
przekształcenie powierzchni, z jednoczesnym pojawieniem się elementów sztucznych. W terenie tym
liczne są ślady działalności górniczej, jak odkrywki
po wydobyciu rud, wyrobiska piasku, hałdy odpadów pochodzących z procesów technologicznych
i inne. Brak jest tutaj naturalnych wychodni rud
cynkowo-ołowiowych, cały obszar jest jednak silnie
zanieczyszczony metalami ciężkimi pochodzącymi
z opadu pyłów emitowanych w wyniku procesów technologicznych przez zakłady przetwórcze.
W wielu miejscach podłoże jest ponadnormatywnie obciążone metalami ciężkimi, w tym przede
wszystkim dotyczy to zwałowisk nadkładu powstającego wskutek powierzchniowej eksploatacji pól
rudonośnych (Pasieczna i Lis 2008). Te miejsca
są przedmiotem szczególnego zainteresowania botaników, ponieważ na takim podłożu rozwijają się
specyficzne murawy kserotermiczne zbudowane
z gatunków tolerujących wysoki poziom metali, jak:
Biscutella laevigata L., Silene vulgaris L., Dianthus
carthusianorum L., Armeria maritima (Mill.) Willd.
i inne. Nawiązują one swoim składem gatunkowym
190
do muraw galmanowych występujących w zachodniej Europie (Szarek-Łukaszewska i Grodzińska
2008, 2011).
Tereny metalonośne okolic Olkusza nie były
dotąd przedmiotem kompleksowych badań briologicznych, mimo że pierwsze doniesienia na temat
mszaków z tego regionu pojawiły się już w końcu
XIX wieku (Steingauz 1887; Błoński 1889,
1890a, b). Flora mchów zachodniej części tego
terenu, położonego na Wyżynie Śląskiej, jest ujęta
w opracowaniu Kuca (1956). W międzyczasie informacje o mszakach tego obszaru pojawiały się sporadycznie w różnych rozproszonych publikacjach (np.
Kuc 1959; Jędrzejko i Wika 1989, 1992). Zawarte
w nich dane odnośnie do rozmieszczenia mszaków
zostały zestawione przez Stebla (1998) w podsumowaniu brioflory województwa katowickiego (w granicach sprzed 1998 roku).
Wszystkie dotychczasowe doniesienia na
temat flory mszaków Olkuskiego Okręgu Rudnego (OOR) mają jednak charakter wyrywkowy
i nie uwzględniają jego specyfiki. Przeprowadzone
w latach 2008-2012 badania w ramach projektu
„Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie dla
zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych” (MF EOG PL0265)
stawiały sobie za cel (a) zestawienie wyczerpującej
listy gatunków wątrobowców i mchów na tym
terenie oraz (b) omówienie ich warunków siedliskowych i lokalnego rozmieszczenia. Problemy te
będą szczegółowo dyskutowane w osobnym opracowaniu (Stebel i in. 2014). W niniejszym artykule zostały natomiast zestawione tylko gatunki
mszaków stwierdzone w jednorodnych płatach
roślinności obejmujących główne typy siedliskowe
w OOR.
Materiał i metody
Badania terenowe nad mszakami występującymi w Olkuskim Okręgu Rudnym były wykonane w latach 2008-2009 i koncentrowały się one
głównie na określeniu składu gatunkowego oraz stosunków ilościowych na wytypowanych powierzchniach badawczych. W 2012 roku przeprowadzone
zostały natomiast kompleksowe badania florystyczne mszaków na całym terenie OOR, obejmujące wszystkie typy siedlisk, a ich celem było
zestawienie możliwie wyczerpującej listy gatunków
wątrobowców i mchów (Stebel i in. 2014). W 2014
roku zostały przeprowadzone dodatkowe badania
terenowe, mające na celu przede wszystkim uzupełnienie danych do rozmieszczenia niektórych
gatunków częstych i pospolitych, które mogły
zostać przeoczone w trakcie badań wcześniejszych.
Obszar objęty badaniami (48 km2), położony
w południowo-wschodniej części Wyżyny Śląsko-Krakowskiej, określony jest przez następujące współrzędne geograficzne: 50°15′ - 50°19′N i 19°25′
- 19°32′E. Obszar ten obejmuje kwadraty DF36
i DF46 systemu ATPOL (Zając 1978) lub Fd 63
i Fd 64 w systemie ATMOS (Ochyra i Szmajda
1981). Dokładniejszy opis terenu badań zawarty
jest w monografii Nowak i in. (2011), jak też
w niniejszym tomie (Godzik – Rozdział 2).
Badania mszaków przeprowadzono na wyznaczonych 49 jednorodnych płatach roślinności
(każdy o powierzchni 400 m2 – ST), oznaczonych
numerami 1–30, 32–34, 36–51 i reprezentujących
sześć typów siedlisk (Kapusta i Godzik – Rozdział 6,
niniejszy tom). W każdym płacie (powierzchni)
wyznaczono 9 poletek badawczych (4 m2). W całym
OOR badania prowadzono ogółem na 441 poletkach. Powierzchnie reprezentowały następujące
typy roślinności i siedlisk:
FS – lasy sosnowe na piaskach: 22, 26, 28, 32,
33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 44, 45, 47;
FW – lasy sosnowe na odpadach górniczych:
23, 24, 25, 27, 29, 38;
GS – murawy ciepłolubne na piaskach: 3, 4,
8, 9, 12, 20, 46;
GW – murawy ciepłolubne na odpadach górniczych: 1, 14, 15, 16, 17, 34; 51;
MW – murawa z dominacją Molinia caerulea
na odpadach górniczych: 2, 13, 21, 30, 49, 50;
P – mezofilna murawa na odłogach: 5, 6, 7,
10, 11, 18, 19, 48.
Badania mszaków na powierzchniach badawczych prowadzone były według metodyki opisanej
w rozdziale 6 niniejszego tomu. Rośliny zbierano
na wszystkich typach podłoży, przede wszystkim
na glebie, kamieniach, opadłych gałęziach, murszejących pniakach, igliwiu i humusie, rzadziej na
pniach i szyjach korzeniowych drzew. Cały materiał
dokumentacyjny obejmujący 931 rekordów, z których 342 potwierdzone jest okazami złożonymi
w zielniku briologicznym w Instytucie Botaniki
PAN w Krakowie (KRAM).
W poniższym wykazie gatunki wątrobowców
i mchów ułożone zostały w porządku systematycznym, a informacje podane przy każdym z nich
odnoszą się wyłącznie do badanych powierzchni.
Obejmują one: (a) rodzaje podłoża, na których
został stwierdzony, (b) częstość występowania, (c)
łączną liczbę znalezisk na powierzchniach (ST) oraz
(d) numery badanych powierzchni w poszczególnych typach roślinności, na których dany gatunek
został odnaleziony, oznaczonych wyżej podanymi
skrótami. Prócz tego uwzględnione zostały niektóre gatunki, które były zanotowane na badanych
powierzchniach, ale tylko poza wytypowanymi
poletkami lub w bezpośrednim sąsiedztwie badanych powierzchni i w takich przypadkach ich
numery podane są w nawiasach. Są to jednak przypadki bardzo nieliczne i statystycznie nieistotne
dla ogólnej charakterystyki brioflory powierzchni
badawczych i praktycznie odnoszą się do jednego
znaleziska naskalnego gatunku Schistidium apocarpum (Hedw.) Bruch & Schimp. oraz zdecydowanej większości znalezisk S. crassipilum H.H.Blom.
Dla każdego gatunku oceniano na wszystkich poletkach ilościowość przy zastosowaniu powszechnie
stosowanej w fitosocjologii sześciostopniowej kombinowanej skali Braun-Blanqueta, a wyniki wykorzystano przy ocenie ich obfitości w poszczególnych
typach badanych zbiorowisk roślinnych.
Prócz tego podano informacje o częstości
występowania każdego gatunku na całym obszarze
OOR, ponieważ w wielu przypadkach różniły się
one znacząco od siebie, a także ogólne dane o ich
występowaniu na sąsiednich terenach Wyżyny Śląskiej i Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej.
Lista gatunków
MARCHANTIOPHYTA
Aneuraceae
Riccardia palmata (Hedw.) Carruth. - Na murszejącym pniaku w lesie sosnowym. Bardzo rzadko,
jedyne znalezisko w OOR. Gatunek dotychczas
nieznany z Wyżyny Olkuskiej, a na całej Wyżynie
Krakowsko-Częstochowskiej
zanotowany
był
tylko dwukrotnie w XIX wieku (Szweykowski
191
and Koźlicka 1980). Ponadto był on raz podany
w XIX wieku z Wyżyny Śląskiej (Uechtritz 1864).
St. 1 – FS: 43.
Lophocoleaceae
Lophocolea heterophylla (Schrad.) Dumort. - Na
murszejących pniakach i kłodach w lasach sosnowych. Gatunek występujący sporadycznie na badanych powierzchniach, ale w OOR częsty, podobnie
jak na sąsiednich terenach Wyżyny Śląskiej (Stebel
1998). St. 2 - FS: 38, 43.
Cephaloziellaceae
Cephaloziella rubella (Nees) Warnst. - Na suchej
glebie, w darenkach mchów. Gatunek bardzo rzadki,
znany tylko z dwóch stanowisk w OOR, w tym jednego zanotowanego na badanej powierzchni, a poza
tym występujący sporadycznie na Wyżynie Śląskiej
(Stebel 1998). St. 1 - FW: 27.
Cephaloziella divaricata (Sm.) Schiff. - Na
suchej glebie. Gatunek bardzo rzadki na badanych
powierzchniach i w całym OOR, rozproszony na
Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998). St. 2 - GS: 46;
MW: 49.
Lophoziaceae
Barbilophozia barbata (Schreb.) Loeske - Na
szpilkach sosnowych, glebie i na korze. Rzadko
w lasach sosnowych na wschodnich i północnych
obrzeżach OOR. Gatunek niezwykle rzadki na
Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998). St. 4 - FS: 22, 37,
43, 45.
Lophozia ventricosa (Dicks.) Dumort. - Na ziemi
w darniach mchów w lesie sosnowym. Gatunek
bardzo rzadki, znany tylko z jednego stanowiska
w OOR, sporadycznie notowany na Wyżynach
Olkuskiej i Katowickiej (Stebel 1998). St. 1 FS: 39.
BRYOPHYTA
Ditrichaceae
Ceratodon purpureus (Hedw.) Brid. (Ryc. 1) - Na
odkrytej piaszczystej i gliniastej glebie, na kamieniach i na siedliskach silnie zaburzonych, bardzo
często na badanych powierzchniach. Gatunek
wszędobylski w OOR, jeden z najpospolitszych
192
gatunków mchów w całym kraju. St. 28(29) - FS:
22, 26, (28), 42, 43, 44, 47; FW: 23, 24, 27; GS:
3, 4, 8, 46; GW: 15, 16, 34; MW: 2, 13, 30, 49;
P: 5, 6, 7, 10, 11, 18, 19, 48.
Dicranaceae
Dicranella heteromalla (Hedw.) Schimp. - Na
murszejącym pniaku. Gatunek tylko jeden raz
zanotowany na powierzchniach badawczych, ale
dość częsty na całym obszarze OOR, pospolity na
całej Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998) i na Wyżynie
Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 1 FS: 43.
Dicranella rufescens (Dicks.) Schimp. - Na suchej
lub nieco wilgotnej glebie z kamykami dolomitu,
bardzo rzadko. Gatunek dość często obserwowany
na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998), ale bardzo rzadki
na sąsiedniej Wyżynie Olkuskiej (Fojcik 2011).
St. 2 - GW: 34; MW: 2.
Dicranella staphylina H.Whitehouse - Na
suchej, gliniastej glebie, rzadko w małych kępkach.
Gatunek niezbyt częsty w OOR, dotychczas nieznany z Pagórów Jaworznickich (Stebel 1998), ale
dość częsty na graniczącej z nimi Wyżynie Olkuskiej, chociaż nie w części należącej do OOR (Fojcik
2011). St. 5 - FW: 23; GW: 1, 14, 15; MW: 30.
Dicranella varia (Hedw.) Schimp. - Na suchej
lub nieco wilgotnej gliniastej lub piaszczystej glebie.
Gatunek dość częsty w środkowej części OOR,
rozpowszechniony zarówno na Wyżynie Śląskiej
(Stebel 1998), jak i na Wyżynie Olkuskiej (Fojcik
2011). St. 2 - GS: 46; MW: 50.
Pottiaceae
Barbula unguiculata Hedw. - Na gliniastej i kamienistej glebie. Gatunek niezbyt częsty na powierzchniach badawczych, ale ogólnie rozpowszechniony
i miejscami pospolity w OOR, podobnie jak na
całej Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998) i przyległej do
niej Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik
2011). St. 7 - GW: 15, 16, 34; MW: 30; P: 6,
7, 11.
Didymodon fallax (Hedw.) R.H.Zander - Na
kamienistej, suchej glebie. Gatunek tylko jeden
raz zanotowany na badanych powierzchniach, ale
ogólnie dość częsty w środkowej i zachodniej części
OOR, podobnie jak na Wyżynie Śląskiej (Stebel
1998) i na Wyżynie Olkuskiej (Fojcik 2011). St. 1
- GW: 15.
Didymodon rigidulus Hedw. - Na kamienistej
glebie na odpadach górniczych. Gatunek bardzo
rzadko notowany na powierzchniach badawczych,
ale szeroko rozpowszechniony w południowo-zachodnich i północno-wschodnich rejonach
OOR, podobnie jak na całej Wyżynie Śląskiej
(Stebel 1998) i na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 2 - GW: 15, 34.
Tortella tortuosa (Hedw.) Limpr. - Na kamienistym, zasadowym podłożu z dolomitami.
Gatunek rozpowszechniony i miejscami pospolity
w środkowej i zachodniej części OOR, pospolicie
występujący na jurajskich wapieniach na Wyżynie
Krakowsko-Częstochowskiej
(Fojcik
2011),
znacznie rzadszy na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998).
St. 12(13) - FS: 37; FW: 23, 24, (25), 27, 29; GW:
1, 14, 15, 16, 17; MW: 2, 50.
Tortula muralis Hedw. - Na kamieniach, odpadach górniczych i betonowych murkach. Gatunek
bardzo rzadko notowany na badanych powierzchniach, ale występujący dość często na całym obszarze
OOR, podobnie jak na całej Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011) i Wyżynie Śląskiej
(Stebel 1998). St. 2 - P: 6, 19.
Weissia controversa Hedw. - Na kamienistym
zasadowym podłożu, na glebie z kamykami dolomitowymi. Gatunek rzadki w OOR, ale lokalnie
występujący w dużej obfitości. Gatunek ogólnie
rzadki na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998) i rozproszony na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej
(Fojcik 2011). St. 10 - GS: 3, 9, 12, 20; GW: 1,
51; MW: 2, 13, 21, 49.
Grimmiaceae
Niphotrichum canescens (Hedw.) Bednarek-Ochyra & Ochyra - Na kamienistej glebie na
odpadach górniczych. Gatunek dość rzadki na
obszarze OOR i zwykle tworzący niezbyt obfite
populacje, szeroko rozmieszczony, ale zwykle rozproszony na całej Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998)
i rozproszony na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 1 - FW: 28.
Schistidium apocarpum (Hedw.) Bruch & Schimp.
- Na kamienistej glebie, zanotowany tylko jeden
raz w OOR. Ogólne rozmieszczenie tego gatunku
w badanym regionie, podobnie jak i w całym kraju
jest słabo poznane, gdyż do niedawna był on nie
odróżniany od kilku innych gatunków z tego kompleksu (Blom 1996). St. 1 - GW: 15.
Schistidium crassipilum H.H.Blom (Ryc. 2) - Na
kamieniach dolomitowych w miejscach suchych
i nasłonecznionych. Na badanych powierzchniach
nie został stwierdzony, ale był znaleziony w ich
pobliżu. Gatunek dotychczas nie odróżniany od
S. apocarpum, wydaje się występować pospolicie
w OOR, na kamieniach, murkach i betonowych
ścianach. Jego rozmieszczenie w kraju wymaga
badań, ale na pewno jest najpospolitszym gatunkiem na całej Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej
(Fojcik 2011) i przypuszczalnie rośnie pospolicie
w całej niżowej Polsce. St. (2) - FS: (37); MW: (50).
Schistidium dupretii (Thér.) W.A.Weber - Gatunek naskalny, rosnący na suchych kamieniach,
głazach, murach i kamienistej glebie. Na badanych
powierzchniach zanotowany tylko jeden raz, ale
częściej znajdowany w ich pobliżu. Jest najpospolitszym gatunkiem z tego rodzaju w OOR, rosnącym
wszędzie na podłożu skalnym. St. 1(7) - FS: (37);
FW: (23), 25; GW: (14); MW: (49), (50); P: (18).
Bryaceae
Bryum argenteum Hedw. (Ryc. 3) - Wszędobylski
gatunek naziemny, rosnący na wszystkich rodzajach
gleb, na siedliskach antropogenicznych, z reguły
w miejscach suchych i otwartych. Na badanych
powierzchniach notowany rzadko, ale faktycznie
należy do najpospolitszych gatunków mchów
w OOR, podobnie jak i w całym kraju. St. 2 GW: 16; P: 6, 11.
Bryum caespiticium Hedw. - Na gliniastej glebie.
Gatunek zanotowany tylko jeden raz na badanych
powierzchniach, ale w całym OOR rozproszony na
całym terenie. Należy do jednych z pospolitszych
gatunków w całym kraju, często rosnący na suchych
siedliskach antropogenicznych. St. 1 - MW: 50.
Bryum dichotomum Hedw. - Naziemny mech,
rosnący na suchej lub nieco wilgotnej glebie,
masowo tworzący rozmnóżki w kątach liści. Na
193
badanych powierzchniach notowany sporadycznie
w murawach i na ugorach, a na obszarze OOR
występuje rozproszony w jego środkowej najsilniej
zaburzonej części. Z podobną częstością gatunek
ten występuje na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998)
oraz na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej
(Fojcik 2011). St. 3 - GW: 16, 34; P: 6.
Bryum pallescens Schwägr. - Na kamienistym
zasadowym podłożu, na glebie z kamykami dolomitowymi, na glinie, piasku i humusie. Gatunek
częsty, a miejscami pospolity i rosnący w dużej obfitości na wszystkich typach badanych powierzchni,
na siedliskach antropogenicznych, a w całym
OOR należy do najpospolitszych gatunków z tego
rodzaju, obok Bryum argenteum i B. pseudotriquetrum (Hedw.) P.Gaertn., B.Mey. & Scherb., który
nie był notowany na żadnej powierzchni badawczej. Jest rzeczą interesującą, że gatunek ten niezbyt
często występuje na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998)
oraz na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej
(Fojcik 2011). St. 26(28) - FS: 26, 47; FW: (24),
23, 27; GS: 3, 4, 9, (12), 20, 46; GW: 1, 14, 15,
16, 17, 34, 51; MW: 2, 13, 21, 30, 50; P: 6, 7,
10, 11, 18.
Pohlia nutans (Hedw.) Lindb. - Na glebie, igliwiu
oraz na zmurszałym drewnie. Gatunek często notowany na badanych powierzchniach, a w OOR jest
jednym z najpospolitszych gatunków, w szczególności w lasach sosnowych. Pospolity w całym kraju.
St. 14(15) - FS: 22, 26, 32, 33, 36, 39, 40, 41, 43,
44, 45; FW: (27), 38; GS: 46; P: 6.
Rosulabryum capillare (Hedw.) J.R.Spence
- Najczęściej na suchej piaszczystej glebie
i na humusie w lasach sosnowych. Gatunek raczej
rzadko obserwowany na badanych poletkach, ale
znacznie częstszy i z reguły rosnący w dużej obfitości na całym terenie OOR w lasach sosnowych.
Podobnie pospolicie występuje na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998) oraz na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 3 - FS: 22,
37, 42.
Mniaceae
Plagiomnium affine (Funck) T.J.Kop. - Na suchym
igliwiu w lesie sosnowym. Gatunek zanotowany
tylko jeden raz na badanych powierzchniach, ale na
194
terenie OOR należy do bardzo częstych, zwłaszcza
w południowej części terenu. Podobnie jak w całym
kraju, występuje on pospolicie na Wyżynie Śląskiej
(Stebel 1998) i na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 1 - FW: 27.
Plagiomnium cuspidatum (Hedw.) T.J.Kop. Na piaszczystej, gliniastej lub kamienistej glebie
w lasach sosnowych, rzadziej w murawach i na
odłogach. Gatunek niezbyt często notowany na
poletkach badawczych, ale generalnie należy on do
jednego z dość pospolitych gatunków na obszarze
OOR, podobnie jak na całej Wyżynie Śląskiej
(Stebel 1998) i Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 10 - FS: 37; FW: 24, 27,
38; GW: 16; MW: 30; P: 11, 18, 19, 48.
Plagiomnium rostratum (Hedw.) T.J.Kop. - Na
zasadowej kamienistej i gliniastej glebie na odłogach, rzadziej w lasach sosnowych. Gatunek bardzo
rzadki, notowany tylko na trzech powierzchniach
badawczych, a poza nimi także bardzo sporadycznie
obserwowany na obszarze OOR. W przeciwieństwie
do badanego terenu jest to gatunek bardzo częsty na
całej Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998) i Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 3 - FS:
37; P: 6, 48.
Thuidiaceae
Abietinella abietina (Hedw.) M.Fleisch. (Ryc. 4)
- Na suchej glebie w miejscach nasłonecznionych
w murawach i w lasach sosnowych na odpadach górniczych. Gatunek rzadki na badanych
powierzchniach oraz w całym OOR, ale pospolity
w murawach kserotermicznych na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011), rzadszy na
Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998). St. 2 - FW: 38.
GW: 16.
Thuidium delicatulum (Hedw.) Schimp. - Na
suchej glebie, z reguły w miejscach cienistych
w lasach sosnowych. Bardzo rzadki w poletkach
badawczych, podobnie jak i na całym obszarze
OOR. W Polsce gatunek ten należy do pospolitych,
ale miejscami jest niezbyt częsty, jak na przykład
na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik
2011) czy na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998). St. 3
- FS: 42; FW: 24, 38.
Hylocomiaceae
Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt. (Ryc. 5) - Na
ziemi, głównie w lasach sosnowych, w miejscach
zacienionych i nasłonecznionych. Gatunek stosunkowo częsty na badanych powierzchniach, podobnie
jak w całym OOR i w całym kraju w lasach szpilkowych. St. 12(13) - FS: 22, 36, 39, 41, 42, 43, 44,
45, 47; FW: 24, (27), 29, 38.
Brachytheciaceae
Brachytheciastrum velutinum (Hedw.) Ignatov
& Huttunen - Na ziemi, igliwiu, korze u nasady
drzew, na szyjach korzeniowych oraz pniakach
i murszejącym drewnie. Jeden z najpospolitszych
gatunków na całym badanym terenie OOR,
podobnie jak w całym kraju. St. 21 - FS: 22, 26,
28, 32, 33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 44, 45, 47;
FW: 24, 27, 29, 38; GS: 46; P: 11.
Brachythecium albicans (Hedw.) Schimp. - Na
suchej piaszczystej i gliniastej glebie w murawach
i w lasach. Gatunek rzadko notowany na badanych
powierzchniach, ale pospolity na całym terenie
OOR, podobnie jak i w całym kraju. St. 4 - FW:
24; GW: 16, 18; P: 48.
Brachythecium mildeanum (Schimp.) Schimp. Na dość wilgotnej glebie. Gatunek niezwykle rzadki,
stwierdzony tylko na jednej badanej powierzchni
na ugorze oraz jeden raz poza badanymi poletkami.
Gatunek rzadki nie tylko w OOR, ale i na sąsiednich terenach Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej
(Fojcik 2011) i Wyżyny Śląskiej (Stebel 1998).
St. 1(2) - FW: (25); P: 48.
Brachythecium rutabulum (Hedw.) Schimp. Na ziemi w lasach sosnowych oraz na odłogach.
Gatunek dość często obserwowany na badanych
powierzchniach, ale ogólnie pospolicie na obszarze
OOR, podobnie jak i w całym kraju. St. 10(11)
- FS: 26, 40, 41, 42; FW: (24), 25, 27, 38; P: 5,
19, 48.
Brachythecium salebrosum (F.Weber & D.Mohr)
Schimp. (Ryc. 6) - Na ziemi, igliwiu, pniakach, opadłych gałęziach, szyjach korzeniowych
i kamienistej glebie. Dość częsty gatunek na badanych powierzchniach, a na całym terenie OOR
jeden z najpospolitszych gatunków, podobnie jak
i w całym kraju. St. 10 - FS: 22, 37, 40, 47; FW:
24, 25, 27, 29, 38; P: 5.
Eurhynchiastrum pulchellum (Hedw.) Ignatov
& Huttunen - Na ziemi w lasach i murawach.
Dość rzadki gatunek notowany na kilku powierzchniach badawczych i rozproszony na całym obszarze
OOR, podobnie jak i na Wyżynie Śląskiej (Stebel
1998), ale częstszy na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 5(6) - FS: 40; FW:
(23), 24, 25, 29; GW: 16.
Kindbergia praelonga (Hedw.) Ochyra - Na
ziemi w lesie sosnowym. Gatunek bardzo rzadki
na badanym terenie OOR, notowany oprócz tego
jeszcze na jednym stanowisku. Podobnie rzadki
i rozproszony jest on na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011) i Wyżynie Śląskiej
(Stebel 1998). St. 1 - FW: 38.
Oxyrrhynchium hians (Hedw.) Loeske - Na glebie
na odłogach i w murawach. Nieczęsty gatunek,
zarówno na badanych poletkach, jak i w całym
OOR, mimo że w Polsce należy do gatunków ubikwistycznych. St. 4 - GW: 16; P: 11, 19, 48.
Rhynchostegium murale (Hedw.) Schimp. - Na
kamieniach. Gatunek zanotowany tylko na jednej
powierzchni badawczej, ale dość pospolity na
całym obszarze OOR, podobnie jak na sąsiednich
obszarach Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej
(Fojcik 2011) i Wyżyny Śląskiej (Stebel 1998).
St. 1 - P: 6.
Sciuro-hypnum oedipodium (Mitt.) Ignatov
& Huttunen - Na ziemi w lasach sosnowych.
Gatunek dość częsty, podobnie jak i na całej
Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998), jeszcze bardziej
rozpowszechniony na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011). St. 15 - FS: 26, 28,
36, 37, 39, 42, 43, 44, 45, 47; FW: 24, 25, 27,
29, 38.
Plagiotheciaceae
Plagiothecium denticulatum (Hedw.) Schimp. Na ziemi w lasach sosnowych. Gatunek niezbyt
częsty, rozproszony na całym terenie, ale, podobnie
jak w całym kraju, pospolity na terenach sąsiednich
Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011)
195
i Wyżyny Śląskiej (Stebel 1998). St. 7 - FS: 26, 39,
41, 44, 45, 47; FW: 38.
Plagiothecium laetum Schimp. - Na ziemi i na
humusie w lesie sosnowym. Gatunek tylko raz
stwierdzony na poletku badawczym, występujący
okazjonalnie na terenie OOR, ale w całym kraju
pospolity. St. 1 - FS: 39.
Amblystegiaceae
Amblystegium juratzkanum Schimp. - Na glebie.
Gatunek tylko jeden raz stwierdzony na badanych
poletkach, bardzo rzadki w całym OOR i rozproszony na sąsiednich terenach Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik 2011) i Wyżyny Śląskiej
(Stebel 1998). St. 1 - P: 7.
Amblystegium serpens (Hedw.) Schimp. - Na suchej
lub nieco wilgotnej glebie w miejscach odkrytych
lub osłoniętych. Na badanych poletkach niezbyt
często, ale w OOR, podobnie jak w całym kraju,
jest pospolitym gatunkiem ubikwistycznym. St. 13
- FW: 24; GW: 15, 16, 34; MW: 30, 49; P: 5, 6,
10, 11, 18, 19, 48.
Campylophyllopsis calcarea (Crundwell & Nyholm)
Ochyra - Na kamienistej glebie i na odpadach
górniczych zasobnych w węglan wapnia (dolomity). Gatunek dość szeroko rozpowszechniony
na terenie OOR, a w niektórych miejscach wręcz
częsty i rosnący obficie, podobnie jak na większości
obszarów Wyżyny Krakowsko-Częstochowskiej
(Fojcik 2011) i Wyżyny Śląskiej (Stebel 1998). St. 8
- FW: 23, 24, 25, 27, 29; GW: 14, 15, 17.
Sanionia uncinata (Hedw.) Loeske - Na ziemi
w lasach sosnowych. Gatunek stwierdzony tylko
jeden raz na badanych powierzchniach, nieco
częstszy na całym obszarze OOR, ale pospolity
na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik
2011) i Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998). St. 1 FS: 44.
Hypnaceae
Calliergonella cuspidata (Hedw.) Loeske - Na
humusowej oraz na nieco wilgotnej kamienistej
glebie w lasach sosnowych na odpadach górniczych.
Gatunek zanotowany tylko dwukrotnie na poletkach badawczych i raz poza nimi, ale ogólnie dość
częsty na całym obszarze OOR. Występuje bardzo
196
często na całej Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998)
i na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik
2011). St. 2(3) - FS: 47; FW: (24); GW: 14.
Herzogiella seligeri (Brid.) Z.Iwats. - Na murszejącym drewnie. Gatunek epiksyliczny, stwierdzony
tylko na jednej powierzchni badawczej i również
rzadki na obszarze OOR. Rośnie natomiast dość
pospolicie na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998)
i na Wyżynie Krakowsko-Częstochowskiej (Fojcik
2011). St. 1 - FW: 38.
Dyskusja
Bogactwo florystyczne
Flora mszaków badanych powierzchni w Olkuskim Okręgu Rudnym (OOR) jest wyjątkowo
uboga i słabo zróżnicowana, nawet jak na obszar
bardzo silnie zmieniony pod wpływem czynników antropogenicznych. Trzeba jednak dodać, że
powierzchnie te były wybrane ze względu na określone typy siedlisk dominujących na tym obszarze
ze szczególnym naciskiem na miejsca obciążone
ponadnormatywnymi stężeniami metali ciężkich
i związane z nimi tzw. murawy galmanowe. Na
powierzchniach badawczych stwierdzono zaledwie
51 gatunków, w tym 6 gatunków wątrobowców i 45
mchów. Liczby te pozostają w rażącej dysproporcji
do brioflory całego OOR, która liczy 19 gatunków
i jedną odmianę wątrobowców oraz 171 gatunków
i dwie odmiany mchów (Stebel i in. 2015).
Wszystkie stwierdzone w OOR taksony reprezentują stosunkowo wąskie spektrum taksonów
ponadgatunkowych. Wątrobowce zaliczane są do 4
rodzin i 5 rodzajów, podczas gdy mchy do 12 rodzin
i 29 rodzajów. Zdecydowana większość rodzajów, bo
aż 25, reprezentowana jest przez jeden gatunek, zaś
4 rodzaje (Cephaloziella, Didymodon, Plagiothecium
i Amblystegium) obejmują po 2 gatunki, 2 rodzaje
(Schistidium i Plagiomnium) po 3 gatunki, a 3 rodzaje
(Dicranella, Bryum i Brachythecium) po 4 gatunki.
Ubóstwo flory mszaków badanych płatów
roślinności uwypukla się szczególnie mocno, gdy
przeanalizuje się częstość występowania gatunków.
Spośród 51 gatunków stwierdzonych w badanych
płatach ponad połowę stanowią gatunki bardzo
rzadkie, które zanotowane były tylko od jednego
do trzech razy:
(a) notowane tylko w jednym płacie - 15
gatunków (29,4%): Riccardia palmata, Cephaloziella
rubella, Lophozia ventricosa, Dicranella heteromalla,
Didymodon fallax, Niphotrichum canescens, Schistidium apocarpum, Bryum caespiticium, Plagiomnium
affine, Kindbergia praelonga, Rhynchostegium murale,
Plagiothecium laetum, Amblystegium juratzkanum,
Sanionia uncinata i Herzogiella seligeri;
(b) notowane w dwóch płatach - 10 gatunków
(19,6%): Lophocolea heterophylla, Cephaloziella
divaricata, Dicranella rufescens, D. varia, Didymodon
rigidulus, Tortula muralis, Schistidium crassipilum,
Bryum argenteum, Abietinella abietina i Brachythecium mildeanum;
(c) notowane w trzech płatach - 5 gatunków
(9,8%): Bryum dichotomum, Rosulabryum capillare, Plagiomnium rostratum, Thuidium delicatulum
i Calliergonella cuspidata.
W sumie 30 wyżej wymienionych gatunków
stanowi 58,8% wszystkich gatunków stwierdzonych
na powierzchniach badawczych. Trzeba też dodać,
że wszystkie te gatunki nie występują w większej
obfitości i stanowią niezbyt istotny element biocenotyczny zbiorowisk roślinnych na badanych
powierzchniach. Na szczególne podkreślenie zasługuje fakt, że w grupie najrzadszych mszaków znalazły się wszystkie gatunki wątrobowców, które są
szczególnie wrażliwe na wszelkie zaburzenia naturalnej szaty roślinnej.
Zaledwie dwa gatunki mchów można określić
mianem pospolitych, gdyż występują w więcej niż
połowie badanych płatów. Należą do nich: wszędobylski gatunek Ceratodon purpureus, który stwierdzony był w 29 płatach oraz Bryum pallescens,
zanotowany w 28 płatach. Jest rzeczą dość interesującą, że ten drugi gatunek nie należy do najpospolitszych i ubikwistycznych mchów w Polsce, ale
akurat na terenie OOR jest bardzo rozpowszechniony i rośnie zwykle w dużej obfitości, a czasami
tworzy również sporogony.
Bardzo rozpowszechnionym gatunkiem jest
także Brachytheciastrum velutinum, stwierdzony
w 21 płatach i zwykle rosnący w dużej obfitości,
przede wszystkim w lasach sosnowych. Prawie
wyłącznie w lasach sosnowych występują też Pohlia
nutans i Sciuro-hypnum oedipodium, gatunki zanotowane w 15 płatach, oba należące do pospolitych
gatunków w Polsce niżowej.
Zaledwie 7 gatunków można określić mianem
dość częstych, gdyż stwierdzono je w co najmniej
dziesięciu płatach. Są to: Tortella tortuosa, Pleurozium schreberi i Amblystegium serpens - występujące
w 13 płatach, Brachythecium rutabulum - znany
z 11 płatów oraz Weissia controversa, Plagiomnium
cuspidatum i Brachythecium salebrosum - stwierdzone w 10 płatach. Z wyjątkiem Tortella tortuosa
i Weissia controversa, wszystkie są gatunkami pospolitymi w całym kraju. Natomiast oba wymienione
tu gatunki są wapieniolubne i lokalnie występują
one w dużej obfitości w zbiorowiskach roślinnych
wykształconych na odpadach górniczych zawierających dolomity.
Analiza siedliskowa
Przyczyn brioflorystycznego ubóstwa OOR
należy upatrywać przede wszystkim w niewielkim
zróżnicowaniu siedliskowym wybranych do badań
płatów roślinnych. Przeważająca większość z nich
obejmuje zbiorowiska roślinne wykształcające się na
suchych, najczęściej piaszczystych glebach, w których w miarę dogodne warunki do rozwoju znajdują prawie wyłącznie mszaki naziemne. Ta grupa
siedliskowa obejmuje około 75% gatunków i stanowi ona trzon brioflory.
Gatunki należące do innych grup siedliskowych
są bardzo słabo reprezentowane. Dotyczy to przede
wszystkim gatunków epifitycznych, które należą do
bardzo rzadkich na całym obszarze OOR. Typowe
epifity nie były w ogóle notowane na badanych płatach, co najwyżej na korze w dolnej części pni lub
na szyjach korzeniowych występuje Brachytheciastrum velutinum, gatunek rosnący na różnych podłożach, głównie na ziemi. Główną przyczyną tego
stanu rzeczy jest brak starych drzew, które stwarzają najdogodniejsze siedliska dla tych gatunków,
ale również i stosunkowo duże zanieczyszczenie
powietrza, emitowanego przez znajdującą się w bliskim sąsiedztwie górnośląską aglomerację przemysłową, jak też miejscową hutę ZGH Bolesław
w Bukownie, której podstawową działalnością jest
produkcja cynku elektrolitycznego i koncentratów
cynkowo-ołowiowych.
Brak starodrzewów i dominacja młodników
sosnowych sprawia, że również mszaki epiksyliczne, rosnące na obumarłych i murszejących
197
kłodach i pniakach, należą do wielkiej rzadkości na
badanym terenie. Jedynymi typowymi epiksylami są
Riccardia palmata, Lophocolea heterophylla i Herzogiella seligeri. Sporadycznie na tego typu siedliskach
pojawiają się gatunki występujące na innych substratach, m.in. Dicranella heteromalla, Pohlia nutans
i Brachythecium salebrosum, które zwykle rosną na
ziemi lub humusie.
Jednym z najważniejszych substratów zasiedlanym przez mszaki są skały. Na całym badanym
obszarze OOR wychodnie skalne należą do wielkiej rzadkości, natomiast bardzo częste są wtórne
siedliska naskalne. Należą do nich murki, obmurowania kanałów, mostki, dachówki, fundamenty
i podmurówki domów, często opuszczonych
i zrujnowanych. Na badanych powierzchniach
mszaki epilityczne występują bardzo okazjonalnie, na kamieniach polnych, które w nielicznych przypadkach znalazły się na poletkach
i stwierdzono na nich Tortula muralis, Schistidium apocarpum i S. dupretii, a S. crassipilum
został znaleziony poza poletkami na badanych
powierzchniach lub w ich pobliżu. Osobny
rodzaj podłoża naskalnego stanowią kamienie
dolomitowe, będące odpadami górniczymi. Na
niektórych powierzchniach pospolicie rosną na
nich Tortella tortuosa i Campylophyllopsis calcarea,
zwykle w dużej obfitości.
Mchy siedlisk wodnych i błotnych nie były
w ogóle notowane na badanych powierzchniach.
Jednak na obszarze OOR są one dość często
spotykane w licznych kanałach i potokach oraz
we fragmentarycznie wykształconych zbiorowiskach torfowiskowych i bagiennych, na mokrych
łąkach, w łęgach i fragmentach borów bagiennych spotykanych na obrzeżach terenu (Stebel
i in. 2014).
Słabe zróżnicowanie brioflory przekłada się na
skład florystyczny i obfitość występowania gatunków
na powierzchniach badawczych w poszczególnych
typach siedlisk (Tabela 1). Tylko dwa najpospolitsze
gatunki, Ceratodon purpureus i Bryum pallescens,
rosły we wszystkich typach roślinności, przy czym
tylko pierwszy z nich występował ze zbliżoną częstotliwością w każdym z nich. Natomiast B. pallescens jest gatunkiem unikającym zbiorowisk leśnych
i pospolicie (zwykle w dużej obfitości) występuje
w murawach i na odłogach.
198
Tylko dwa gatunki występują w pięciu typach
płatów roślinnych, a mianowicie Plagiomnium
cuspidatum i Schistidium dupretii. Nie zostały one
stwierdzone tylko w ciepłolubnych murawach na
piaskach. O ile pierwszy z nich występuje raczej
sporadycznie w jednym do czterech badanych płatach, to S. dupretii było znalezione tylko na jednym
poletku, a w pozostałych typach badanych płatów
roślinnych był znajdowany tylko poza poletkami.
W czterech typach płatów roślinnych występowały tylko 4 gatunki, jednak osiągając optimum
występowania w innym typie roślinności. Tortella
tortuosa występuje w zbiorowiskach wykształcających się na odpadach górniczych zawierających
dolomity, a więc w lasach sosnowych oraz w ciepłolubnych i w wilgotnych murawach, Pohlia nutans
i Brachtheciastrum velutinum masowo występują
w lasach sosnowych na piaskach, a Amblystegium
serpens na odłogach.
Trudno mówić o wyraźnym przywiązaniu
gatunków do określonego typu roślinności
z powodu wielkiej rzadkości i incydentalnego
występowania większości gatunków. Na pewno
wszystkie gatunki wątrobowców z wyjątkiem
Cephaloziella bicuspidata występują tylko w lasach
sosnowych na piaskach lub odpadach górniczych
(C. rubella). Tylko w lasach sosnowych na piaskach
rosną Dicranella heteromalla, Rosulabryum capillare
i Sanionia uncinata, a w lasach na odpadach górniczych Niphotrichum canescens, Kindbergia praelonga
i Herzogiella seligeria. Natomiast w obu typach
lasów sosnowych rosną Thuidium delicatulum,
Plagiothecium denticulatum i Sciuro-hypnum oedipodium. Trudno znaleźć korelacje w występowaniu
gatunków w nieleśnych typach roślinności, gdyż
większość gatunków była tu znajdowana sporadycznie, i tylko przypadek zdecydował o jednym
stwierdzeniu Rhynchostegium murale i Amblystegium juratzkanum na odłogach.
Zbliżone jest również bogactwo gatunkowe
większości badanych płatów roślinności (Tabela 1).
Najbogatsze w gatunki są lasy sosnowe, w których zanotowano 25 i 26 gatunków (odpowiednio
w lasach na piaskach i odpadach górniczych).
W ciepłolubnych murawach na odpadach górniczych stwierdzono 21 gatunków, a na odłogach
znaleziono o dwa gatunki mniej. Od tych wartości
odbiegają wilgotne zbiorowiska trawiaste z Molinia
caerulea, w których znaleziono tylko 14 gatunków,
a zdecydowanie najmniej gatunków (tylko 7),
występuje w ciepłolubnych murawach na piaskach
z Armeria maritima.
Wniosek
Brioflora całego Olkuskiego Okręgu Rudnego
jest zróżnicowania. W badaniach obejmujących
wszystkie siedliska OOR (48 km2) stwierdzono
194 taksony (19 gatunków i jedną odmianę wątrobowców oraz 173 gatunków i jedną odmianę
mchów). Jednak w dominujących typach roślinności (powierzchniach badawczych), znajdujących
się głównie na podłożu bogatym w metale ciężkie
(cynk, ołów i kadm) oraz ubogich piaskach, jest
ona uboga. Stwierdzono na nich tylko 51 gatunków
mszaków (6 wątrobowców i 45 mchów).
10
The lichen biota of the Olkusz Ore-bearing Region
Urszula Bielczyk
Institute of Biology, Pedagogical University of Cracow, 2 Podchorążych St., 30-084 Kraków, e-mail: bielczyk@
up.krakow.pl
Introduction
The compound structure and resulting
biology of lichens enables them to colonise
extremely hostile environments. They occur
in different, often extreme climatic conditions, and grow on almost any type of substrate. Importantly, they can tolerate toxic
substances present in the environment and
accumulate them in amounts that significantly exceed their metabolic needs and that
can be lethal to plants and animals. These are
properties of lichens which permit their use
as pollution biomarkers (Conti and Cecchetti
2001) and indicators of the presence of heavy
metals in substrate (e.g. Aznar et al. 2008).
They can be used in biogeochemical searches
for metals such as Cu, Fe, Pb and Zn (Purvis
and Halls 1996).
In a metal-enriched environment, lichens
are often the dominant component of biodiversity; they accompany plant groups or
together with bryophytes create independent
communities (e.g. Wirth 1972; Purvis and
Halls 1996; Paus 1997; Cuny et al., 2004).
That is why habitats such as these are of great
interest to the world’s lichenologists, who carry
out fieldwork and laboratory research on their
species diversity, taxonomy, biogeography,
ecology, physiology, and especially their tolerance to high concentrations of metals and
their adaptation to environmental conditions
(Purvis and Halls 1996; Purvis and PawlikSkowrońska 2008; Bačkor and Loppi 2009).
Substrates containing zinc and lead are particularly favourable for lichen vegetation; some
species of the genera Gyalideopsis, Sarcosagium,
Steinia and Vezdaea seem to be restricted to
such habitats. Their original localities, associated with natural outcrops of zinc and lead ore,
occur on all continents; in Europe they can
be found in Belgium, France, Germany, the
Netherlands, Poland and the United Kingdom.
Nowadays those natural sites are rare. Most
localities are created artificially as a result of
metal ore mining and processing.
So far over 300 species of lichens that
grow on natural rock and on mining waste in
the vicinity of mines and smelters have been
reported occurring on substrates rich in metal
compounds (Cuny et al. 2004; Rajakaruna
et al. 2011). Some of them occupy anthropogenic habitats unrelated to mining and metallurgy, such as impregnated wood, iron bars,
201
old railroad tracks, lead inscriptions on monuments, and walls next to garages contaminated with lead from gasoline (Purvis and
Halls 1996). Species new to science, such as
Micarea confusa (Coppins and van den Boom
1995), Pyrenocollema chlorococcum (Aptroot
and van den Boom 1998) and Coppinsia
minutissima (Lumbsch and Heibel 1998),
were described after their discovery in postmining areas containing soil enriched with
zinc and cadmium.
In Poland the localities of lichens associated with metalliferous substrates are located
in the southern part of the country, mainly
in Lower Silesia, the Sudety Mts and parts of
the Silesia-Cracow Upland (Bielczyk and Kossowska 2015). The latter localities are related
to centuries of mining and metallurgy; the
Olkusz Ore-bearing Region (OOR) is the
most valuable of these areas for study of the
lichen biota. Ore extraction and processing in
the vicinity of Olkusz degraded the soil, the
natural vegetation and the landscape. There
are many outcrops, old mine pits and waste
heaps remaining from early and modern technological processes. The soil that formed on
them contains large amounts of heavy metals
(mainly zinc and lead) and is nutrient-poor
and dry; high air pollution contributed sulphur
dioxide, dust and heavy metals (Grodzińska
and Szarek-Łukaszewska 2009; Grodzińska
et al. 2010).
It is an area of natural contrasts. Some
parts have been completely altered by man,
and other less altered areas have preserved
semi-natural plant communities. Calamine
communities of plants that tolerate or prefer
high levels of metals in the soil developed here;
they are the only communities of this kind
found in Poland (Szarek-Łukaszewska and
Grodzińska 2011). The area is also a refuge
for valuable, sometimes endangered species
of plants and fungi (Mleczko et al. 2009;
202
Kapusta et al. 2010; Nowak et al. 2011). A few
lichenological works treating the OOR point
to the species-richness of the lichens on these
unique sites (Kiszka 2003, 2009; Kiszka and
Kościelniak 2006; Bielczyk et al. 2009). A feature of this biota is the presence of species able
to tolerate and/or accumulate heavy metals in
their thalli (Pawlik-Skowrońska et al. 2008;
Pawlik-Skowrońska and Bačkor 2011).
Recent lichenological studies made under
the interdisciplinary project “Vegetation of
areas” (EEA FM PL0265), realised in 2008–
2011, yielded important data on the lichens
of the OOR, presented here. This paper gives
a list of species of lichens and lichenicolous
fungi occurring in the area, together with their
distribution; characterises the lichen biota and
indicates its particular association with postmining areas; and suggests the factors that may
threaten the lichens, as well as ways of protecting them.
Material and methods
Field studies were carried out in 2008–
2009 in the post-mining Olkusz Ore-bearing
Region. The area covers 48 km2 and is
located in the southeastern part of the SilesiaCracow Upland (50°17′N, 19°29′E) (Godzik
– Chapter 2, this volume), in squares DF36
and DF46 of the ATPOL system. The study
area is described in detail by Stefanowicz et al.
(2010) and Nowak et al. (2011), and also in
this volume (Godzik – Chapter 2, Kapusta and
Godzik – Chapter 6).
Detailed lichenological studies were carried out at 49 homogeneous sites (1–30,
32–34, 36–51) representing six habitat types,
following methodology specified in project
EEA FM PL0265 (Kapusta and Godzik –
Chapter 6, this volume).
The material consisted of lichens (lichenised fungi) occurring on all substrates
within the designated area, including soil,
stones, pieces of wood, and plants. In forests
the bark of stumps, fallen branches and the
lowest portion of tree trunks were also examined. Clearly identifiable taxa were listed
in the field and the others were determined
in the laboratory from collected samples.
Secondary metabolite composition was analysed by thin-layer chromatography (Orange
et al. 2001; Kubiak and Kukwa 2011). This
work produced more than 1490 records (collected specimens and field records). Lichen
specimens collected during the study are deposited in the herbarium of the Department
of Botany of the Pedagogical University of
Cracow (KRAP).
Lichen taxa nomenclature follows Diederich et al. (2012) and Smith et al. (2009),
except for Viollela (Spribille et al. 2011), Verrucaria (Krzewicka 2012), Cladonia conista
(Pino-Bodas et al. 2012) and Lecanora saxicola (Laundon 2010); lichenicolous fungi are
described following Czyżewska and Kukwa
(2009).
The Results section gives an alphabetical
list of species, with substrate type, total number
of sites, and site number codes.
Abbreviations and symbols: OOR – Olkusz
Ore-bearing Region; * – lichenicolous fungus;
St. – number of sites, followed by site number
codes; EN – endangered species; VU – vulnerable species; NT – near-threatened species; DD – data-deficient species (based on
Cieśliński et al. 2006).
Habitat types, with site number codes
(Kapusta and Godzik – Chapter 6, this
volume):
FS – pine forest on sand: 22, 26, 28, 32,
33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 44, 45, 47;
FW – pine forest on mining waste: 23, 24,
25, 27, 29, 38;
GS – thermophilous grassland dominated
by Festuca ovina on sand: 3, 4, 8, 9, 12, 20, 46;
GW – thermophilous grassland on mining
waste: 1, 14, 15, 16, 17, 34; 51;
MW – grassland dominated by Molinia
caerulea on mining waste: 2, 13, 21, 30,
49, 50;
P – mesophilous grassland on old fields: 5,
6, 7, 10, 11, 18, 19, 48.
Results
Overall, 94 species of lichens and 3 species of lichenicolous fungi were found in the
Olkusz Ore-bearing Region. Four problematic specimens were classified only to genus
(Bacidina sp., Epigloea sp., Macentina sp., Stigmidium sp.), as their identification requires
further work. The list also contains Cladonia
and Verrucaria species that could not be determined due to poor development or degeneration of the thalli.
Two lichen species found in the OOR,
Agonimia vouauxii and Vezdaea leprosa, are
first records for Poland. Thirteen other taxa
were not previously known from the SilesiaCracow Upland: Bacidina saxenii, B. chloroticula, Cladonia conista, C. monomorpha,
Cladoniicola
staurospora,
Lichenoconium
erodens, L. lecanorae, Micarea nigella, Placynthiella dasaea, Ropalospora viridis, Scoliciosporum sarothamni, Thelidium fumidum and
Violella fucatus. Eighteen taxa are first records
for the OOR: Absconditella lignicola, Buellia
punctata, Caloplaca cerina var. muscorum, Cladonia chlorophaea, C. digitata, C. floerkeana,
C. rei, C. scabriuscula, Lecanora pulicaris,
Lepraria incana, Micarea nitschkeana, Placynthiella oligotropha, P. uliginosa, Pseudevernia
furfuracea, Trapeliopsis granulosa, Verrucaria
fuscella, V. viridula and V. xyloxena.
The largest group comprised representatives
of Cladonia (19 species) and Verrucaria (8).
203
The most common species were Vezdaea leprosa (26 sites), Lecanora conizaeoides (24),
Cladonia monomorpha (23), C. pyxidata (20)
(Fig. 1), Cladonia rei, Sarcosagium campestre,
Scoliciosporum chlorococcum (18), Agonimia
vouauxii, Cladonia coniocraea, Micarea micrococca, Verrucaria bryoctona and V. muralis
(15 each). Lichen species were recorded in
all of the studied areas. Their number varied
considerably, ranging from one (site 38) to
38 species (site 14). Thermophilous grassland
was the richest in lichens, especially at sites 1,
3, 8, 14, 15, 17, 20, 34, 46 and 51, where
14–38 species occurred. Among the morphological forms, crustose lichens were dominant
(70 species). Less species-rich were fruticose
lichens (23 species) but they were frequent and
occurred in large populations. Only 8 species
having foliose form were found.
The lichen biota of the OOR developed
under the strong impact of a variety of anthropogenic factors. This is seen in the effects and
in the types of taxa found:
• pioneer and ephemeral species able to
rapidly and efficiently colonise exposed
rock and soil, such as Sarcosagium campestre (Fig. 2), Vezdaea leprosa, V. aestivalis, Steinia geophana, Bacidina saxenii,
Fig. 1. Cladonia pyxidata – a common terricolous lichen
in calamine areas (photo R. Kościelniak)
Ryc. 1. Cladonia pyxidata – częsty porost naziemny w obszarach galmanowych (fot. R. Kościelniak)
204
Fig. 2. Sarcosagium campestre – an ephemeral species
(photo A. Flakus)
Ryc. 2. Sarcosagium campestre – gatunek efemeryczny
(fot. A. Flakus)
Leptogium biatorinum and Verrucaria
bryoctona);
• species with a documented ability to
tolerate and/or accumulate heavy metals
in thalli, such as Hypocenomyce scalaris,
Lepraria incana, L. elobata, L. jackii, Cladonia furcata, C. pocillum, C. fimbriata,
Peltigera didactyla, Hypogymnia physodes,
Stereocaulon incrustatum and Diploschistes
muscorum (Fig. 3);
• species dependent on the presence of zinc
and lead in substrate, such as Vezdaea
Fig. 3. Diploschistes muscorum – a hyperaccumulator of
zinc and lead (photo R. Kościelniak)
Ryc. 3. Diploschistes muscorum – hiperakumulator cynku
i ołowiu (fot. R. Kościelniak)
conista, Verrucaria xyloxena, the lichenicolous
fungus Cladoniicola staurospora), taxa under
legal protection in Poland (Caloplaca cerina
var. muscorum, Cetraria aculeata, C. islandica,
Cladonia mitis, Peltigera didactyla, P. rufescens,
Pseudevernia furfuracea, Stereocaulon incrus-
Fig. 4. Vezdaea leprosa – a common microlichen in postmining areas (photo A. Flakus)
Ryc. 4. Vezdaea leprosa – częsty mikroporost w terenach
pogórniczych (fot. A. Flakus)
leprosa (Fig. 4), V. aestivalis and Bacidina
saxenii);
• dominance of species that form part of
epigeic communities and epibryophytes;
some colonise thalli of other lichens and
inhabit small rocks and pieces of wood
in the soil;
• conspicuous predominance of crustose
forms;
• visible morphological changes in multithallus lichens (deformation, dwarfing,
crumbling of thallus fragments, discolouration spots);
• scarcity of epiphytes, with the exception
of the most toxin-tolerant ones such as
Scoliciosporum chlorococcum and Lecanora
conizaeoides;
• small share of epixyliths.
The occurrence of rare and endangered
species is another feature that distinguishes
the lichen biota of the OOR from the other
lichen biotas of Poland. Three species have
their only localities in Poland there (Vezdaea
leprosa, Agonimia vouauxii, Thelocarpon imperceptum). Also found are some very rare species which have only single localities in Poland
(e.g. Bacidina saxenii, B. chloroticula, Cladonia
Fig. 5. Stereocaulon incrustatum – a fruticose lichen of the
OOR (photo R. Kościelniak)
Ryc. 5. Stereocaulon incrustatum – przedstawiciel porostów
krzaczkowatych na terenie OOR (fot. R. Kościelniak)
tatum) (Fig. 5), and taxa endangered on the
national scale (Stereocaulon incrustatum EN,
Caloplaca cerina var. muscorum VU, Cetraria
islandica VU, Arthonia fusca NT, Vezdaea aestivalis DD) (Cieśliński et al. 2006).
List of species
Absconditella lignicola Vězda & Pišút – pine
stumps in forest. St. 3 – FW: 29; FS: 39, 43.
Acarospora moenium (Vain.) Räsänen [syn.
Aspicilia moenium (Vain.) G. Thor & Timdal]
– scraps of asbestos-based roofing material. St.
1 – GW: 14.
Agonimia vouauxii (B. de Lasd.) M.Brand
& Diederich – parts of plants, especially bryophytes. St. 15 – GS: 3; P: 5, 7, 10, 11, 18, 19;
GS: 8, 9; MW: 13, 50; GW: 14, 15, 17, 34.
205
Amandinea punctata (Hoffm.) Coppins
& Scheid.] – pine bark. St. 1 – GW: 14.
Arthonia fusca (A. Massal.) Hepp [syn.
Arthonia lapidicola (Tayl.) Branth & Rostr.] –
small stones. St. 3 – GW: 1, 15, 51.
Bacidia bagliettoana (A. Massal. & De Not.)
Jatta – parts of plants, especially bryophytes.
St. 9 – P: 6; GW: 14, 15, 16, 17, 34; FW: 23;
MW: 30, 50.
Bacidina chloroticula (Nyl.) Vězda & Poelt
– parts of plants, stones, in damp places. St.
9 – MW: 2, 30, 50; P: 10, 18, 19; GS: 12;
GW: 14; FW: 23.
Bacidina phacodes (Körb.) Vězda – damp
wood, fragments of bryophytes. St. 5 – MW:
13; GW: 15; P: 19; FW: 24, 29.
Cladonia chlorophaea ( Sommerf. ) Spreng.
– humus. St. 4 – GS: 8; MW: 13; GW: 14;
FS: 44.
Cladonia coniocraea ( Flörke ) Spreng. – tree
bark, stumps, pieces of wood. St. 15 – P: 18;
FS: 22, 28, 33, 37, 41, 42, 44, 45, 47; FW: 24,
27, 29; GS: 46; GW: 51.
Cladonia conista (Ach.) Robbins – soil with
pebbles. St. 4 – GS: 8, 12, 46; MW: 30.
Cladonia digitata (L.) Hoffm. – soil, wood.
St. 2 – FS: 43, 44.
Cladonia fimbriata (L.) Fr. – soil, humus,
pine bark. St. 4 – FW: 23, 27; FS: 37; GS: 46.
Cladonia floerkeana (Fr.) Flörke – soil. St. 1
– GS: 46.
Bacidina saxenii (Erichsen) combined. [syn.
Bacidia saxenii Erichsen] – remains of plants.
St. 1 – GW: 14.
Cladonia foliacea (Huds.) Willd. – soil. St.
4 – GW: 1, 14, 15; FW: 24. Species quite
common outside of the studied sites.
Bacidina sp. – parts of plants. St. 1 – GW: 14.
Cladonia furcata (Huds.) Schrad. – soil. St.
9 – GS: 8, 20; MW: 21, 30; FS: 37, 43, 45,
47; GS: 46.
Baeomyces rufus (Huds.) Rebent. – soil. St.
2 – GW: 1, 14.
Bilimbia sabuletorum (Schreb.) Arnold –
remains of plants, stones. St. 5 – GW: 14, 15;
FW: 23, 25; MW: 50.
Caloplaca cerina var. muscorum A. Massal. –
remains of plants. St. 1 – next to site GW: 14.
Candelariella aurella (Hoffm.) Zahlbr. –
stones. St. 3 – GW: 14, 15, 51.
Cetraria aculeata (Schreb.) Fr. – soil. St. 3 –
GW: 14, 15, 51.
Cetraria islandica (L.) Ach. – soil. St. 1 –
GW: 14. Species common outside of the
studied sites.
Cladonia cariosa (Ach.) Spreng. – soil, stones.
St. 13 – GS: 3, 4, 8, 9, 46; P: 6, 7, 10; GW:
14, 15; FW: 27; MW: 30, 49.
206
Cladonia glauca Flörke – soil, humus, wood,
pine bark. St. 12 – GW: 1, 15, 16, 17, 34; P:
6; GS: 8, 46; FW: 23; MW: 30, 49; FS: 41.
Cladonia mitis Sandst. – soil, humus. St. 3 –
P: 7; FS: 41; GS: 46.
Cladonia monomorpha Aptroot, Sipman
& van Herk – soil. St. 23 – GW: 1, 14, 15,
16, 17, 51; GS: 3, 4, 8, 9, 20, 46; P: 6, 7, 19,
48; MW: 13, 21, 30, 49, 50; FW: 24, 29.
Cladonia pocillum (Ach.) Grognot – soil,
humus, bryophytes. St. 9 – GW: 14, 15, 34,
51; P: 18, 19; FW: 23; MW: 30, 50.
Cladonia pyxidata (L.) Hoffm. – soil, humus,
bryophytes. St. 20 – GW: 1, 14, 15, 16, 17;
GS: 3, 4, 8, 9, 12, 20, 46; P: 19; MW: 21, 30,
49; FW: 23, 27; FS: 37, 41.
Cladonia rangiformis Hoffm. – sandy soil. St.
3 – GW: 14, 15; FW: 24.
Cladonia rei Schaer. – soil, humus. St. 18 –
GW: 1, 34, 51; GS: 3, 4, 8, 9, 12, 20, 46; P:
6, 7, 18, 19; MW: 13, 21, 30; FS: 45.
Cladonia scabriuscula (Delise) Leight. – soil.
St. 4 – GS: 3, 4; P: 7; GW: 14.
Cladonia subulata (L.) F.H. Wigg. – soil. St.
10 – GS: 3, 4, 8, 12, 20, 46; P: 7, 48; MW:
13, 21.
Cladonia symphycarpia (Flörke) Fr. – soil. St.
5 – GW: 14, 15, 16; FS: 37; MW: 49.
Lecanora conizaeoides Nyl. ex Cromb. – pine
bark, wood. St. 24 – P: 11; GW: 16; FS: 22,
26, 28, 32, 33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 44,
45, 47; FW: 23, 24, 25, 27, 29, 38; GS: 46.
Lecanora dispersa (Pers.) Sommerf. – stones.
St. 4 – GW: 1, 14, 15; FW: 27.
Lecanora pulicaris (Pers.) Ach. – pine bark.
St. 1 – FW: 24.
Lecanora saligna (Schrad.) Zahlbr – pine
wood. St. 2 – FW: 27, 29.
Cladonia spp. – soil, humus. St. 8 – GS: 3; P:
5, 18, 19; MW: 21; FS: 22, 42; GW: 51.
Lecanora saxicola (Pollich) Ach. [syn.
Lecanora muralis (Schreb.) Rabenh., Protoparmeliopsis muralis (Schreb.) M. Choisy] – concrete. St. 1 – GW: 14.
*Cladoniicola staurospora Diederich, Van
den Boom & Aptroot – Cladonia scales. St.
1 – GS: 3.
Lepraria elobata Tønsberg – pine bark, wood.
St. 12 – FS: 22, 32, 33, 36, 37, 39, 41, 42, 43,
44, 47; FW: 38.
Coenogonium pineti (Schrad. ex Ach.)
Lücking & Lumbsch [syn. Dimerella pineti
(Ach.) Vězda] – pine bark. St. 2 – FS: 37, 44.
Lepraria incana (L.) Ach. – pine bark, wood.
St. 3 – FS: 39, 43, 44.
Collema limosum (Ach.) Ach. – soil. St. 6 –
GW: 1, 15, 17, 34, 51; FW: 23.
Lepraria jackii Tønsberg – pine bark. St. 1
– FS: 44.
Collema tenax (Sw.) Ach. – soil. St. 1 –
GW: 14.
Leptogium biatorinum (Nyl.) Leight. –
stones. St. 3 – FW: 24; FS: 26, 37.
Diploschistes muscorum (Scop.) R. Sant. –
Cladonia sp. thalli, bryophytes, soil, pebbles.
St. 6 – GW: 1, 14, 16; P: 7; FS: 41; MW: 49.
Species common outside of the studied sites.
*Lichenoconium erodens M.S. Christ. & D.
Hawksw. – Lecanora conizaeoides thallus and
fruiting bodies. St. 3 – GW: 14, 15, 51.
Epigloea sp. – soil. St. 1 – GS: 8.
*Lichenoconium lecanorae (Jaap) D. Hawksw.
– Lecanora conizaeoides fruiting bodies. St. 11
– FS: 22, 26, 32, 33, 39, 41, 43, 45; FW: 24,
25, 27.
Hypocenomyce scalaris (Ach.) M. Choisy –
pine bark, wood. St. 8 – FS: 22, 41, 42, 43,
44, 47; FW: 38; GS: 46.
Macentina sp. – parts of plants, especially
bryophytes. St. 10 – GS: 3, 12, 30; P: 6, 7,
10, 11, 18; MW: 13; GW: 17.
Hypogymnia physodes (L.) Nyl. – pine bark.
St. 5 – GS: 8; FS: 26, 37, 42; FW: 27.
Micarea botryoides (Nyl.) Coppins – pine
bark and wood. St. 2 – FS: 22, 39.
Diploschistes scruposus (Schreb.) Norman –
stones. St. 1 – GW: 14.
207
Micarea denigrata (Fr.) Hedl. – pine bark and
wood. St. 11 – GS: 3, 20, 46; GW: 14, 51;
FW: 23, 24; FS: 26, 41, 43, 45.
Placynthiella oligotropha (J.R. Laundon)
Coppins & P. James – soil, humus. St. 4 – GS:
4, 8; MW: 21; GS: 46.
Micarea micrococca (Körb.) Gams ex Coppins – pine bark. St. 15 – FS: 22, 26, 28, 33,
36, 37, 39, 40, 42, 43, 44, 45; FW: 24, 27;
GS: 46.
Placynthiella uliginosa (Schrad.) Coppins
& P. James – soil, humus. St. 1 – FS: 43.
Micarea nigella Coppins – pine wood. St. 1
– FS: 33.
Porpidia crustulata (Ach.) Hertel & Knoph –
wood, stone. St. 2 – GW: 14; P: 18.
Protoblastenia rupestris (Scop.) J. Steiner –
stone. St. 1 – GW: 51.
Micarea nitschkeana (J. Lahm ex Rabenh.)
Harm. – pine bark. St. 2 – FW: 24; FS: 43.
Pseudevernia furfuracea (L.) Zopf – spruce
twig on ground. St. 1 – FS: 26.
Mycobilimbia tetramera (De Not.) Vitik.,
Ahti, Kuusinen, Lommi. & T. Ulvinen ex
Hafellner & Türk. – bryophytes. St. 1 –
GW: 14.
Ropalospora viridis (Tønsberg) Tønsberg –
pine bark. St. 1 – FW: 27.
Parmelia sulcata Taylor – pine bark. St. 1 –
FS: 26.
Peltigera didactyla (With.) JR Laundon –
soil. St. 1 – MW: 30. Species quite common
outside of the studied sites.
Peltigera rufescens (Weiss) Humb. – soil. St.
1 – FS: 37. Species common outside of the
studied sites.
Phaeophyscia orbicularis (Neck.) Moberg –
stones. St. 2 – GW: 14, 15.
Physcia caesia (Hoffm.) Fürnr. – concrete. St.
1 – GW: 14.
Placopyrenium fuscellum (Turner) Gueidan
& Cl. Roux [syn. Verrucaria fuscella (Turner)
Winch.] – stones. St. 2 – GW: 14, 15.
Placynthiella dasaea (Stirt.) Tønsberg – wood,
humus. St. 9 – FW: 24, 29; FS: 28, 39, 40, 42,
43, 44; GS: 46.
Placynthiella icmalea (Ach.) Coppins & P.
James – wood, humus. St. 11 – P: 18; FW:
24; FS: 28, 33, 36, 40, 42, 43, 44, 45; GS: 46.
208
Sarcosagium campestre (Fr.) Poetsch & Schied.
– soil, humus, bryophytes. St. 18 – GW: 1, 14,
15, 17, 34; MW: 2, 13, 21, 30, 50; GS: 3, 20,
46; P: 10, 19; FW: 23; FS: 37, 47.
Scoliciosporum chlorococcum (Graewe ex
Stenh.) Vězda – pine bark. St. 18 – P: 10; FS:
22, 26, 32, 33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 45,
47; FW: 24, 27, 29; GS: 46.
Scoliciosporum sarothamni (Vain.) Vězda –
birch bark and wood. St. 4 – P: 10; FW: 24,
27; FS: 37.
Scoliciosporum umbrinum (Ach.) Arnold –
stones. St. 2 – GW: 14; FW: 25.
Steinia geophana (Nyl.) Stein – humus, soil.
St. 7 – GW: 1, 14, 16, 34; MW: 2; P: 7; GS: 9.
Stereocaulon incrustatum Flörke – soil. St.
2 – GW: 14; FS: 41. Species very common
outside of the studied sites.
*Stigmidium sp. – thalli of Agonimia vouauxii
and Vezdaea spp. St. 6 – GS: 3, 4, 8, 9, 20;
MW: 13.
Strangospora moriformis (Ach.) – stone, wood.
St. 1 – GW: 14.
Thelidium fumidum (Nyl.) Hazsl. – stone. St.
1 – FW: 27.
14, 17, 51; MW: 2, 13, 21, 49; P: 6, 11; GS:
12, 20; FW: 23.
Thelocarpon imperceptum (Nyl.) Mig. – soil.
St. 1 – GW: 34.
Vezdaea leprosa (P. James) Vězda – parts of
plants, especially bryophytes, soil, humus. St.
26 – GW: 1, 14, 15, 16, 17, 34, 51; MW: 2,
13, 21, 30, 50; GS: 3, 4, 9, 12, 20, 46; P: 10,
11, 18; FW: 23, 25, 27, 29; FS: 47.
Trapelia coarctata (Turner ex Sm.) M. Choisy
– pebble. St. 1 – P: 6.
Trapeliopsis flexuosa (Fr.) Coppins & P.
James – humus, soil. St. 7 – FW: 24, 29; FS:
33, 39, 41, 43, 44.
Trapeliopsis granulosa (Hoffm.) Lumbsch –
soil, humus. St. 3 – FS: 22, 40; GS: 46.
Verrucaria bryoctona (Th. Fr.) Orange – soil,
bryophytes. St. 15 – GW: 1, 15, 16, 17, 34;
MW: 2, 30, 50; GS: 4, 12, 20; P: 6, 7, 19;
FW: 23.
Verrucaria dolosa Hepp – pebbles. St. 3 –
MW: 2; GW: 15; FW: 23.
Verrucaria muralis Ach. – pebbles. St: 18 –
GW: 1, 14, 15, 16, 17, 34, 51; MW: 2, 13, 30,
50; P: 6, 7, 19; GS:20; FW: 23, 25; FS: 26.
Verrucaria nigrescens Pers. – pebbles. St. 10
– MW: 2, 50; P: 6, 18; GW: 14, 15, 17, 34;
FW: 27, 29.
Verrucaria obfuscans (Nyl.) Nyl. – pebbles.
St. 3 – GW: 14, 15, 17.
Verrucaria procopii Servite – pebbles. St. 3 –
GW: 15, 34; MW: 50.
Verrucaria viridula (Schrad.) Ach. [syn. Verrucaria silvatica Zschacke] – pebbles. St. 1 –
GW: 15.
Verrucaria xyloxena Norman – soil. St. 1 –
GS: 12.
Verrucaria spp. – pebbles. St. 2 – P: 6;
FW: 27.
Vezdaea aestivalis (Ohlert) Tscherm.-Woess
& Poelt – soil, bryophytes. St. 13 – GW: 1,
Vezdaea rheocarpa Poelt & Döbbeler –fragments of bryophytes. St. 7 – MW: 2; P: 7, 18;
GW: 14, 15, 17; FW: 27.
Violella fucatus (Stirt.) Zahlbr. [syn. Mycoblastus fucatus (Stirt.) Zahlbr. – pine bark,
wood. St. 2 – P: 10; FW: 24.
Discussion
The Olkusz Ore-bearing Region (OOR) is
characterised by considerable diversity of lichen
species, reflecting the variety of habitats in the
mining area, which includes sand, calamine
waste, and substrates of various pH, humidity
and insolation. The number of taxa identified
here is comparable with the number on lists
of lichens from similar European areas such
as in Belgium, the Netherlands, France, Germany and the United Kingdom (Purvis and
Halls 1996; Heibel 1999). The lichen species
composition at different sites is not uniform. It
is determined by local edaphic, microclimatic
and biotic factors. The prevalence of particular
species varies as well.
Metallophytes – species that tolerate or
prefer high concentrations of heavy metals in
the soil – are indicators of plant communities
growing on soil naturally and/or secondarily
enriched with heavy metals. Due to their structure and biology, lichens generally are adapted
to living in hostile environments, including
those contaminated with heavy metals. It is
difficult to say which of the species growing in
calamine areas are obligate metallophytes, but
209
clearly they all tolerate high content of heavy
metals in the soil and air. Sixty of them (50%)
have been recorded from other areas containing
zinc and/or lead in the substrate (Purvis and
Halls 1996; Heibel 1999; Cuny et al. 2004;
Baňasová 2006; Smith et al. 2009; Rajakaruna
et al. 2011; Bielczyk and Kossowska 2015).
Many of them have the ability to tolerate
and/or accumulate these elements in their
thalli (Pawlik-Skowrońska et al. 2008; PawlikSkowrońska and Bačkor 2011). Stereocaulon
species, especially S. nanodes, are mentioned as
fruticose lichens and as characteristic of environments with zinc and lead. From that genus
only Stereocaulon incrustatum was found in the
OOR; it is not reported from similar areas in
Europe but occurs frequently in the study area.
It forms large populations there. Research by
Pawlik-Skowrońska et al. (2008) showed that
it accumulates considerable amounts of heavy
metals in its thalli. Diploschistes muscorum,
recognised as a zinc hyperaccumulator, is also
a very common species (Sarret et al. 1998).
A number of other species with crustose thalli
not shown to accumulate heavy metals appear
to be dependent on them. They include Vezdaea leprosa and V. aestivalis, which outside
of metal-bearing areas are also found around
galvanised metal barriers on roads in Germany
and the UK (Ernst 1995; Gilbert 2000).
Similarly, Bacidina saxenii grows below metal
power-line poles and on zinc cans and oil tanks
(Gilbert 1990).
From the ecological point of view it is
worth mentioning the presence in the OOR of
lichens whose main component is autotrophic
blue-green algae (cyanobacteria). Their ability
to bind free nitrogen makes them an important link in the trophic chain, especially on
nutrient-poor calamine soil. In calamine areas
this group is represented by Peltigera rufescens,
P. didactyla, Stereocaulon incrustatum, Collema
limosum, C. tenax and Leptogium biatorinum.
210
A characteristic feature of the OOR’s lichen
biota is the presence of a group of pioneering
lichens able to rapidly colonise exposed rock
and soil. They play a very important role in
the ecosystem because they stabilise the substrate in the initial stage of plant succession.
Short-lived stress-tolerant ruderal lichens are
among the most typical lichens occurring on
unstable heavy-metal-contaminated substrates
around mines and smelters. They are difficult
to find due to the very small size of their thalli.
Some of them have a short life cycle and produce fruiting bodies only in wet seasons (Gilbert 2004). The following species found in
the OOR belong to this group: Sarcosagium
campestre, Vezdaea leprosa, V. aestivalis, Steinia
geophana, Bacidina saxenii and Leptogium
biatorinum.
Further research may turn up more
ephemeral species with small thalli that occur
in similarly disturbed habitats in various parts
of Europe. Species such as Epigloea soleiformis,
Gregorella humida, Bacidia viridescens and
Gyalidea lecideopsis fit this type. They are tolerant of heavy metals in soil; in the UK they
grow near lead and zinc mines (Smith et al.
2009). Such species have also been recorded in
Poland at single localities in the Carpathians
and the northwestern part of the country
(Ceynowa-Giełdon 2002; Czarnota 2003;
Czarnota and Coppins 2007; Flakus 2007).
Rare and very rare species are valuable
components of the lichen biota in the OOR.
Three of them – Vezdaea leprosa, Agonimia
vouauxii and Thelocarpon imperceptum – have
their only Polish localities there. V. leprosa is an
ephemeral lichen with a very short life cycle,
which reaches full development during late
fall and winter. In the studied area it occurs
abundantly at many stations. It grows on living
and dying ground bryophytes, less frequently
on parts of flowering plants and soil in thermophilous grassland, wet grassland and pine
forest on mining waste, and more rarely among
the vegetation of fallows. This species, associated with substrate abundant in zinc and lead,
is a common component of the lichen biota
in heavy-metal-contaminated environments. It
is known from Europe, Madeira, North and
South America and Asia, where it occurs in
natural and anthropogenic habitats (Chambers
and Purvis 2009). Agonimia vouauxii was found
at 15 stations in the OOR, where it grows
on plant remains in thermophilous grassland
and wet grassland on mining waste, and less
frequently on sand and in fallows. In Europe
it is a rare species (Pykälä 2007), recorded in
anthropogenic habitats (Sérasiaux et al. 1999;
Vondrák et al. 2010). Thelocarpon imperceptum
is a terricolous lichen found at one location on
a reclaimed mining excavation in the vicinity
of Bolesław (Kiszka 2009). It is a very rare species in Europe, reported from Switzerland and
Russia, and more recently found in the Netherlands (van den Boom 2000) and Ukraine
(Khodosovtsevet et al. 2010).
In the analysed lichen biota, species previously known from only single localities in
Poland deserve special attention. Some of these
species have been described only in recent years
and their general distribution is still unknown.
Confirmation of their occurrence in the studied
area adds new localities to the lichen biota of
the country and raises the conservation value of
the area. These include Bacidina saxenii (Czarnota and Coppins 2007), Bacidina chloroticula,
Cladonia conista (Fałtynowicz 2003), Verrucaria
xyloxena (Krzewicka 2012) and the lichenicolous
fungus Cladoniicola staurospora (Czyżewska and
Kukwa 2009). Also worth mentioning are two
microlichens very common in the studied area,
which are characteristic of post-mining sites in
Europe (Gilbert and Purvis 2009; Orange et al.
2009). One is Sarcosagium campestre, an ephemeral species that forms fruiting bodies in wet,
cold periods during autumn and winter, usually
from August to February (Gilbert 2004). In the
OOR it grows on soil, mosses and vascular plant
remains, usually in thermophilous grassland on
mining waste, and occasionally in forests, fallows
and wet grassland. In Poland it is distributed in
lowlands and mountains (Faltynowicz 2003).
The second microlichen is Verrucaria bryoctona,
often encountered on remains of bryophytes
and flowering plants, usually in thermophilous
grassland on mining waste and sand, and rarely
among the vegetation in fallows. It is known
in Poland from single localities in mountains
(Tatra Mts, Bieszczady Mts, Gorce Mts, Sudety
Mts), in the Chęciny region and in lowlands
(Pomerania, Kujawy) (Fałtynowicz 2003; Krzewicka 2012).
The demonstrably unique character of the
lichen biota in the OOR calls for measures
to protect it (Bielczyk 2012). The most valuable elements of the lichen biota of Olkusz are
species found in ecologically specialised calamine grassland communities of the Violetea
calaminariae class (Szarek-Łukaszewska and
Grodzińska 2011). Like the vascular plant
species, they are heliophilous and thermophilous, preferring alkaline soil and tolerating
heavy metals. Macrolichens have proper insolation there; the herbaceous plants no longer
constitute an eliminating factor for them. The
microlichens are characterised by a particular
phenology: they develop and produce fruiting
bodies when the vegetation cycle is over, in
autumn and early spring or even winter. Misguided remediation measures threaten this
group of species and whole communities of
calamine grassland (Kapusta et al. 2010).
These measures include afforestation of pits
and dumps, mainly with pine, which, together
with natural processes of overgrowing, shades
habitats and eliminates xerothermic species,
including terricolous lichens. Lichenological
studies in the Pleszczotka ecological area (currently a part of Natura 2000) give an example
211
of this. Pleszczotka, an area of turf more than
a century old, legally protected since 1997,
began to be rapidly overgrown by pine. Żegleń
(2010) showed that terricolous lichens occur
there mainly in unshaded parts of the grasslands. Accumulations of needles under the
trees are another factor that limits the lichen
vegetation, which requires active protection
involving removal of trees and shrubs. All rare
lichen species require protection and constant
monitoring of their localities, as proposed by
Kiszka (2009) for protection of Thelocarpon
imperceptum.
Acknowledgments
I thank Dr. hab. Paweł Czarnota, Dr. Adam
Flakus and Dr. Ryszard Kozik for their help in
labelling and verifying critical taxa, and Dr. hab.
Grażyna Szarek-Łukaszewska, Dr. Paweł Kapusta,
Dr. Laura Betleja and Dr. Robert Kościelniak for
valuable assistance with the field research.
References
Aznar J.C., Richer-Lafléche M., Cluis D. 2008.
Metal contamination in the lichen Alectoria
sarmentosa near the copper smelter of Murdochville, Québec. Environmental Pollution 156:
76–81.
Aptroot A., van den Boom P.P.G. 1998. Pyrenocollema chlorococcum, a new species with a chlorococcoid photobiont from zinc-contaminated
soils and wood. Cryptogamie, Bryologie-Lichénologie 19: 193–196.
Bačkor M., Loppi S. 2009. Interactions of lichens
with heavy metals. Biologia Plantarum 53(2):
214–222.
Banásová V. 2006. The participation of lichens
in species diversity of mine waste vegetation,
pp. 205–218. In: A. Lackovičova, A. Guttová, E. Lisická, P. Lizoň (Eds.). Central European lichens – diversity and threat. Mycotaxon,
Ithaca.
212
Bielczyk U. 2012. Lichens of zinc-lead postmining areas in the Olkusz region – state of
preservation, threats and needs for protection,
pp. 119–128. In: L. Lipnicki (Ed.). Lichen
protection – Protected lichen species. Sonar Literacki, Gorzów Wlkp.
Bielczyk U., Kossowska M. 2015. Porosty
podłoży wzbogaconych w związki metali. In:
M. Wierzbicka (Ed.). Ekotoksykologia – rośliny,
gleby, metale. Wydawnictwo Uniwersytetu Warszawskiego, Warszawa. (in press)
Bielczyk U., Jędrzejczyk-Korycińska M., Kiszka J. 2009. Lichens of abandoned zinc-lead
mines. Acta Mycologica 44(2): 139–149.
Boom van den P.P.G. 2000. Some interesting
records of lichens and lichenicolous fungi from
The Netherlands IV. Österreichische Zeitschrift
für Pilzkunde 9: 141–145.
Ceynowa-Giełdon M. 2002. The genus Epigloea
in Poland. Acta Mycologica 37(1/2): 3–11.
Chambers S.P., Purvis O.W. 2009. Vezdaea
Tscherm.-Woess & Poelt (1976), pp. 958–961.
In: C.W. Smith., A. Aptroot, B.J. Coppins,
A. Fletcher, O.L. Gilbert, P.W. James, P.A.
Wolseley (Eds.). The lichens of Great Britain and
Ireland. The British Lichen Society, London.
Cieśliński S., Czyżewska K., Fabiszewski J. 2006.
Red list of the lichens in Poland, pp. 71–89. In:
Z. Mirek, K. Zarzycki, W. Wojewoda, Z. Szeląg
(Eds.). Red list of plants and fungi in Poland:.
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy
of Sciences, Kraków.
Conti M.E., Cecchetti G. 2001. Biological monitoring: lichens as bioindicators of air pollution
assessment – a review. Environmental Pollution
114: 471–492.
Coppins B.J., van den Boom P.P.G. 1995. Micarea
confusa, a new species from zinc- and cadmium-contaminated soils in Belgium and The
Netherlands. Lichenologist 27: 81–90.
Cuny D., Denayer F.O., de Foucault B., Schumacker R., Colein P., van Haluwyn C.
2004. Patterns of metal soil contamination
and changes in terrestrial cryptogamic communities. Environmental Pollution 129: 289–297.
Czarnota P. 2003. Notes on some new and noteworthy lichens from southern Poland. Graphis
Scripta 14: 18–26.
Czarnota P., Coppins B.J. 2007. Contribution to
the knowledge of rare Bacidia s.lat. (Lecanorales, lichenized Ascomycetes) from Central
Europe including a new, pallid forma of Bacidia
hemipolia. Nova Hedwigia 85: 503–513.
Czyżewska K., Kukwa M. 2009. Lichenicolous
fungi of Poland. A catalogue and key to species.
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy
of Sciences, Kraków.
Diederich, P., Ertz D., Stapper N., Sérusiaux E.,
van den Broeck D., van den Boom P., Ries C.
2012. The lichens and lichenicolous fungi of Belgium, Luxembourg and northern France. – URL:
http://www.lichenology.info
Ernst G. 1995. Vezdaea leprosa – Spezialist am
Strassenrand. Herzogia 11: 175–188.
Fałtynowicz W. 2003. The lichens, lichenicolous and allied fungi of Poland. An annotated
checklist. In: Z. Mirek (Ed.). Biodiversity of
Poland 6. W. Szafer Institute of Botany, Polish
Flakus A. 2007. Lichenized and lichenicolous fungi
from the mylonitized areas of the subnival belt
in the Tatra Mountains (Western Carpathians).
Annales Botanici Fennici 44: 427–449.
Gilbert O.L. 1990. The lichen flora of urban
wasteland. Lichenologist 22: 87–101.
Gilbert O.L. 2000. Lichens. New Naturalist Library.
Harper Collins, London.
Gilbert O.L. 2004. The phenology of Sarcosagium
campestre observed over three years. Lichenologist 36(2): 159–161.
Gilbert O.L., Purvis O.W. 2009. Sarcosagium
A. Massal. (1856), p. 832. In: C.W. Smith.,
A. Aptroot, B.J. Coppins, A. Fletcher, O.L.
Gilbert, P.W. James, P.A. Wolseley (Eds.). The
lichens of Great Britain and Ireland. The British
Lichen Society, London.
Heavy metal vegetation in the Olkusz Region
Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2010. Pine forests of Zn-Pb post-mining areas of southern Poland. Polish Botanical
Journal 55(1): 229–237.
Heibel E. 1999. Flechtenvegatation auf Schwermetallstandorten in Nordrhein-Westfalen. In:
A. Pardey (Ed.). Naturschutz-Rahmenkonzeption Galmeifluren NRW. LÖBF- Schriftenreihe
16: 49–72.
66(1): 27–24.
Khodosovtsevet A.Y., Naumovich A.O., Vondráková O.S., Vondrák J. 2010. Athelium
imperceptum Nyl. (Thelocarpaceae, Ascomycota) a scarcely known ephemeral lichen of
biological soil crust, new to Ukraine. Chornomorski Botanical Journal 6(3): 385–389.
Kiszka J. 2003. Porosty hałd cynkowo-ołowiowych
w Bolesławiu koło Olkusza, pp. 193–199. In:
J. Lach (Ed.). Dynamika zmian środowiska geograficznego pod wpływem antropopresji. Instytut
Geografii, Zakład Ochrony i Kształtowania
Środowiska Przyrodniczego Akademia Pedagogiczna im. KEN, Kraków.
Kiszka J. 2009. Thelocarpon imperceptum (Nyl.)
Mig. – a new lichen species from central
Europe, pp. 245–246. In: Z. Mirek, A. Nikel
(Eds.). Rare, relict and endangered plant species
in Poland. W. Szafer Institute of Botany, Polish
Kiszka J., Kościelniak R. 2006. Localities of the
high-mountain species Leucocarpia biatorella in
the Silesian Upland (southern Poland), pp. 325–
329. In: A. Lackovičova, A. Guttová, E. Lisická,
P. Lizoň (Eds.). Central European lichens. Diversity and threat. Mycotaxon, Ithaca.
Krzewicka B. 2012. A revision of Verrucaria s.l.
(Verrucariaceae) in Poland. Polish Botanical
Studies 27: 3–143.
Kubiak D., Kukwa M. 2011. Chromatografia
cienkowarstwowa (TLC) w lichenologii, pp.
176–190. In: M. Dynowska, E. Ejdys (Eds.).
Mikologia laboratoryjna. Przygotowanie materiału
213
badawczego i diagnostyka. Wydawnictwo Uniwersytetu Warmińsko-Mazurskiego w Olsztynie,
Olsztyn.
Laundon J.R. 2010. Lecanora antiqua, a new saxicolous species from Great Britain, and the nomenclature and authorship of L. albescens, L. conferta
and L. muralis. Lichenologist 42(6): 631–636.
Lumbsch H.T., Heibel E. 1998. Coppinsia minutissima, a new genus and species in the Agyriaceae
from the British Isles. Lichenologist 30: 95–101.
Mleczko P., Gawroński S., Kapusta P. 2009. New
inland localities of a rare gasteroid Basidiomycete Scleroderma septentrionale in natural and
anthropogenic habitats in Central Europe. Polish
Orange A., James P.W., White F.J. 2001. Microchemical methods for the identification of lichens.
British Lichen Society, London.
Orange A., Hawksworth D.L., McCarthy P.M.,
Flether A. 2009. Verrucaria Schrad. (1794),
pp. 931–957. In: C.W. Smith., A. Aptroot, B.J.
Coppins, A. Fletcher, O.L. Gilbert, P.W. James,
P.A. Wolseley (Eds.). The lichens of Great Britain
and Ireland. The British Lichen Society, London.
Paus S.M. 1997. Die Erdflechtenvegetation nordwestdeutschlands und einiger Randgebiete. Bibliotheca Lichenologica 66: 1–222.
Pawlik-Skowrońska B., Bačkor M. 2011. Zn/
Pb-tolerant lichens with higher content of secondary metabolites produce less phytochelatins
than specimens living in unpolluted habitats.
Environmental and Experimental Botany 72:
64–70.
Pawlik-Skowrońska B., Wójciak H., Skowroń
ski T. 2008. Heavy metal accumulation, resistance and physiological status epigeic and
epiphytic lichens inhabiting Zn and Pb polluted
areas. Polish Journal of Ecology 56(2): 195–207.
214
Pino-Bodas R., Ahti T., Stenroos S., Martín
M.P., Burgaz A.R. 2012. Cladonia conista and
C. humilis (Cladoniaceae) are different species.
Bibliotheca Lichenologica 108: 161–176.
Purvis O.W., Halls C. 1996. A review of lichens in
metal-enriched environments. Lichenologist 28:
571–601.
Purvis O.W., Pawlik-Skowrońska B. 2008.
Lichens and metals, pp. 175–200. In: S.V.
Avery, M. Stratford, P. van West (Eds.). Stress in
Yeasts and Filamentous Fungi. British Mycological
Society Symposium Series. Elsevier & Academic
Press, Amsterdam.
Pykälä J. 2007. Additions to the lichen flora of
Finland. II. Calcareous rock and associated in
Lohja. Graphis scripta 19: 17–32.
Rajakaruna N., Harris T.B., Clayden S.R.,
Dibble A.C., Olday F.C. 2011. Lichens of the
Callahan Mine, a copper- and zinc-enriched
Superfund site in Brooksville, Maine, U.S.S.
Rhodora 113: 1–33.
Sarret G., Manceau A., Cuny D., van Haluwyn
C., Deruelle S., Hazemann J.L., Soldo Y.,
Eybert-Berard L., Menthonnex J.J. 1998.
Mechanisms of lichen resistance to metallic
pollution. Environmental Science Technology 32:
3325–3330.
Sérasiaux E., Diederich P., Brand A.M., van den
Boom P. 1999. New or interesting lichens and
lichenicolous fungi from Belgium and Luxembourg. VIII. Lejeunia N.S. 162: 1–95.
Smith C.W., Aptroot A., Coppins B.J., Fletcher A.,
Gilbert O.L., James P.W., Wolseley P.A. (Eds.).
2009. The lichens of Great Britain and Ireland.
The British Lichen Society, London.
Spribille T., Goffinet B., Klug B., Muggia L.,
Obermayer W., Mayrhofer H. 2011. Molecular support for the recognition of the Mycoblastus fucatus group as the new genus Violella
(Tephromelataceae, Lecanorales). Lichenologist
43(5): 445–466.
Stefanowicz A.M., Niklińska M., Kapusta P.,
Szarek-Łukaszewska G. 2010. Pine forest
and grassland differently influence the response
of soil microbial communities to metal
contamination. Science of the Total Environment
408: 6134–6141.
Grasslands of a Zn-Pb post-mining area (Olkusz
Ore-bearing Region, S Poland). Polish Botanical
Journal 56(2): 245–260.
Vondrák J., Merkulova O., Redchenko O. 2010.
Several noteworthy lichen found in the foothills
of the Šumava Mts, South Bohemia, Czech
Republic. Bryonora 45: 31–35.
Wirth V. 1972. Die Silikatflechten-Gemeinschaften
in ausseralpinen Zentraleuropa. Dissertationes
Botanicae 17: 1–306.
Żegleń A. 2010. Wpływ czynników siedliskowych na
zróżnicowanie lichenobioty użytku ekologicznego
“Pleszczotka górska” w gminie Bolesław (Wyżyna
Śląsko-Krakowska). Praca magisterska, Uniwersytet Pedagogiczny im. KEN w Krakowie,
Kraków.
10
Specyfika lichenobioty na obszarze Olkuskiego
Okręgu Rudnego
Urszula Bielczyk
Instytut Biologii, Uniwersytet Pedagogiczny im. Komisji Edukacji Narodowej w Krakowie, 30-084 Kraków,
ul. Podchorążych 2, e-mail: [email protected]
Wstęp
Porosty, poprzez swoją wieloskładnikową budowę i wynikającą z tego biologię, zdolne są do
zasiedlania skrajnie nieprzyjaznych dla życia środowisk. Występują w różnych, często w ekstremalnych
warunkach klimatycznych i rozwijają się na prawie
każdym typie podłoża. Ważną cechą tych organizmów jest zdolność do tolerowania i/lub kumulowania w plechach pierwiastków, w tym np. metali
ciężkich. Te m.in. właściwości porostów pozwalają
na ich wykorzystywanie jako biowskaźników zanieczyszczenia atmosfery (Conti i Cecchetti 2001)
i obecności metali ciężkich w podłożu (np. Aznar
i in. 2008) wraz z możliwością ich stosowania
w biogeochemicznych poszukiwaniach takich metali, jak np. Cu, Fe, Pb i Zn (Purvis i Halls 1996).
W środowisku wzbogaconym w związki metali
porosty są często dominującym elementem bioróżnorodności – towarzyszą zespołom roślinnym lub
tworzą, wspólnie z mszakami, samodzielne zbiorowiska (np. Wirth 1972; Purvis i Halls 1996; Paus
1997; Cuny i in. 2004). Dlatego w świecie siedliska
takie są obiektem zainteresowania lichenologów,
którzy prowadzą tam badania terenowe i laboratoryjne w aspekcie różnorodności gatunkowej, taksonomii, biogeografii, ekologii, fizjologii, a zwłaszcza
tolerancji porostów na wysokie stężenia metali i ich
adaptacji do warunków środowiskowych (Purvis
i Halls 1996; Purvis i Pawlik-Skowrońska 2008;
Bačkor i Loppi 2009). Wegetacji porostów sprzyjają
zwłaszcza substraty/podłoża z cynkiem i ołowiem,
a niektóre gatunki z rodzajów Gyalideopsis, Sarcosagium, Steinia, Vezdaea wydają się być ograniczone
do takich siedlisk. Ich pierwotne stanowiska, które
są związane z naturalnymi wychodniami rud cynkowo-ołowiowych, występują na wszystkich kontynentach, a w Europie poza Polską w Niemczech,
Holandii, Francji, Belgii i Wielkiej Brytanii. Należą
one jednak współcześnie do rzadkości. Większość
powstała w sposób sztuczny wskutek wydobycia
i przetwarzania rud metali.
Dotychczas z podłoży wzbogaconych w związki
metali podano ponad 300 gatunków porostów
(Cuny i in. 2004; Rajakaruna i in. 2011), które rosną
na skałach naturalnych oraz na odpadach górniczych
w otoczeniu kopalń i hut. Niektóre z nich zajmują
siedliska antropogeniczne, niezwiązane z działalnością górniczą i hutniczą, np. impregnowane drewno,
miejsca obok żelaznych krat, starych szyn kolejowych, ołowianych napisów na pomnikach, a także
na murach obok garaży skażonych ołowiem z benzyny itp. (Purvis i Halls 1996). Z terenów pogórniczych zawierających cynk i kadm w podłożu opisano
także gatunki nowe dla nauki, jak Micarea confusa
(Coppins i van den Boom 1995), Pyrenocollema chlorococcum (Aptroot i van den Boom 1998) oraz Coppinsia minutissima (Lumbsch i Heibel 1998).
217
W Polsce stanowiska porostów związanych
z podłożem wzbogaconym metalami znajdują się
w południowej części kraju i obejmują głównie
obszar Dolnego Śląska i Sudetów oraz tereny na
Wyżynie Śląsko-Krakowskiej (Bielczyk i Kossowska
2015). Te ostatnie związane są z wielowiekową działalnością górniczą i hutniczą, a jednym z najcenniejszych przyrodniczo, w tym również w odniesieniu
do bioty porostów, jest Olkuski Okręg Rudny
(OOR). Wydobycie i przetwórstwo rud w regionie
olkuskim spowodowało zniszczenie powierzchni
gleby i naturalnej roślinności oraz degradację krajobrazu. Występują tu licznie odkrywki, wyrobiska
po wydobyciu rud, hałdy odpadów z dawnych
i współczesnych procesów technologicznych. Gleby
na nich powstałe zawierają duże, ponadprzeciętne
ilości metali ciężkich (głównie cynku i ołowiu),
równocześnie są ubogie w składniki pokarmowe
i suche (Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2009;
Grodzińska i in. 2010). Jak wskazano w cytowanych pracach, również duże jest zanieczyszczenie
powietrza atmosferycznego dwutlenkiem siarki
i pyłem wraz z metalami ciężkimi.
Obszar ten jest pełen kontrastów przyrodniczych. Znajdują się tutaj tereny całkowicie zmienione przez człowieka, ale zachowały się także
miejsca o mniejszym stopniu przekształcenia ze
zbiorowiskami roślinnymi o charakterze półnaturalnym. Wykształciły się tu jedyne w Polsce
galmanowe zbiorowiska roślin, które tolerują
metale bądź preferują ich wysoki poziom w glebie
(Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011). Obok
bogactwa gatunkowego obszar ten jest ostoją dla
cennych, niejednokrotnie zagrożonych wyginięciem gatunków roślin i grzybów (Mleczko i in.
2009; Kapusta i in. 2010; Nowak i in. 2011). Stosunkowo nieliczne prace lichenologiczne z terenu
OOR wskazywały na bogactwo gatunkowe porostów na tych unikatowych stanowiskach w Polsce
(Kiszka 2003, 2009; Kiszka i Kościelniak 2006;
Bielczyk i in. 2009). Specyfikę tej bioty charakteryzuje m.in. obecność gatunków o zdolnościach tolerancji lub/i akumulacji metali ciężkich w plechach
(Pawlik-Skowrońska i in. 2008; Pawlik-Skowrońska
i Bačkor 2011).
Ostatnie badania lichenologiczne przeprowadzone w ramach interdyscyplinarnego projektu
218
zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych” (MF EOG PL0265)
realizowanego w latach 2008–2011 dostarczyły
kolejnych istotnych danych o porostach OOR,
których efektem jest niniejsze opracowanie. Jego
celem jest (1) podanie listy gatunków porostów
i grzybów naporostowych występujących na tym
terenie wraz z ich rozmieszczeniem, (2) charakterystyka lichenobioty ze wskazaniem jej specyfiki na
terenach pogórniczych oraz (3) próba określenia
występujących dla porostów zagrożeń i możliwości
ich ochrony.
Materiał i metody
Badania terenowe zostały przeprowadzone
w latach 2008–2009 na terenie pogórniczym
Olkuskiego Okręgu Rudnego. Obszar ten o powierzchni 48 km2 zlokalizowany jest w południowo-wschodniej części Wyżyny Śląsko-Krakowskiej
(50°15′ - 50°19′N i 19°25′ - 19°32′E (Godzik
– Rozdział 2, niniejszy tom) i zawiera się w kwadratach DF36 i DF46 systemu ATPOL. Dokładny
opis terenu badań zamieszczony jest m.in. w pracach Stefanowicz i in. (2010), Nowak i in. (2011),
także w niniejszym tomie (Godzik – Rozdział 2
oraz Kapusta i Godzik – Rozdział 6).
Szczegółowe badania lichenologiczne przeprowadzono na 49, oznaczonych numerami 1–30,
32–34, 36–51, jednorodnych płatach roślinności
sześciu typów siedlisk, w ramach przyjętej metodyki
określonej w projekcie MF EOG PL0265 (Kapusta
i Godzik – Rozdział 6, niniejszy tom).
Materiał badawczy stanowiły porosty (grzyby
zlichenizowane) występujące na wszystkich
dostępnych podłożach w obrębie wyznaczonych
powierzchni. Była to gleba, kamienie, fragmenty
roślin i drewna, a w lasach uwzględniono również korę pniaków, opadłych gałęzi i najniższych
partii pni drzew. Taksony pewne do rozpoznania
były notowane w terenie, pozostałe na podstawie
zebranych próbek identyfikowano w laboratorium.
Skład wtórnych metabolitów badano metodą chromatografii cienkowarstwowej (Orange i in. 2001;
Kubiak i Kukwa 2011). Łącznie zgromadzono
ponad 1490 rekordów (zebrane okazy i notowania
terenowe). Okazy porostów zebrane w trakcie
badań zostały zdeponowane w herbarium Zakładu
Botaniki Uniwersytetu Pedagogicznego im. KEN
w Krakowie (KRAP).
Nomenklaturę taksonów porostów przyjęto
za Diederichem i in. (2012) oraz Smithem i in.
(2009), z wyjątkiem taksonów: Viollela (Spribille
i in. 2011), Verrucaria (Krzewicka 2012), Cladonia
conista (Pino-Bodas i in. 2012), Lecanora saxicola
(Laundon 2010), a grzybów naporostowych wg
Czyżewskiej i Kukwy (2009).
W części wynikowej gatunki zestawione zostały
w porządku alfabetycznym. Przy każdym podano
rodzaj podłoża, na którym występował oraz łączną
liczbę i numery stanowisk, na których został
odnaleziony.
W pracy użyto następujących skrótów i symboli: OOR – Olkuski Okręg Rudny; * – oznaczenie
grzyba naporostowego; St. – suma stanowisk dla
danego taksonu oraz kody i numery jego stanowisk; EN – gatunek wymierający; VU – gatunek
narażony; NT – gatunek bliski zagrożenia; DD –
niedostateczne dane (Cieśliński i in. 2006).
Typy siedlisk z numerami stanowisk (Kapusta
i Godzik – Rozdział 6, niniejszy tom):
FS – lasy sosnowe na piaskach: 22, 26, 28, 32,
33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 44, 45, 47;
FW – lasy sosnowe na odpadach górniczych:
23, 24, 25, 27, 29, 38;
GS – murawy ciepłolubne z dominacją Festuca
ovina na piaskach: 3, 4, 8, 9, 12, 20, 46;
GW – murawy ciepłolubne na odpadach górniczych: 1, 14, 15, 16, 17, 34; 51;
MW – murawy z dominacją Molinia caerulea
na odpadach górniczych: 2, 13, 21, 30, 49, 50;
P – mezofilna murawa na odłogach: 5, 6, 7,
10, 11, 18, 19, 48.
Wyniki
Ogółem w Olkuskim Okręgu Rudnym stwierdzono 94 gatunki porostów i 3 gatunki grzybów
naporostowych. Cztery problematyczne okazy
zaklasyfikowano tylko do rodzaju (Bacidina sp.,
Epigloea sp., Macentina sp., Stigmidium sp.), gdyż
ich identyfikacja wymaga dalszych badań. Ponadto,
na liście zamieszczono gatunki z rodzaju Cladonia
spp. i Verrucaria spp., których oznaczenie było niemożliwe ze względu na słabo wykształcone lub zdegenerowane plechy.
W wyniku przeprowadzonych badań stwierdzono występowanie dwóch nowych dla Polski
gatunków porostów: Agonimia vouauxii i Vezdaea
leprosa. Trzynaście innych taksonów nie było znanych dotychczas z Wyżyny Śląsko-Krakowskiej
(Bacidina saxenii, B. chloroticula, Cladonia conista,
C. monomorpha, Cladoniicola staurospora, Lichenoconium erodens, L. lecanorae, Micarea nigella, Placynthiella dasaea, Ropalospora viridis, Scoliciosporum
sarothamni, Thelidium fumidum, Violella fucatus).
Osiemnaście taksonów stwierdzono po raz pierwszy
w OOR (Absconditella lignicola, Buellia punctata,
Caloplaca cerina var. muscorum, Cladonia chlorophaea, C. digitata, C. floerkeana, C. rei, C. scabriuscula, Lecanora pulicaris, Lepraria incana, Micarea
nitschkeana, Placynthiella oligotropha, P. uliginosa,
Pseudevernia furfuracea, Trapeliopsis granulosa, Verrucaria fuscella, V. viridula, V. xyloxena).
Taksonomicznie najliczniejszą grupę reprezentowali przedstawiciele rodzajów Cladonia (19
gatunków) i Verrucaria (8). Do najczęściej występujących gatunków należały: Vezdaea leprosa (na
26. stanowiskach), Lecanora conizaeoides (na 24),
Cladonia monomorpha (na 23), C. pyxidata (na 20)
(Ryc. 1), Cladonia rei, Sarcosagium campestre, Scoliciosporum chlorococcum (na 18), Agonimia vouauxii,
Cladonia coniocraea, Micarea micrococca, Verrucaria
bryoctona, V. muralis (na 15 stanowiskach). Porosty
odnotowano na wszystkich badanych powierzchniach. Liczba gatunków była bardzo zróżnicowana i wahała się od jednego (stanowisko nr 38)
do 38 gatunków (stanowisko nr 14). Najbogatsze
w porosty były powierzchnie muraw ciepłolubnych,
zwłaszcza na powierzchniach nr 1, 3, 8, 14, 15, 17,
20, 34, 46, 51, gdzie występowało od 14 do 38
gatunków. Wśród form morfologicznych zdecydowaną przewagę liczebną miały porosty skorupiaste
(70 gatunków). Mniej liczna (23 gatunki) była
grupa porostów o plechach krzaczkowatych, jednak
one występowały często i w dużych populacjach.
Zaledwie 8 gatunków tworzyły formy listkowate.
Biota porostów OOR ukształtowała się pod
dużym wpływem różnorodnych czynników antropogenicznych. Ich wyznacznikami są m.in.:
• gatunki pionierskie i efemeryczne o możliwościach szybkiej i skutecznej kolonizacji
odkrytych powierzchni skalnych i gleby,
np.: Sarcosagium campestre (Ryc. 2), Vezdaea
219
leprosa, V. aestivalis, Steinia geophana, Bacidina saxenii, Leptogium biatorinum, Verrucaria bryoctona);
• gatunki, u których udokumentowano zdolność tolerancji lub/i akumulacji metali
ciężkich w plechach, m.in.: Hypocenomyce
scalaris, Lepraria incana, L. elobata, L. jackii,
Cladonia furcata, C. pocillum, C. fimbriata,
Peltigera didactyla, Hypogymnia physodes, Stereocaulon incrustatum, Diploschistes muscorum
(Ryc. 3);
• gatunki uzależnione od obecności cynku
i ołowiu w podłożu, m.in. Vezdaea leprosa
(Ryc. 4), V. aestivalis, Bacidina saxenii;
• dominacja gatunków wchodzących w skład
zbiorowisk naziemnych (epigeity i epibryofity; niektóre kolonizują plechy innych
porostów oraz zasiedlają drobne kamyki
i fragmenty drewna w glebie);
• zdecydowana przewaga form skorupiastych;
• zmiany morfologiczne widoczne u porostów
wielkoplechowych (zniekształcenia, karłowacenie, wykruszanie fragmentów plech,
wyraźne plamy przebarwień);
• ubóstwo epifitów, z wyjątkiem najbardziej
toksytolerancyjnych (np. Scoliciosporum chlorococcum i Lecanora conizaeoides);
• niewielki udział epiksyli.
Inną cechą wyróżniającą lichenobiotę OOR
jest obecność gatunków rzadkich i zagrożonych,
które wskazują na jej unikatowy charakter w Polsce.
Trzy gatunki (Vezdaea leprosa, Agonimia vouauxii,
Thelocarpon imperceptum) mają tu dotychczas
jedyne stanowiska w Polsce. Występują gatunki
bardzo rzadkie w skali kraju, znane z pojedynczych
stanowisk (np. Bacidina saxenii, B. chloroticula,
Cladonia conista, Verrucaria xyloxena, czy grzyb
naporostowy Cladoniicola staurospora). Obecne są
taksony podlegające w Polsce ochronie prawnej:
Caloplaca cerina var. muscorum, Cetraria aculeata,
C. islandica, Cladonia mitis, Peltigera didactyla,
P. rufescens, Pseudevernia furfuracea, Stereocaulon
incrustatum (Ryc. 5) oraz zagrożone w skali kraju
(Cieśliński i in. 2006) (Stereocaulon incrustatum
EN, Caloplaca cerina var. muscorum VU, Cetraria
islandica VU, Arthonia fusca NT, Vezdaea aestivalis DD).
220
Wykaz gatunków
Absconditella lignicola Vězda & Pišút – pniaki
sosny w lesie. St. 3 – FW: 29; FS: 39, 43.
Acarospora moenium (Vain.) Räsänen [syn. Aspicilia moenium (Vain.) G. Thor & Timdal] – fragment eternitu. St. 1 – GW: 14.
Agonimia vouauxii (B. de Lasd.) M.Brand & Diederich – fragmenty roślin, głównie mszaków. St. 15
– GS: 3; P: 5, 7, 10, 11, 18, 19; GS: 8, 9; MW: 13,
50; GW: 14, 15, 17, 34.
Amandinea punctata (Hoffm.) Coppins & Scheid.]
– kora sosny. St. 1 – GW: 14.
Arthonia fusca (A. Massal.) Hepp [syn. Arthonia
lapidicola (Tayl.) Branth & Rostr.] – drobne
kamienie. St. 3 – GW: 1, 15, 51.
Bacidia bagliettoana (A. Massal. & De Not.) Jatta
– fragmenty roślin, głównie mszaków. St. 9 – P: 6;
GW: 14, 15, 16, 17, 34; FW: 23; MW: 30, 50.
Bacidina chloroticula (Nyl.) Vězda & Poelt – fragmenty roślin, kamyki, w miejscach wilgotnych. St.
9 – MW: 2, 30, 50; P: 10, 18, 19; GS: 12; GW:
14; FW: 23.
Bacidina phacodes (Körb.) Vězda – wilgotne
drewno, fragmenty mszaków. St. 5 – MW: 13; GW:
15; P: 19; FW: 24, 29.
Bacidina saxenii (Erichsen) comb. ined. [syn.
Bacidia saxenii Erichsen] – szczątki roślin. St. 1 –
GW: 14.
Bacidina sp. – fragmenty roślin. St. 1 – GW: 14.
Baeomyces rufus (Huds.) Rebent. – gleba. St. 2 –
GW: 1, 14.
Bilimbia sabuletorum (Schreb.) Arnold – szczątki
roślin, kamyki. St. 5 – GW: 14, 15; FW: 23, 25;
MW: 50.
Caloplaca cerina var. muscorum A. Massal. –
szczątki roślin. St. 1: obok stanowiska nr 14.
Candelariella aurella (Hoffm.) Zahlbr. – kamienie.
St. 3 – GW: 14, 15, 51.
Cetraria aculeata (Schreb.) Fr. – gleba. St. 3 –
GW: 14, 15, 51.
Cetraria islandica (L.) Ach. – gleba. St. 1: GW –
14. Gatunek częsty poza badanymi powierzchniami.
Cladonia rangiformis Hoffm. – gleba piaszczysta.
St. 3 – GW: 14, 15; FW: 24.
Cladonia cariosa (Ach.) Spreng. – gleba, kamyki.
St. 13 – GS: 3, 4, 8, 9, 46; P: 6, 7, 10; GW: 14,
15; FW: 27; MW: 30, 49.
Cladonia rei Schaer. – gleba, humus. St. 18 – GW:
1, 34, 51; GS: 3, 4, 8, 9, 12, 20, 46; P: 6, 7, 18,
19; MW: 13, 21, 30; FS: 45.
Cladonia chlorophaea (Sommerf.) Spreng. –
humus. St. 4 – GS: 8; MW: 13; GW: 14; FS: 44.
Cladonia scabriuscula (Delise) Leight. – gleba. St.
4 – GS: 3, 4; P: 7; GW: 14.
Cladonia coniocraea (Flörke) Spreng. – kora
drzew, pniaki, kawałki drewna. St. 15 – P: 18; FS:
22; FS: 24, 28, 33, 37, 41, 42, 44, 45, 47; FW: 27,
29; GS: 46; GW: 51.
Cladonia subulata (L.) F.H. Wigg. – gleba. St. 10
– GS: 3, 4, 8, 12, 20, 46; P: 7, 48; MW: 13, 21.
Cladonia conista (Ach.) Robbins – gleba z kamykami. St. 4 – GS: 8, 12, 46; MW: 30.
Cladonia digitata (L.) Hoffm. – gleba, drewno. St.
2 – FS: 43, 44.
Cladonia fimbriata (L.) Fr. – gleba, humus, kora
sosny. St. 4 – FW: 23, 27; FS: 37; GS: 46.
Cladonia floerkeana (Fr.) Flörke – gleba. St. 1 –
GS: 46.
Cladonia foliacea (Huds.) Willd. – gleba. St. 4 –
GW: 1, 14, 15; FW: 24. Gatunek dosyć częsty poza
badanymi powierzchniami.
Cladonia furcata (Huds.) Schrad. – gleba. St. 9 –
GS: 8, 20; MW: 21, 30; FS: 37, 43, 45, 47; GS: 46.
Cladonia glauca Flörke – gleba, humus, drewno,
kora sosny. St. 12 – GW: 1, 15, 16, 17, 34; P: 6;
GS: 8, 46; FW: 23; MW: 30, 49; FS: 41.
Cladonia mitis Sandst. – gleba, humus. St. 3 – P:
7; FS: 41; GS: 46.
Cladonia monomorpha Aptroot, Sipman & van
Herk – gleba. St. 23 – GW: 1, 14, 15, 16, 17, 51;
GS: 3, 4, 8, 9, 20, 46; P: 6, 7, 19, 48; MW: 13, 21,
30, 49, 50; FW: 24, 29.
Cladonia pocillum (Ach.) Grognot – gleba, humus,
mszaki. St. 9 – GW: 14, 15, 34, 51; P: 18, 19; FW:
23; MW: 30, 50.
Cladonia pyxidata (L.) Hoffm. – gleba, humus,
mszaki. St. 20 – GW: 1, 14, 15, 16, 17; GS: 3, 4,
8, 9, 12, 20, 46; P: 19; MW: 21, 30, 49; FW: 23,
27; FS: 37, 41.
Cladonia symphycarpia (Flörke) Fr. – gleba. St.
5 – GW: 14, 15, 16; FS: 37; MW: 49.
Cladonia spp. – gleba, humus. St. 8 – GS: 3; P: 5,
18, 19; MW: 21; FS: 22, 42; GW: 51.
*Cladoniicola staurospora Diederich, van den
Boom & Aptroot – łuski Cladonia sp. St. 1 – GS: 3.
Coenogonium pineti (Schrad. ex Ach.) Lücking
& Lumbsch [syn. Dimerella pineti (Ach.) Vězda] –
kora sosny. St. 2 – FS: 37, 44.
Collema limosum (Ach.) Ach. – gleba. St. 6 – GW:
1, 15, 17, 34, 51; FW: 23.
Collema tenax (Sw.) Ach. – gleba. St. 1 – GW: 14.
Diploschistes muscorum (Scop.) R. Sant. – plechy
Cladonia sp., mszaki, gleba, kamyki. St. 6 – GW: 1,
14, 16; P: 7; FS: 41; MW: 49. Gatunek częsty poza
Diploschistes scruposus (Schreb.) Norman – kamienie. St. 1 – GW: 14.
Epigloea sp. – gleba. St: 1 – GS: 8.
Hypocenomyce scalaris (Ach.) M. Choisy – kora
sosny, drewno. St. 8 – FS: 22, 41, 42, 43, 44, 47;
FW: 38; GS: 46.
Hypogymnia physodes (L.) Nyl. – kora sosny. St.
5 – GS: 8; FS: 26, 37, 42; FW: 27.
Lecanora conizaeoides Nyl. ex Cromb. – kora
sosny, drewno. St. 24 – P: 11; GW: 16; FS: 22, 26,
28, 32, 33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 44, 45, 47;
FW: 23, 24, 25, 27, 29, 38; GS: 46.
Lecanora dispersa (Pers.) Sommerf. – kamienie.
St. 4 – GW: 1, 14, 15; FW: 27.
221
Lecanora pulicaris (Pers.) Ach. – kora sosny. St.
1 – FW: 24.
Lecanora saligna (Schrad.) Zahlbr – drewno sosny.
St. 2 – FW: 27, 29.
Lecanora saxicola (Pollich) Ach. [syn. Lecanora
muralis (Schreb.) Rabenh., Protoparmeliopsis muralis
(Schreb.) M. Choisy] – beton. St. 1 – GW: 14.
Lepraria elobata Tønsberg – kora sosny, drewno.
St. 12 – FS: 22, 32, 33, 36, 37, 39, 41, 42, 43, 44,
47; FW: 38.
Lepraria incana (L.) Ach. – kora sosny, drewno.
St. 3 – FS: 39, 43, 44.
Lepraria jackii Tønsberg – kora sosny. St. 1 – FS: 44.
Leptogium biatorinum (Nyl.) Leight. – kamienie.
St. 3 – FW: 24; FS: 26, 37.
*Lichenoconium erodens M.S. Christ. & D.
Hawksw. – plecha i owocniki Lecanora conizaeoides.
St. 3 – GW: 14, 15, 51.
*Lichenoconium lecanorae (Jaap) D. Hawksw. –
owocniki Lecanora conizaeoides. St. 11 – FS: 22, 26,
32, 33, 39, 41, 43, 45; FW: 24, 25, 27.
Macentina sp. – fragmenty roślin, głównie mszaków. St. 10 – GS: 3, 12, 20; P: 6, 7, 10, 11, 18;
MW: 13; GW: 17.
Peltigera didactyla (With.) J.R. Laundon – gleba.
St. 1 – MW: 30. Gatunek dosyć częsty poza
Peltigera rufescens (Weiss) Humb. – gleba. St. 1 –
FS: 37. Gatunek częsty poza badanymi powierzchniami.
Phaeophyscia orbicularis (Neck.) Moberg – kamienie. St. 2 – GW: 14, 15.
Physcia caesia (Hoffm.) Fürnr. – beton. St: 1 –
GW: 14.
Placopyrenium fuscellum (Turner) Gueidan & Cl.
Roux [syn. Verrucaria fuscella (Turner) Winch.] –
kamienie. St. 2 – GW: 14, 15.
Placynthiella dasaea (Stirt.) Tønsberg – drewno,
humus. St. 9 – FW: 24, 29; FS: 28, 39, 40, 42, 43,
44; GS: 46.
Placynthiella icmalea (Ach.) Coppins & P. James
– drewno, humus. St. 11 – P: 18; FW: 24; FS: 28,
33, 36, 40, 42, 43, 44, 45; GS: 46.
Placynthiella oligotropha (J.R. Laundon) Coppins
& P. James – gleba, humus. St. 4 – GS: 4, 8; MW:
21; GS: 46.
Placynthiella uliginosa (Schrad.) Coppins & P.
James – gleba, humus. St. 1 – FS: 43.
Micarea botryoides (Nyl.) Coppins – kora i drewno
sosny. St. 2 – FS: 22, 39.
Porpidia crustulata (Ach.) Hertel & Knoph –
drewno, kamień. St. 2 – GW: 14; P: 18.
Micarea denigrata (Fr.) Hedl. – kora i drewno
sosny. St. 11 – GS: 3, 20, 46; GW: 14, 51; FW:
23, 24; FS: 26, 41, 43, 45.
Protoblastenia rupestris (Scop.) J. Steiner –
kamień. St. 1 – GW: 51.
Micarea micrococca (Körb.) Gams ex Coppins –
kora sosny. St. 15 – FS: 22, 26, 28, 33, 36, 37, 39,
40, 42, 43, 44, 45; FW: 24, 27; GS: 46.
Micarea nigella Coppins – drewno sosny. St. 1 –
FS: 33.
Micarea nitschkeana (J. Lahm ex Rabenh.) Harm.
– kora sosny. St. 2 – FW: 24; FS: 43.
Mycobilimbia tetramera (De Not.) Vitik., Ahti,
Kuusinen,. Lommi. & T. Ulvinen ex Hafellner
& Türk. – mszaki. St. 1 – GW: 14.
Parmelia sulcata Taylor – kora sosny. St. 1 – FS: 26.
222
Pseudevernia furfuracea (L.) Zopf – gałązka
świerka na ziemi. St. 1 – FS: 26.
Ropalospora viridis (Tønsberg) Tønsberg – kora
sosny. St. 1 – FW: 27.
Sarcosagium campestre (Fr.) Poetsch & Schied. –
gleba, humus, mszaki. St. 18 – GW: 1, 14, 15, 17,
34; MW: 2, 13, 21, 30, 50; GS: 3, 20, 46; P: 10,
19; FW: 23; FS: 37, 47.
Scoliciosporum chlorococcum (Graewe ex Stenh.)
Vězda – kora sosny. St. 18 – P: 10; FS: 22, 26, 32,
33, 36, 37, 39, 40, 41, 42, 43, 45, 47; FW: 24, 27,
29; GS: 46.
Scoliciosporum sarothamni (Vain.) Vězda – kora
brzozy i drewno. St. 4 – P: 10; FW: 24, 27; FS: 37.
Verrucaria viridula (Schrad.) Ach. [syn. Verrucaria silvatica Zschacke] – kamyki. St. 1 – GW: 15.
Scoliciosporum umbrinum (Ach.) Arnold –
kamienie. St. 2 – GW: 14; FW: 25.
Verrucaria xyloxena Norman – gleba. St. 1 – GS: 12.
Steinia geophana (Nyl.) Stein – humus, gleba. St.
7 – GW: 1, 14, 16, 34; MW: 2; P: 7; GS: 9.
Vezdaea aestivalis (Ohlert) Tscherm.-Woess &
Poelt – gleba, mszaki. St. 13 – GW: 1, 14, 17, 51;
MW: 2, 13, 21, 49; P: 6, 11; GS: 12, 20; FW: 23.
Stereocaulon incrustatum Flörke – gleba. St. 2
– GW: 14; FS: 41. Gatunek bardzo częsty poza
powierzchniami badawczymi.
*Stigmidium sp. – plechy Agonimia vouauxii i Vezdaea spp. St. 6 – GS: 3, 4, 8, 9, 20; MW: 13.
Strangospora moriformis (Ach.) Stein – drewno.
St. 1 – GW: 14.
Thelidium fumidum (Nyl.) Hazsl. – kamień. St.
1 – FW: 27.
Verrucaria spp. – kamyki. St. 2 – P: 6; FW: 27.
Vezdaea leprosa (P. James) Vězda – fragmenty
roślin, głównie mszaków, gleba, humus. St. 26 –
GW: 1, 14, 15, 16, 17, 34, 51; MW: 2, 13, 21, 30,
50; GS: 3, 4, 9, 12, 20, 46; P: 10, 11, 18; FW: 23,
25, 27, 29; FS: 47.
Vezdaea rheocarpa Poelt & Döbbeler – fragmenty
mszaków. St. 7 – MW: 2; P: 7, 18; GW: 14, 15,
17; FW: 27.
Thelocarpon imperceptum (Nyl.) Mig. – gleba. St.
1 – GW: 34.
Violella fucatus (Stirt.) Zahlbr. [syn. Mycoblastus
fucatus (Stirt.) Zahlbr. – kora sosny, drewno. St. 2
– P: 10; FW: 24.
Trapelia coarctata (Turner ex Sm.) M. Choisy –
kamyk. St. 1 – P: 6.
Dyskusja
Trapeliopsis flexuosa (Fr.) Coppins & P. James –
humus, gleba. St. 7 – FW: 24, 29; FS: 33, 39, 41,
43, 44.
Trapeliopsis granulosa (Hoffm.) Lumbsch – gleba,
humus. St. 3 – FS: 22, 40; GS: 46.
Verrucaria bryoctona (Th. Fr.) Orange – gleba,
mszaki. St. 15 – GW: 1, 15, 16, 17, 34; MW: 2,
30, 50; GS: 4, 12, 20; P: 6, 7, 19; FW: 23.
Verrucaria dolosa Hepp – kamyki. St. 3 – MW: 2;
GW: 15; FW: 23.
Verrucaria muralis Ach. – kamyki. St: 18 – GW:
1, 14, 15, 16, 17, 34, 51; MW: 2, 13, 30, 50; P: 6,
7, 19; GS:20; FW: 23, 25; FS: 26.
Verrucaria nigrescens Pers. – kamyki. St. 10 –
MW: 2, 50; P: 6, 18; GW: 14, 15, 17, 34; FW:
27, 29.
Verrucaria obfuscans (Nyl.) Nyl. – kamyki. St. 3
– GW: 14, 15, 17.
Verrucaria procopii Servít – kamyki. St. 3 – GW:
15, 34; MW: 50.
Olkuski Okręg Rudny cechuje znacząca różnorodność gatunkowa porostów, którą warunkuje
mozaika siedlisk występujących na obszarze górniczym. Są tu piaski, odpady galmanowe, podłoże
o zróżnicowanym odczynie (pH), różnej wilgotności
i stopniu nasłonecznienia. Liczba stwierdzonych tu
taksonów jest porównywalna z wykazami porostów
z podobnych obszarów Europy: Belgii, Holandii,
Francji, Niemiec i Wielkiej Brytanii (Purvis i Halls
1996; Heibel 1999). Skład gatunkowy porostów na
poszczególnych stanowiskach jest niejednorodny,
zdeterminowany lokalnymi czynnikami edaficznymi, mikroklimatycznymi i biotycznymi. Również stopień rozpowszechnienia poszczególnych
gatunków jest zróżnicowany.
Wyznacznikiem zbiorowisk roślinnych na glebach naturalnie i wtórnie wzbogaconych w metale
ciężkie są metalofity – gatunki tolerujące lub preferujące ich wysokie stężenia w glebie. Porosty
poprzez swoją specyficzną budowę i biologię są
generalnie organizmami przystosowanymi do
bytowania w nieprzyjaznym do życia środowisku,
w tym skażonym metalami ciężkimi. Trudno
jednak wskazać, które z gatunków rosnących na
223
terenach galmanowych są obligatoryjnymi metalofitami. Można jednak przyjąć, że wszystkie
tolerują podwyższoną zawartość metali ciężkich
w podłożu i powietrzu atmosferycznym. Spośród
nich 60 (50%) podano z innych terenów zawierających cynk i/lub ołów w podłożu (Purvis i Halls
1996; Heibel 1999; Cuny i in. 2004; Banásová
2006, Smith i in. 2009; Rajakaruna i in. 2011;
Bielczyk i Kossowska 2015). U wielu udokumentowano zdolność tolerancji lub/i akumulacji tych
pierwiastków w plechach (Pawlik-Skowrońska i in.
2008; Pawlik-Skowrońska i Bačkor 2011). Wśród
porostów o plechach krzaczkowatych i charakterystycznych dla środowisk z cynkiem i ołowiem
wymieniane są gatunki z rodzaju Stereocaulon,
a zwłaszcza S. nanodes. Tymczasem w OOR stwierdzony został dotychczas jedynie Stereocaulon incrustatum, nie podawany z porównywanych terenów
w Europie. Gatunek ten w badanym terenie występuje często, tworzy duże populacje i jak wykazały
badania Pawlik-Skowrońskiej i in. (2008) akumuluje w swoich plechach znaczne ilości metali
ciężkich. Bardzo częstym gatunkiem jest także
uznany za hiperakumulatora cynku – Diploschistes muscorum (Sarret i in. 1998). Wegetacja szeregu innych gatunków o plechach skorupiastych,
u których nie wykazano wprawdzie zdolności
akumulacji metali ciężkich, wydaje się być od
nich zależna. Są to np. Vezdaea leprosa i V. aestivalis, które poza terenami metalonośnymi, mają
również stanowiska wokół galwanicznych barier
ochronnych przy drogach w Niemczech i Wielkiej
Brytanii (Ernst 1995; Gilbert 2000). Podobnie
Bacidina saxenii rośnie poniżej metalowych słupów
elektrycznych, a także na ocynkowanych puszkach
i zbiornikach olejowych (Gilbert 1990).
Z ekologicznego punku widzenia na wyróżnienie zasługuje obecność w OOR porostów, których głównym lub dodatkowym komponentem
autotroficznym są sinice. Poprzez zdolność wiązania
wolnego azotu, są one ważnym ogniwem łańcucha
troficznego, zwłaszcza na glebach galmanowych
ubogich w biogeny. Tę grupę na terenach galmanowych reprezentują: Peltigera rufescens, P. didactyla,
Stereocaulon incrustatum, Collema limosum, C. tenax
i Leptogium biatorinum.
Cechą charakterystyczną lichenobioty OOR
jest obecność grupy porostów pionierskich
224
o zdolnościach szybkiego kolonizowania odkrytych
powierzchni skalnych i gleby. Gatunki te odgrywają bardzo ważną rolę w ekosystemach, ponieważ
stabilizują podłoże w początkowym stadium sukcesji roślin. Do najbardziej typowych dla podłoża
skażonego metalami ciężkimi wokół kopalń i hut,
dodatkowo niestabilnego, należą krótkotrwałe
porosty ruderalne tolerujące stres. Są one trudne
do odnalezienia ze względu na bardzo małe rozmiary plech. Dodatkowo, niektóre z nich mają
krótki cykl życiowy i zanikające owocniki, wytwarzane jedynie w wilgotnych porach roku (Gilbert
2004). Do tej grupy porostów odnalezionych na
terenie OOR należą Sarcosagium campestre, Vezdaea leprosa, V. aestivalis, Steinia geophana, Bacidina
saxenii i Leptogium biatorinum.
Możliwe jest również, przy dalszych badaniach, odszukanie kolejnych efemerycznych
gatunków o drobnych plechach, które występują
na podobnie zaburzonych siedliskach w różnych
miejscach Europy. Do takich porostów zaliczyć można np. Epigloea soleiformis, Gregorella
humida, Bacidia viridescens i Gyalidea lecideopsis.
Są to gatunki tolerujące obecność metali ciężkich
w podłożu i rosnące m.in. w pobliżu kopalń cynku
i ołowiu w Wielkiej Brytanii (Smith i in. 2009).
Gatunki te odnotowane zostały również w Polsce
na pojedynczych stanowiskach w Karpatach i północno-zachodniej części kraju (Ceynowa-Giełdon
2002; Czarnota 2003; Czarnota i Coppins 2007;
Flakus 2007).
Cennymi elementami bioty porostów omawianego terenu są gatunki rzadkie i bardzo rzadkie. Trzy
spośród nich – Vezdaea leprosa, Agonimia vouauxii
i Thelocarpon imperceptum mają tutaj jedyne stanowiska w Polsce. Vezdaea leprosa to porost efemeryczny, o bardzo krótkim cyklu życiowym, który
pełny rozwój osiąga w okresie późnej jesieni i zimy.
W omawianym terenie występuje obficie na bardzo
licznych stanowiskach; rośnie na żywych i obumierających mszakach naziemnych, rzadziej na fragmentach roślin kwiatowych i na glebie w obrębie
muraw ciepłolubnych, wilgotnych zbiorowisk
trawiastych i lasów sosnowych na odpadach górniczych, rzadziej wśród roślinności odłogowanych
gleb ornych. Gatunek ten, przywiązany do podłoża
zasobnego w cynk i ołów, jest częstym składnikiem
bioty porostów środowisk skażonych metalami
ciężkimi. Jest znany z Europy, Madery, Ameryki
Północnej i Południowej oraz Azji z siedlisk naturalnych i antropogenicznych (Chambers i Purvis
2009). Agonimia vouauxii – gatunek odszukany na
15 stanowiskach w OOR, gdzie rośnie na szczątkach roślin w obrębie muraw ciepłolubnych i wilgotnych zbiorowisk trawiastych uformowanych na
odpadach górniczych, rzadziej na piaskach i odłogowanych glebach ornych. Jest to gatunek nieczęsty
w Europie (Pykälä 2007), podawany z siedlisk
antropogenicznych (Sérasiaux i in. 1999; Vondrák
i in. 2010). Thelocarpon imperceptum – to porost
naziemny, znany z jednego stanowiska na zrekultywowanym wyrobisku górniczym w okolicach
Bolesławia (Kiszka 2009). Jest to bardzo rzadki
gatunek w Europie, podawany ze Szwajcarii i Rosji,
a ostatnio odnaleziony w Holandii (van den Boom
2000) i Ukrainie (Khodosovtsevet i in. 2010).
W analizowanej lichenobiocie na wyróżnienie
zasługują gatunki znane dotychczas w Polsce z pojedynczych stanowisk. Niektóre z tych gatunków
opisane zostały dopiero w ostatnich latach i nie
jest jeszcze poznane ich ogólne rozmieszczenie.
Ich stwierdzenie w badanym terenie wzbogaca
biotę porostów kraju o nowe stanowiska i podnosi ogólnoprzyrodnicze wartości omawianego
obszaru. Są to m.in.: Bacidina saxenii (Czarnota
i Coppins 2007), Bacidina chloroticula, Cladonia
conista (Fałtynowicz 2003), Verrucaria xyloxena
(Krzewicka 2012) i grzyb naporostowy Cladoniicola staurospora (Czyżewska i Kukwa 2009). Warto
również wyróżnić dwa bardzo częste w omawianym terenie mikroporosty charakterystyczne
dla miejsc pogórniczych Europy (Gilbert i Purvis
2009; Orange i in. 2009). Jest to Sarcosagium
campestre – gatunek efemeryczny, tworzący owocniki w wilgotnej i chłodnej porze roku, jesienią
i zimą, najczęściej od sierpnia do lutego (Gilbert
2004). W omawianym terenie rośnie na glebie,
mchach i szczątkach roślin naczyniowych, zwykle
w obrębie muraw ciepłolubnych na odpadach górniczych, sporadycznie w lasach, odłogach i wilgotnych zbiorowiskach trawiastych. Na terenie Polski
rozproszony jest na niżu i w górach (Fałtynowicz
2003). Drugi to Verrucaria bryoctona – gatunek
spotykany często na szczątkach mszaków i roślin
kwiatowych, najczęściej w obrębie muraw ciepłolubnych na odpadach górniczych i piaskach,
rzadko wśród roślinności na odłogowanych glebach rolnych. Gatunek znany w Polsce z pojedynczych stanowisk w górach (Tatry, Bieszczady,
Gorce, Sudety), Obszaru Chęcińskiego oraz na
niżu (Pomorze, Kujawy) (Fałtynowicz 2003; Krzewicka 2012).
Zaprezentowany unikatowy charakter bioty
porostów OOR stanowi poważny argument do
podejmowania działań w celu ich ochrony (Bielczyk
2012). Najcenniejszymi elementami lichenobioty
regionu olkuskiego są gatunki występujące w obrębie
ekologicznie wyspecjalizowanych zbiorowisk niskich
muraw na podłożu galmanowym z klasy Violetea
calaminariae (Szarek-Łukaszewska i Grodzińska
2011). Budują je, podobnie jak w przypadku
roślin, gatunki porostów światło- i ciepłolubnych,
preferujących gleby o odczynie zasadowym i tolerujące metale ciężkie. Formy wielkoplechowe mają
tu zagwarantowane właściwe oświetlenie i w tym
względzie rośliny zielne nie są dla nich czynnikiem
eliminującym. Natomiast mikroporosty charakteryzuje szczególna fenologia, która polega na tym, że
rozwijają się i wytwarzają owocniki po zakończeniu
wegetacji roślin, tzn. jesienią i wczesną wiosną,
a nawet zimą. Zagrożeniem dla tej grupy gatunków,
podobnie jak całych zbiorowisk niskich muraw galmanowych jest nieprzemyślana i chybiona z ekologicznego punktu widzenia rekultywacja (Kapusta
i in. 2010). Polega ona na zalesianiu wyrobisk
i zwałowisk głównie sosną, która wraz z naturalnym
procesem zarastania powoduje zacienienie siedlisk
i eliminację gatunków kserotermicznych, w tym
naziemnych porostów. Konkretnym przykładem
w tym względzie mogą posłużyć wyniki badań
lichenologicznych przeprowadzonych na terenie
użytku ekologicznego Pleszczotka (obecnie obszar
Natura 2000). Ta ponad stuletnia murawa objęta
ochroną prawną od roku 1997 zaczęła gwałtownie
zarastać sosną. Jak wykazały badania Żegleń (2010),
porosty naziemne występują tu głównie na niezacienionych fragmentach murawy. Czynnikiem ograniczającym ich wegetację jest również zalegające pod
drzewami igliwie. W tym przypadku postulowana
jest aktywna ochrona polegająca na wycięciu drzew
i krzewów. Dla wszystkich gatunków porostów
rzadkich wskazana jest ochrona ich stanowisk oraz
stały monitoring, tak jak to na przykład postulował
Kiszka (2009) dla Thelocarpon imperceptum.
225
Podziękowania
Szczególne podziękowania składam dr hab.
Pawłowi Czarnocie, dr Adamowi Flakusowi
i dr Ryszardowi Kozikowi za pomoc w oznaczaniu
i weryfikację krytycznych taksonów. Dr hab.
Grażynie Szarek-Łukaszewskiej, dr Pawłowi Kapuście, dr Laurze Betlei i dr Robertowi Kościelniakowi jestem wdzięczna za wsparcie moich badań
terenowych.
11
Macroscopic fungi of pine forests in the Olkusz
Ore-bearing Region
Piotr Mleczko, Monika Beszczyńska
Institute of Botany, Jagiellonian University, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: [email protected]
Introduction
The landscape of Olkusz and Bolesław,
dominated by partially recultivated mining
waste heaps, excavations and industrial infrastructure, is not attractive terrain for mycological investigations. Mycologists have done
less work in this area than in the rest of the
Silesia-Cracow Upland (e.g. Wojewoda 1973;
Kućmierz and Wojewoda 1976).
The first mycological research in the
Olkusz Ore-bearing Region (OOR) examined
mycorrhizae. In the 1990s, Turnau and colleagues (1996, 2001, 2002) studied the effects
of heavy metals on ectomycorrhizae of selected
fungal species and conifers occurring on calamine soil. Arbuscular mycorrhizae of plants
growing on calamine substrate were investigated by Pawłowska et al. (1996), Jurkiewicz
et al. (2001) and Orłowska et al. (2002). Scientists from Silesia also examined the relationships
between heavy metals and mycorrhizae (Krupa
2004). The first list of macroscopic fungi from
the Bolesław area was published by Mleczko
(2004). He recorded 38 species, mostly agaricoid fungi, in an area covering ca. 300 m2 of
a post-excavation site partly recultivated with
Pinus sylvestris and partly overgrown by herbaceous plants. Those observations were made
close to sites nos. 24 and 29, which were examined during the investigations presented here.
The work undertaken within project EEA
FM PL0265, “Vegetation of calamine soils and
its importance for biodiversity and landscape
conservation in post-mining areas”, was the
first detailed study of the mycobiota of pine
forests of the OOR.
Methods
Field and laboratory studies
Observations of the occurrence of macroscopic fungi sporocarps on 21 permanent sites
established in pine forests were made during
four vegetation seasons in 2008–2011. Data
on the location of the sites, their edaphic
conditions and plant community characteristics are presented in Chapters 6, 12 and 13
(Kapusta and Godzik – Chapter 6; Zielonka
et al. – Chapter 12; Kapusta et al. – Chapter 13,
this volume). Every site was visited once a month
on average. During each observation the following information was recorded: (1) date of
227
collection, (2) substrate on which sporocarps
of particular species occurred, and (3) number
of sporocarps present on the site on that date.
Quantitative data were not gathered for aphyllophoroid species, that is, those forming polyporoid and corticioid sporocarps. The species
were identified from fresh or dry specimens.
Keys and descriptions published in taxonomic works were consulted, also in regard to
the ecology of the fungi (e.g. Gilbertson and
Ryvarden 1993, 1994; Hansen and Knudsen
1997, 2000; Gminder et al. 2000; Krieglsteiner
2000; Krieglsteiner and Gminder 2001, 2003,
2010; Bernicchia 2005; Horak et al. 2005;
Bernicchia and Gorjon 2010; Knudsen and
Vesterholt 2012).
Microscopic structures were observed on
free-hand sporocarp fragment preparations
mounted in 3% KOH aqueous solution (dried
specimens) or water (fresh specimens) for general observations, and in Melzer’s reagent to
observe the dextrinoid or amyloid reaction
of hyphal or spore walls. Some sections were
mounted in Congo red ammonium solution
to enhance the contrast of the observed structures. The observations used a Nikon Eclipse
80i with Nomarski interference contrast
(NIC). Measurements employed Lucia Measurement v. 4.82 image analysis software (LIM
Laboratory Imaging, Czech Republic).
Mean dry mass of sporocarps was determined by averaging the weight of all harvested and air-dried sporocarps of a particular
species.
Nomenclature and synonyms of agaricoid,
boletoid, cyphelloid and gasteroid fungi follow
Knudsen and Vesterholt (2012), with the
exception of Atheniella adonis (after Redhead
2012), Russula exalbicans (after Sarnari 1998)
and Gymnopus perforans (after Noordeloos and
Antonín 2008). Nomenclature and synonyms
follow Bernicchia (2005) for polyporoid fungi
(except for Antrodiella pallescens: after Miettinen
228
et al. 2006), Bernicchia and Gorjon (2010) for
corticioid fungi, Hansen and Knudsen (1997)
for the remaining basidiomycetes, and Hansen
and Knudsen (2000) for ascomycetes.
Information on the occurrence of fungal
species in Poland and their localities was taken
from published databases by Wojewoda (2003),
Chmiel (2006), Kujawa (2005), and Kujawa
and Gierczyk (2007, 2010, 2011, 2011a, 2012,
2013) as well as from the internet database of
Polish mycological papers published after 2000
(Kujawa 2013).
The collected specimens of fungi are deposited in the fungal collection of the Jagiellonian
University Herbarium in Kraków (KRA).
Analysis of similarities between mycobiota
To compare the mycobiota of the investigated sites in terms of taxonomic diversity, we
calculated Sørensen’s coefficient (SI), a similarity index commonly used in fungal ecology
(see Kałucka 2008). The coefficient includes
only presence-absence data for the fungi
observed on the sites:
2j
SI =
a + b
where: j – the number of species common to
both sites, a – the number of species present on
site A, and b – the number of species present
on site B.
General characterisation of the mycobiota
Sporocarps of 206 species and varieties of
macroscopic fungi were noted in pine forests
on permanent sites covering 8000 m2. Between
14 and 42 species were identified on particular
sites. The most taxonomically diverse genera
were Cortinarius (19 species), Mycena (15),
Inocybe (10), Clitocybe, Gymnopus (7 each),
Fig. 1. Number of recorded species from different orders
Ryc. 1. Liczba zanotowanych gatunków z poszczególnych
rzędów
Amanita, Galerina, Russula and Tricholoma
(6 each). The most diverse families were all of
the order Agaricales: Tricholomataceae, Cortinariaceae, Mycenaceae, Strophariaceae, Inocybaceae, Marasmiaceae and Russulaceae. All of
the other orders except for Boletales, Russulales and Polyporales were represented by fewer
than 10 species (Fig. 1).
The species diversity of the investigated
sites seems to be on the average level when
compared to the results from other research
in pine forests of similar age or older. For
example, Kałucka (2009) found 183 species of
macroscopic fungi in spontaneously regenerating 30-year-old pine forest growing on postagricultural sites covering 2000 m2; Lisiewska
(1982) noted 109 species from pine forest over
50 years old covering ca. 3000 m2; Friedrich
(1994) reported 232 species in suboceanic
pine forest covering 8000 m2, and Łuszczyński
(2007) found 142 and 78 species in suboceanic and subcontinental pine forests covering
2000 m2. Hintikka (1988) found 72 species of
ectomycorrhizal and humus- and litter-inhabiting saprobic fungi in 20–50-year-old boreal
pine forests covering 9000 m2 (we noted 142
species of fungi of those groups in the present
study). Väre et al. (1996) recorded 207 species
of macroscopic fungi from 100–200-year-old
oligotrophic pine forests in northern Finland,
with a total area of 8400 m2.
Southern European pine forests seem to
have a less diverse macromycete biota: Lagana
et al. (2004) found 170 species in 20–60-yearold pine forests (not Pinus sylvestris) with
a total area of 9000 m2 in Italy.
Comparison of the present results with
those from other studies is hampered by differences in methods (e.g. number and area of
permanent sites, time of observations), the age
and character of the studied forests, and the
degree of attention to fungi of specific groups
(usually the least studied are aphyllophoraceous fungi).
Bioecological groups
Nearly 60% of the noted species were saprobic fungi, including facultative necrotrophic
tree pathogens (112 species), bryophilic fungi
(5 species) and mycophilic fungi (2 species)
(Fig. 2).
Due to the character of the investigated
forest and the manner of its exploitation, dead
wood was present in low quantities, mostly
Fig. 2. Percentage of number of saprobic (including bryophilic) species (S + B) and mycorrhizal species (M)
Ryc. 2. Stosunek procentowy liczby gatunków saprobiontycznych (w tym briofilnych) (S + B) i mykoryzowych (M)
229
Fig. 3. Percentage of saprobic species from different substrate groups (abbreviations as in Table 1)
Ryc. 3. Stosunek procentowy liczby gatunków saprobiontycznych należących do różnych grup substratowych
(wyjaśnienie symboli w Tabeli 1)
as branches and twigs, rarely stumps and logs
usually not exceeding 20 cm in diameter.
The quality and availability of this substrate
limited the growth and occurrence of wooddecomposing species, but this group of fungi
was the most diverse. It was represented by
58 species from 40 genera, 27 families and 12
orders (Fig. 3). Twigs and dead branches were
decayed by numerous corticioid fungi including
Botryobasidium, Ceraceomyces, Coniophora,
Peniophora, Trechispora and Xylodon species,
polyporoid fungi including Antrodia, Diplomitoporus, Oligoporus, Polyporus, Skeletocutis
and Trametes species, and agaricoid and pleurotoid fungi including Galerina, Gymnopilus,
Hygrophoropsis, Panellus and Pholiota species.
Three Mycena species (M. abramsii, M. galericulata, M. leptocephala) as well as Galerina
marginata, Gymnopilus penetrans and Pholiota
spumosa occurred at the highest frequency.
Sporocarps of Tricholomopsis rutilans, Heterobasidion annosum and species of Lentinellus
and Tapinella were found on coniferous logs
and stumps; Daedaleopsis confragosa and Piptoporus betulinus occupied hardwood logs and
stumps; and species of Hypholoma were noted
on both kinds of dead wood. Another saprobic
species often recorded on the investigated
230
sites was Trichaptum fuscoviolaceum, one of
the first colonisers of dead coniferous wood
(Renvall 1995).
The group of humus- and litter-decaying
species was equally species-rich but taxonomically less diverse than the wood-associated
fungi. It was represented by 54 species from
24 genera, classified in 11 families and 5 orders
(Fig. 3). It comprised mostly agaricoid fungi
such as Clitocybe, Cystoderma, Entoloma, Galerina, Gymnopus, Hemimycena, Infundibulicybe,
Mycena, Strobilurus and Stropharia, the gasteroid genera Bovista, Disciseda, Geastrum and
Lycoperdon, and aphyllophoroid fungi such
as Auriscalpium and Ramaria. Such fungi as
Gymnopus androsaceus, Gymnopus dryophilus,
Cystoderma carcharias, Hemimycena lactea,
Mycena galopus, M. pura and species of the
genus Stropharia were among the most frequently encountered taxa in this group. The
humus-associated fungi most often found were
Clitocybe (mostly C. metachroa, C. marginella
and C. diatreta), Infundibulicybe, Lycoperdon
and Mycena species. Dead pine cones were
inhabited by Auriscalpium vulgare, Baeospora
myosura and species of Strobilurus. Bryophilic
Fig. 4. Percentage of number of species common, frequent, rare and new for Poland
Ryc. 4. Stosunek liczby gatunków pospolitych, częstych,
rzadkich i nowych dla Polski
species were represented by taxa of the genus
Galerina and by Rickenella fibula.
Mycorrhizal fungi were less diverse than
saprobic ones (Fig. 2). This group was represented by 87 species from 27 genera, classified in 25 families and 12 orders. The majority
of them formed agaricoid sporocarps: for
example, fungi of the genera Amanita, Cortinarius, Hebeloma, Inocybe, Laccaria, Lactarius,
Russula, Tricholoma and Xerocomus. Some
aphyllophoroid fungi were also noted, such
as species of Amphinema, Coltricia, Thelephora
and Tomentella, gasteroid fungi including Scleroderma and Rhizopogon, as well as ascomycetes
Helvella and Elaphomyces. The most frequently
encountered and most abundant fungi were
those often found in different pine forests
and associated with coniferous or both coniferous and broadleaved trees, such as Amanita
muscaria, A. pantherina, Chalciporus piperatus,
Cortinarius casimiri, Hebeloma mesophaeum,
Inocybe sindonia, Laccaria laccata, Lactarius
rufus, Paxillus involutus, Russula xerampelina,
Thelephora terrestris, Tricholoma scalpturatum,
T. terreum, Xerocomus badius and Tomentella
lilacinogrisea, as well as Chroogomphus rutilus,
Suillus bovinus and S. luteus, symbionts exclusively associated with pines. Exclusive sym
bionts of the deciduous trees accompanying
Scots pine also occurred. Leccinum scabrum,
Lactarius torminosus and Russula exalbicans
were most often found with birch trees. The
presence of coniferous trees other than pine,
namely larch, also influenced the mycobiota by
adding Larix symbionts: Suillus viscidus and,
found outside the investigated sites, Suillus
cavipes.
The species composition of the studied
forest sites is typical for young and middle-age
forest successional stages: on the one hand,
early colonisers of trees (e.g. Amanita muscaria, Hebeloma mesophaeum, Laccaria laccata,
Paxillus involutus, Suillus luteus, Thelephora
terrestris, Tricholoma scalpturatum) were found
at high frequency and abundance; on the other,
late successional fungi were present (e.g. several
species of Cortinarius, Inocybe, Scleroderma and
Xerocomus, some species of Amanita, Lactarius
and Tricholoma) (Dighton et al. 1986; Termorshuizen 1991; Shaw and Lankey 1994; Visser
1995; Kałucka 2009).
All the species mentioned above are typical members of the mycobiota of pine forests
and mixed forests in Poland (e.g. RudnickaJezierska 1969; Bujakiewicz 1975, 1986;
Wojewoda 1975; Bujakiewicz and Lisiewska
1983; Friedrich 1984, 1985; Ławrynowicz
and Szkodzik 1998) as well as in Central and
Northern Europe (e.g. Richardson 1970; Kalamees and Silver 1988; Sammler 1988; SchmidHeckel 1988, 1989; De Vries et al. 1995).
Protected, rare and endangered species
More than 60% of the noted species are
frequently recorded in Poland (Fig. 4). This
stems from the fact that pine forests are the
most common forests in Poland, but also the
age and character of the forests – younger
and managed forests preclude colonisation
by the rare fungi most often associated with
old unmanaged woods, which are uncommon
habitats (Parmasto 2001; Molina 2008).
Never
theless, fungi that are uncommon or
considered rare in Poland were found in pine
forests of the Olkusz area.
Some recorded species are known from
only a few localities in Poland and are on the
Red list of macrofungi in Poland (Wojewoda
and Ławrynowicz 2006): Antrodiella pallescens (category I – indeterminate; as Antrodiella
semisupina), Arrhenia acerosa (V – vulnerable),
Bovista tomentosa (V), Ceraceomyces serpens (E –
endangered), Cortinarius croceus (R – rare),
Dacrymyces estonicus (V), Disciseda candida
(E), Helvella ephippium (R), Tricholoma focale
231
(E), and Antrodia ramentacea (E), a saprotroph
growing on Pinus sylvestris twigs (Gilbertson
and Ryvarden 1993), which is known from
two historical and one contemporary locality
in the Puszcza Białowieska Primeval Forest
(Wojewoda 2003). Unpublished observations
indicate that the last species may actually not
be so rare (Dariusz Karasiński, W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences,
Kraków – pers. comm.).
Twelve other species found in the OOR
are on the Red list of macrofungi in Poland,
though they are now not regarded as rare:
Cortinarius fulvescens (E), Gloeoporus taxicola
(R) and Gymnopus ocior (E) – recorded from
over 20 localities, Atheniella adonis (R), Diplomitoporus flavescens (R), Geastrum minimum
(E), Helvella lacunosa (R) Mycena viridimarginata (V), Phaeomarasmius erinaceus (R),
Tricholoma scalpturatum (V) and Porphyrellus
porphyrosporus (R) – recorded from over 30
localities in Poland. Kujawa et al. (2012)
assessed the number of known localities and
habitats of Geastrum minimum and proposed
a low IUCN category, NT (near threatened),
for this species. In the light of our present
knowledge, Mutinus caninus, a fungus under
legal protection in Poland, is not threatened
and should lose its status (Szczepkowski and
Obidziński 2012); it was also found during
this study.
A few other fungi not red-listed but rarely
recorded in Poland were found in the studied
pine forests. Such species as Cortinarius pluvius,
Entoloma neglectum, Gymnopus hybridus, Hemimycena pseudolactea, Russula cessans, Tomentella
cinerascens and T. lilacinogrisea were previously
known from single or very few localities. Two
Cortinarius species, C. comptulus and C. croceoconus, were noted in Poland just recently
from single localities (Ślusarczyk 2014). The
presence of Inocybe ochroalba in Poland, a species first mentioned by Bujakiewicz (2011) as
232
I. cf. ochroalba, has been confirmed. Another
26 species are known from a few to a dozen or
more localities in Poland. This group includes
fungi forming resupinate, corticioid sporocarps, such as the saprobic, wood-inhabiting
Botryobasidium conspersum, Xylodon brevisetus,
Xylodon spathulatus, Kneiffiella subalutacea,
Leptosporomyces galzinii and Trechispora candidissima, and the ectomycorrhizal Tomentella
coerulea, as well as fungi producing agaricoid
sporocarps, above all the saprobic Clitocybe
diatreta, Galerina atkinsoniana, G. clavata,
Gymnopus impudicus, Hemimycena lactea and
Infundibulicybe costata, and the ectomycorrhizal Cortinarius casimiri, Inocybe nitidiuscula,
I. sindonia, I. whitei and Russula exalbicans.
Some of these species probably are not rare or
are even frequent in Poland but are often overlooked due to their inconspicuous sporocarps
or difficulties in identification. This applies to
corticioid fungi such as those of the genera
Leptosporomyces, Trechispora and Xylodon,
which are widespread in Europe (Jülich 1984;
Hansen and Knudsen 1997; Bernicchia and
Gorjon 2010).
A few species not previously recorded
from Poland were discovered during this
research. They include Inocybe leiocephala, an
ectomycorrhizal symbiont of both coniferous
and deciduous trees, and Clitocybe marginella,
a saprobic fungus decaying coniferous and
deciduous litter. Also a variety of Hemimycena
lactea, H. lactea var. tetraspora, has not been
noted from Poland until now. The present
research resulted in the discovery of a species
of Paullicorticium, P. cf. allantosporum, a genus
not mentioned in Polish mycological literature
previously. Apart from this finding, P. cf. allantosporum was recorded in northern Poland
but is not published yet (Dariusz Karasiński,
W. Szafer Institute of Botany, PAS, Kraków
– pers. comm.). Tomentella radiosa was also
noted in the Olkusz area, although some
research indicates that it is only a resupinate
form of the well known and widely distributed
Thelephora terrestris (Kõljalg et al. 1998).
Comparison of pine forests on sandy
and calamine sites
The sites in the present study were established in pine forests growing on different types
of substrate: sandy soil, and calamine material
left from mining activity. They differed considerably in their plant assemblages and edaphic
conditions, and those differences influenced
the fungal communities as well. The calamine
substrate was loamy due to a higher silt fraction, contained dolomite rock fragments, and
had higher pH (neutral or nearly neutral) and
higher content of organic carbon, calcium,
magnesium and heavy metals than the typical
sandy-soil sites (Kapusta et al. – Chapter 13,
this volume). Those sites were on sandy podsol
with acidic pH. The sandy sites generally had
denser tree cover than the calamine sites, and
their trees were taller and thicker (Zielonka
Fig. 5. The number of species from different orders, on
sandy and calamine sites
Ryc. 5. Liczba gatunków w poszczególnych rzędach na
powierzchniach wykształconych na piasku i na galmanie
Fig. 6. The number of species from different bioecological groups on calamine and sandy sites (abbreviations
as in Table 1)
Ryc. 6. Liczba gatunków grzybów z poszczególnych grup
troficzno-substratowych na powierzchniach wykształconych na piasku i na galmanie (symbole jak w Tabeli 1)
et al. – Chpater 12, this volume). At least some
of these sites had more woody debris, mostly
in the form of twigs and branches, and the
litter layer was thicker than on calamine sites.
Fewer species were recorded on calamine
sites than on sandy sites (Figs 5, 6), probably
because there were fewer sites of that type.
The proportions of saprobic and mycorrhizal species recorded from the two site types
were similar (Fig. 7) but there were differences
in species composition. Several fungi clearly
preferred sandy or calamine sites. These species
were noted exclusively or mostly on sites of one
type, and the majority of their sporocarps were
noted on those sites. Association with a particular site type was especially evident in the
case of ectomycorrhizal fungi (Table 1). The
fungi noted at considerably higher frequency
on sandy sites included all species of Amanita,
Chalciporus piperatus, most species of Cortinarius (e.g. C. casimiri, C. croceoconus), Inocybe
sindonia, Laccaria laccata, Lactarius rufus, most
species of Russula, Suillus bovinus, Thelephora
palmata, Xerocomus badius and X. ferrugineus.
Some species recorded also on calamine sites
233
234
Amanita citrina (Schaeff.) Pers. var. citrina
Amanita fulva Fr.
Amanita gemmata (Fr.) Bertill.
Amanita muscaria (L.) Lam. var. muscaria
Amanita pantherina (DC.) Krombh.
Amanita rubescens Pers.
Amphinema byssoides (Pers.) J. Erikss.
Antrodia ramentacea (Berk. & Broome) Donk
Antrodiella pallescens (Pilát) Niemelä
& Miettinen
Arrhenia acerosa (Fr.) Kühner
Atheniella adonis (Bull.) Redhead, Moncalvo,
Vilgalys, Desjardin & B.A. Perry
Auriscalpium vulgare Gray
Baeospora myosura (Fr.) Singer
Botryobasidium conspersum J. Erikss.
Botryobasidium pruinatum (Bres.) J. Erikss.
Bovista aestivalis (Bonord.) Demoulin
Bovista tomentosa (Vittad.) De Toni
Species
Gatunki
freq
freq
freq
freq
freq
freq
freq
rare
rare
rare
rare
comm
freq
rare
rare
freq
rare
Swo
Sli
Sli
Sli
Sli
Swo
Swo
Shu
Shu
Occurrence
in Poland
Występowanie
w Polsce
M
M
M
M
M
M
M
Swo
Trophic
status
Status
troficzny
R
V
R
V
I
x
x
x
RL
status
Kate- 23
24
goria
zagrożenia
C C
E
x
C
x
25
x
C
27
x
C
29
S
x
x
x
22
x
x
x x
x x C
x
x
38
S
28
x
x
x x S
x
26
S
x
32
S
x
x
33
S
x
36
x
x
S
x
x
37
x
x
S
x
x
x
39
S
x
x
x
x
41
S
x
x
43
x S
x
x
42
x
x
x
x
x
x x x S
40
S
x
x
x
44
x
S
x
x
x
45
F
14
3
1
1
2
1
4
3
1
S
1
1
2
x 11
x 8
4
4
1
47
Tabela 1. Lista gatunków odnotowanych na poszczególnych leśnych powierzchniach badawczych (Nr 23–47)
M – gatunek mikoryzowy, Swo – saprobiont nadrewnowy, Sli – saprobiont naściółkowy, Shu – saprobiont nahumusowy, Sfu – saprobiont nagrzybowy, B –
gatunek briofilny, Pwo – pasożyt drzew; comm – pospolity, freq – częsty, rare – rzadki; E, I, R, V – kategorie zagrożenia według polskiej Czerownej Listy
(Wojewoda i Ławrynowicz 2006); F – frekwencja; C – powierzchnie na podłożu galmanowym, S – powierzchnie na podłożu piaszczystym
Table 1. List of species recorded on particular forest sites (No. 23–47)
M – mycorrhizal species, Swo – saprotrophic wood-decaying species, Sli – saprotrophic litter-inhabiting species, Shu – saprotrophic humus-inhabiting species,
Sfu – saprotrophic fungal sporophore-decaying species, B – bryophilic species, Pwo – tree-parasitic species; comm – common, freq – frequent; E, I, R, V – threat
categories according to “Red list of Polish macroscopic fungi” (RL) (Wojewoda and Ławrynowicz 2006); F – frequency; C – calamine sites, S – sandy sites
235
V E
R
E
freq
freq
freq
freq
comm
rare
rare
rare
rare
rare
rare
rare
freq
rare
rare
freq
freq
rare
Shu
Shu
Shu
Sfu
M
Swo
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
M
Clitocybe metachroa (Fr.) P. Kumm.
Clitocybe nebularis (Batsch) P. Kumm. var.
nebularis
Clitocybe phyllophila (Pers.) P. Kumm.
Collybia cirrata (Schumach.) Quél.
Coltricia perennis (L.) Murrill
Coniophora arida (Fr.) P. Karst.
Cortinarius casimiri (Velen.) Huijsman
Cortinarius cf. biformis
Cortinarius cf. depressus Fr.
Cortinarius cf. umbrinoilens
Cortinarius comptulus M.M. Moser
Cortinarius croceoconus Fr.
Cortinarius croceus (Schaeff.) Gray var. croceus
Cortinarius decipiens (Pers.) Fr. var. decipiens
Cortinarius fulvescens Fr.
Cortinarius fusisporus Kühner
Cortinarius hemitrichus (Pers.) Fr.
Cortinarius mucosus (Bull.) J. Kickx f.
Cortinarius pluvius (Fr.) Fr.
Cortinarius sp. 1
Cortinarius sp. 2
Cortinarius sp. 3
Cortinarius sp. 4
Cortinarius sp. 5
Shu
Clitocybe marginella Harmaja
E
comm
rare
freq
comm
comm
freq
freq
rare
new for
PL
freq
M
Swo
M
Swo
M
Shu
Shu
Shu
Cantharellus cibarius Fr.
Ceraceomyces serpens (Tode) Ginns
Chalciporus piperatus (Bull.) Bataille
Chondrostereum purpureum (Pers.) Pouzar
Chroogomphus rutilus (Schaeff.) O.K. Mill.
Clitocybe cf. candicans (Pers.) P. Kumm.
Clitocybe cf. fragrans (With.) P. Kumm.
Clitocybe diatreta (Fr.) P. Kumm.
x
x
x
x
x
x
x x x
x
x
x x x
x
x
x
x
x
x
x
x x x x
x
x
x
x x x
x
x
x x
x
x x x x x
x
x
x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x x x x x
x x x x x x x x x
x
1
13
11
1
2
7
2
5
1
2
4
x 5
2
1
3
11
1
1
1
3
2
3
3
1
1
2
1
1
1
1
1
1
2
236
Swo
B
B
B
Shu
Swo
Swo
Diplomitoporus flavescens (Bres.) Domański
Disciseda candida (Schwein.) Lloyd
Elaphomyces granulatus Fr.
Entoloma cf. papillatum (Bres.) Dennis
Entoloma neglectum (Lasch) Arnolds
Entoloma sp. 1
Entoloma sp. 2
Galerina atkinsoniana A.H. Sm.
Galerina clavata (Velen.) Kühner
Galerina marginata (Batsch) Kühner
Galerina mniophila (Lasch) Kühner
Galerina pumila (Pers.) M. Lange
Galerina vittiformis (Fr.) Singer
Geastrum minimum Schwein.
Gloeoporus taxicola (Pers.) Gilb. & Ryvarden
Gymnopilus penetrans (Fr.) Murrill
Gymnopus androsaceus (L.) J.L. Mata & R.H.
Petersen
Gymnopus confluens (Pers.) Antonín, Halling
& Noordel.
comm
comm
Sli
Sli
freq
rare
freq
rare
rare
rare
rare
freq/
comm
freq
freq
rare
rare
freq
comm
comm
rare
comm
Swo
Swo
Swo,
Pwo
Swo
Shu
M
Shu
Shu
Shu
Shu
B
Shu
Daedaleopsis confragosa (Bolton) J. Schröt.
comm
Sli
Occurrence
in Poland
Występowanie
w Polsce
Trophic
status
Status
troficzny
M
Cortinarius sp. 6
Cystoderma carcharias (Pers.) Fayod var.
carcharias
Dacrymyces estonicus Raitv.
Dacrymyces stillatus Nees
Species
Gatunki
E
R
R
E
V
V
x
x
x x x x
x
x
x
x
x x x
x
x x x
x
x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x
x
x
x
x x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x x x
x
x
x x
x
x x 1
9
1
4
3
2
1
9
8
2
2
1
2
1
1
1
2
1
4
1
2
8
RL
status
25
29
22
28
33
37
40
42
44
47
Kate- 23
24
27
38
26
32
36
39
41
43
45
F
goria
zagrożenia
C C C C C C S S S S S S S S S S S S S S S
x 1
237
rare
rare
rare
freq
freq
freq
comm
rare
freq
freq
rare
new for
PL
rare
Sli
Shu, Sli
Sli
Sli
M
M
M
M
M
M
M
Sli
comm
comm
rare
rare
rare
new for
PL
rare
rare
rare
comm
Swo
Swo
Shu
M
M
M
M
M
M
M
Inocybe leiocephala D.E. Stuntz
Inocybe mixtilis (Britzelm.) Sacc.
Inocybe nitidiuscula (Britzelm.) Lapl.
Inocybe ochroalba Bruylands
Inocybe rimosa (Bull.) P. Kumm.
comm
comm
Heterobasidion annosum (Fr.) Bref.
Hygrophoropsis aurantiaca (Wulfen) Maire
Hypholoma fasciculare (Huds.) P. Kumm. var.
fasciculare
Hypholoma lateritium (Schaeff.) P. Kumm.
Infundibulicybe costata (Kühner & Romagn.)
Harmaja
Inocybe cf. jakobi Kühner
Inocybe flocculosa Sacc.
Sli
comm
Sli
Sli
Sli
Swo,
Pwo
Swo
Gymnopus dryophilus (Bull.) Murrill
Gymnopus hybridus (Kühner & Romagn.)
Antonín & Noordel.
Gymnopus impudicus (Fr.) Antonín, Halling
& Noordel.
Gymnopus ocior (Pers.) Antonín & Noordel.
Gymnopus perforans (Hoffm.) Antonín
& Noordel.
Hebeloma crustuliniforme (Bull.) Quél.
Hebeloma mesophaeum (Pers.) Quél.
Hebeloma sp. (sect. Denudata)
Helvella elastica Bull.
Helvella ephippium Lév.
Helvella lacunosa Afzel.
Helvella macropus (Pers.) P. Karst.
Hemimycena lactea (Pers.) Singer
Hemimycena lactea var. tetraspora Kühner
& Valla
Hemimycena pseudolactea (Kühner) Singer
Hemimycena sp. 1
E
R
R
E
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x x
x
x
x x x x x x
x
x x x x x x x x
x x
x
x x
x
x
x
x
x x x
x x x x
x x x x x x x x
x
x
x
x
x x x x
x
x x
x x x x x x
x
1
1
1
4
5
1
2
1
3
3
1
1
8
1
2
1
3
1
1
5
2
x 17
4
1
2
1
1
5
x x x
x
238
rare
rare
rare
comm
freq /
comm
freq
comm
freq
comm
comm
comm
freq
comm
rare
freq
freq
rare
rare
freq
rare
rare
rare
new for
PL
rare
Swo
M
M
M
M
M
M
M
M
Swo
Sli
Swo
Shu
Shu
Shu
Swo
Shu
Sli
Sli
Swo
Sli
Shu
Laccaria proxima (Boud.) Pat.
Lactarius delicious (L.) Gray
Lactarius necator (Bull.: Fr.) Pers.
Lactarius pubescens Fr.
Lactarius rufus (Scop.) Fr.
Lactarius torminosus (Schaeff.) Gray
Leccinum scabrum (Bull.) Gray
Lentinellus cochleatus (Pers.) P. Karst.
Lepiota cristata (Bolton) P. Kumm.
Leptosporomyces galzinii (Bourdot) Jülich
Lycoperdon molle Pers.
Lycoperdon nigrescens Pers.
Mutinus caninus (Huds.) Fr.
Mycena abramsii (Murrill) Murrill
Mycena aetites (Fr.) Quél.
Mycena amicta (Fr.) Quél.
Mycena capillaripes Peck
Mycena cf. purpureofusca (Peck) Sacc.
Mycena cf. villicaulis Maas Geest.
Mycena citrinomarginata Gillet
Occurrence
in Poland
Występowanie
w Polsce
M
M
M
Trophic
status
Status
troficzny
Inocybe sindonia (Fr.) P. Karst.
Inocybe sp. 1
Inocybe whitei (Berk. & Broome) Sacc.
Kneiffiella subalutacea (P. Karst.) Jülich
& Stalpers
Laccaria laccata (Scop.) Cooke
Species
Gatunki
V
V
x
x
C
25
x
x
x
C
x
27
x x x
RL
status
Kate- 23
24
goria
zagrożenia
C C
x
x
x
x
x
C
x
x
38
x x
x
x
x
x
C
29
S
x
26
x
x
x
x
x
x
x
x S
22
x
x
x
x
x
S
x
28
x
S
x
32
x
x
S
37
x
x
x
S
x
40
x
x
x
x
x S
x
39
x x x
x
x
x
x S
36
x S
x
33
S
41
S
42
S
44
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x S
43
S
x
47
x
x
x
x S
45
4
1
4
2
1
11
4
6
1
2
2
5
2
1
8
1
2
1
2
1
5
1
6
2
2
F
239
comm
rare
comm
comm
freq
new for
PL
comm
comm
freq
comm
rare
comm
freq
freq
comm
rare
comm
freq
rare
Sli
Swo
Swo
Swo
Swo
Swo
M
Swo
Swo
Swo
Swo
Shu
Swo
Swo
Pwo,
Swo
Swo
M
Swo
Sli
Swo
Paullicorticium cf. allantosporum J. Erikss.
Paxillus involutus (Batsch) Fr.
Peniophora cinerea (Pers.) Cooke
Peniophorella praetermissa (P. Karst.) K.H.
Larss.
Peniophorella pubera (Fr.) P. Karst.
Phaeomarasmius erinaceus (Fr.) Scherff. ex
Romagn.
Phallus impudicus L. var. impudicus
Pholiota lenta (Pers.) Singer
Pholiota spumosa (Fr.) Singer
Polyporus cf. brumalis (Pers.) Fr.
Porphyrellus porphyrosporus (Fr. & Hök) E.-J.
Gilbert
Pseudohydnum gelatinosum (Scop.) P. Karst.
Ramaria abietina (Pers.) Quél.
Resupinatus applicatus (Batsch) Gray
comm
comm
comm
comm
freq
freq
comm
rare
Swo
Sli
Swo
Sli, Swo
Sli
Sli
Swo
Piptoporus betulinus (Bull.) P. Karst.
comm
Swo, Sli
Mycena epipterygia (Scop.) Gray var.
epipterygia
Mycena galericulata (Scop.) Gray
Mycena galopus (Pers.) P. Kumm.
Mycena haematopus (Pers.) P. Kumm.
Mycena leptocephala (Pers.) Gillet
Mycena metata (Secr. ex Fr.) P. Kumm.
Mycena pura (Pers.) P. Kumm.
Mycena viridimarginata P. Karst.
Mycetinis scorodonius (Fr.) A.W. Wilson
& Desjardin
Oligoporus cf. undosus (Peck) Gilb.
& Ryvarden
Oligoporus leucomallellus (Murrill) Gilb.
& Ryvarden
Oligoporus stipticus (Pers.) Gilb. & Ryvarden
Panellus mitis (Pers.) Singer
R
R
E
V
x
x
x
x
x
x x x
x
x
x x x
x
x
x x x x
x x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x x x x
x
x x x x x x x x x
x
x
x x x x x x x x x x x
x x x x
x
x x x x x x x x x x x
x
x
x
x
x x
x
x x x
x
x
x
x
x x x x x
x x x x
x
1
3
1
1
2
1
1
1
8
1
1
2
9
3
1
1
1
7
2
2
7
8
3
14
1
11
1
4
240
Rhizopogon roseolus (Corda) Th. Fr.
Rhodocollybia butyracea (Bull.) Lennox f.
asema (Fr.) Antonín, Halling & Noordel.
Rickenella fibula (Bull.) Raithelh.
Russula cessans A. Pearson
Russula exalbicans (Pers.) Melzer & Zvára
Russula sanguinea (Bull.) Fr.
Russula sp. 1 (subsect. Puellerinae)
Russula sp. 2
Russula xerampelina (Schaeff.) Fr.
Schizophyllum commune Fr.
Scleroderma bovista Fr.
Scleroderma citrinum Pers.
Skeletocutis amorpha (Fr.) Kotl. & Pouzar
Steccherinum ochraceum (Pers.) Gray
Stereum hirsutum (Willd.) Pers.
Stereum sanguinolentum (Alb. & Schwein.) Fr.
Strobilurus stephanocystis (Kühner & Romagn.
ex Hora) Singer
Strobilurus tenacellus (Pers.) Singer
Stropharia aeruginosa (Curtis) Quél.
Stropharia cyanea (Bull.) Tuom.
Suillus bovinus (Pers.) Roussel
Suillus grevillei (Klotzsch) Singer
Suillus luteus (L.) Roussel
Suillus viscidus (L.) Roussel
Tapinella atrotomentosa (Batsch) Šutara
Tapinella panuoides (Batsch) E.-J. Gilbert
Species
Gatunki
freq
comm
comm
rare
rare
comm
comm
comm
freq
comm
freq
freq
comm
comm
comm
comm
comm
comm
comm
comm
comm
freq
freq
freq
Sli
B
M
M
M
M
M
M
Swo
M
M
Swo
Swo
Swo
Swo
Sli
Sli
Sli
Sli
M
M
M
M
Swo
Swo
Occurrence
in Poland
Występowanie
w Polsce
M
Trophic
status
Status
troficzny
x
x
x
x
x
x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
5
9
2
4
1
4
1
9
4
1
3
2
1
1
1
1
3
3
3
x 5
1
x 13
4
2
1
x
x
RL
status
25
29
22
28
33
37
40
42
44
47
Kate- 23
24
27
38
26
32
36
39
41
43
45
F
goria
zagrożenia
C C C C C C S S S S S S S S S S S S S S S
x 1
241
freq
comm
rare
rare
rare
new for
PL
rare
comm
rare
rare
freq
comm
rare
rare
freq
comm
comm
rare
comm
comm
freq
comm
rare
rare
rare
rare
M
M
M
M
M
M
Swo
Swo
Swo
Swo
Swo
Swo
M
M
M
M
M
M
M
Swo
M
M
M
Swo
Swo
Swo
Thelephora palmata (Scop.) Fr.
Thelephora terestris Ehrh.
Tomentella cf. coerulea (Bres.) Höhn.
& Litsch.
Tomentella cinerascens (P. Karst.) Höhn.
& Litsch.
Tomentella lilacinogrisea Wakef.
Tomentella radiosa (P. Karst.) Rick
Trametes pubescens (Schumach.) Pilát
Trametes versicolor (L.) Lloyd
Trechispora candidissima (Schwein.) Bondartsev & Singer
Trechispora farinacea (Pers.) Liberta
Tremella encephala Willd.
Trichaptum fuscoviolaceum (Ehrenb.) Ryvarden
Tricholoma argyraceum (Bull.) Gillet
Tricholoma focale (Fr.) Ricken
Tricholoma imbricatum (Fr.) P. Kumm.
Tricholoma portentosum (Fr.) Quél.
Tricholoma saponaceum (Fr.) P. Kumm. var.
saponaceum
Tricholoma scalpturatum (Fr.) Quél.
Tricholoma terreum (Schaeff.) P. Kumm.
Tricholomopsis rutilans (Schaeff.) Singer
Tylopilus felleus (Bull.) P. Karst.
Xerocomus badius (Fr.) E.-J. Gilbert
Xerocomus ferrugineus (Schaeff.) Alessio
Xylodon brevisetus (P. Karst.) Hjortstam
& Ryvarden
Xylodon cf. spathulatus (Schrad.) Kuntze
Xylodon spathulatus (Schrad.) Kuntze
Number of species
V
V
E
R
x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x x x x
x
x x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x x x x
x x x
x
x
x
x
x
x
x
x x x x
x
x
x x x x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x x
x x x x x x x x 1
6
7
7
1
6
3
1
1
2
9
1
1
4
1
2
3
2
2
5
3
1
3
7
x x 2
x 1
15 27 24 29 29 37 32 42 28 15 17 17 27 16 36 22 26 33 30 34 14
x
x x Fig. 7. Ratios between the number of mycorrhizal (M)
and saprobic (S) species on calamine and sandy sites
Ryc. 7. Proporcje pomiędzy liczbą gatunków mykoryzowych (M) i saprobiontycznych (S) na powierzchniach
wykształconych na piasku i na galmanie
produced considerably more sporocarps on
sandy sites. Examples are Cortinarius casimiri,
C. comptulus, Inocybe leiocephala, Russula xerampelina and Scleroderma citrinum. These
fungi are known to prefer acid soils.
Another group of fungi was clearly associated with calamine sites: for example, Chroogomphus rutilus, Hebeloma sp. (sect. Denudata)
and Tricholoma scalpturatum, as well as Hebeloma mesophaeum, Suillus luteus, Thelephora
terrestris, Tricholoma imbricatum and T. terreum, species noted also on sandy sites but
producing many more sporocarps on calamine
sites. The situation was similar for several birch
symbionts, although birch trees were also present on sandy sites: for example, Lactarius torminosus, L. pubescens, Russula exalbicans and
Leccinum scabrum. Some of these species are
known as early-stage fungi, often occurring at
sites bearing initial soil (e.g. former farmland)
and without accumulated tree litter. Examples
are Hebeloma mesophaeum, Thelephora terrestris
and Suillus luteus. A few species with a clear
preference for calamine sites have calciphilic
tendencies, such as Chroogomphus rutilus,
242
Russula exalbicans, Tricholoma terreum and
T. scalpturatum.
The distribution of particular ectomycorrhizal species among the sites depended on
edaphic conditions to a large extent. Statistical analyses that included soil characteristics
(physical properties, chemical content, pH),
plant community characteristics (e.g. species
composition, plant cover), and the presence of
mycorrhizal fungal species at frequency of 20%
or more (i.e. found on at least 4 sites) disclosed
that fungal community diversity was shaped in
large part by macronutrient content (nitrogen,
calcium), organic matter and substrate pH
(Mleczko and Kapusta 2010, 2011, 2012).
The presence of saprobic species on sites
of one type or the other depended mostly on
the availability of the substrate. Such fungi
as Clitocybe (e.g. C. marginella, C. metachroa,
C. cf. candicans), Hemimycena, Strobilurus,
Gymnopus (e.g. G. dryophilus, G. adrosaceus),
Auriscalpium vulgare and Lycoperdon molle
occurred on both types of sites. The preference of litter- and humus-associated fungi for
sites of a particular type was much less pronounced than in the case of mycorrhizal symbionts. Species with a preference for calamine
sites included Infundibulicybe costata, found
mostly on soils with higher pH, often calcareous, and Stropharia cyanea, often recorded
from ruderal anthropogenic sites with higher
pH. The production of sporocarps of Lycoperdon molle, which prefers rich and alkaline
soils, was higher on calamine sites. Geastrum
minimum, a calciphilic species also characteristic for xerothermic grassland, was recorded on
these sites (Jaworska et al. 2012; Tomaszewska
et al. 2012). Acidophilic species such as Disciseda candida and Lycoperdon nigrescens (Saar
et al. 2009) were noted on sandy sites, together
with Clitocybe diatreta, which shows no clear
preference for soil pH but is associated with
sandy soils, and Cystoderma carcharias, which
produced considerably more sporocarps there.
The generally thicker litter layer on sandy sites
was probably the reason for the more frequent
occurrence of several Mycena species (e.g.
M. galopus, M. epipterygia, M. leptocephala), as
well as Clitocybe diatreta and Ramaria abietina.
The much greater availability of dead wood
on sandy sites, mostly as twigs and branches
and rarely as stumps, resulted in higher diversity of saprobic, wood-decaying fungi there
(Fig. 8). The most frequent species of this
group were Galerina marginata, Gymnopilus
penetrans, Mycena abramsii, M. galericulata,
Pholiota spumosa and Tricholomopsis rutilans.
Also present were several polyporoid and corticioid fungi of the genera Coniophora, Leptosporomyces, Oligoporus, Skeletocutis, Trechispora,
Xylodon and others. Oligoporus leucomallelus
and Trichaptum fuscoviolaceum were found
on both site types at similar frequency. Bryophilic fungi also showed higher diversity on
sandy sites.
Although statistical analyses did not show
any significant differences in the number
Fig. 8. Ratios between the number of saprobic species
from different substrate groups on calamine and sandy
sites (abbreviations as in Table 1)
Ryc. 8. Proporcje pomiędzy gatunkami poszczególnych
grup substratowych grzybów saprobiontycznych na
powierzchniach wykształconych na piasku i na galmanie
(symbole, jak w Tabeli 1)
and biomass of sporocarps between site types
(see: Mleczko and Kapusta 2011, 2012),
both indexes were higher for calamine sites
(Figs 3, 4). Particular fungal groups did show
significant differences, however. Greater availability of substrate (especially wood) on sandy
sites, coupled with higher diversity of saprobic
species, mostly lignicolous ones, resulted in
higher production of sporocarps of these fungi
there. The diversity of mycorrhizal fungi was
also higher on sandy sites, but the production of their sporocarps on calamine sites was
much higher than on sandy sites. Apart from
the differences in the sporocarp production
capabilities of particular species, this phenomenon may be linked with the younger age of
forests on calamine sites and the lower amount
of accumulated litter there. Some studies of
pine forests in the Netherlands (Baar 1996;
Baar and Ter Braak 1996; Baar and Kuyper
1988) suggest that litter is a factor limiting the
formation of mycorrhizal fungal sporocarps,
although the influence of this factor may also
be species-dependent (Tarvainen 2009).
Species richness on the calamine and
sandy sites was similar (Table 1) but the similarities between particular sites as measured by
Sørensen’s diversity index (SI) were small; in
most cases the index values did not exceed 0.4
(Tables 2, 3). This was because the frequency
of the majority of species was lower than 20%;
that is, they occurred on 4 sites or less. The
index values within the same group of sites,
calamine vs. sandy, were generally higher than
between groups, probably indicating similar
edaphic conditions. In the case of a few sandy
sites (26, 28, 37, 40), their mycobiota was
found to be similar to the mycobiota of calamine sites. The OOR is under continuous and
strong anthropopression, leading to contamination of some sites with material of industrial
or municipal origin, such as polluted water or
dustfall. This has raised the soil concentrations
243
244
23
24
25
27
29
38
26
28
37
40
36
22
32
33
39
41
42
43
44
45
C
C
C
C
C
C
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
23
C
24
25
27
C
C
C
0.36 0.33 0.36
0.46 0.46
0.48
29
C
0.38
0.58
0.47
0.53
38
C
0.18
0.18
0.27
0.20
0.35
26
S
0.22
0.29
0.45
0.39
0.41
0.35
28
S
0.21
0.43
0.28
0.36
0.38
0.29
0.41
37
S
0.38
0.31
0.41
0.30
0.39
0.35
0.31
0.19
40
S
0.18
0.26
0.27
0.17
0.29
0.26
0.18
0.40
0.24
36
S
0.09
0.21
0.20
0.07
0.27
0.26
0.21
0.33
0.20
0.22
22
S
0.20
0.29
0.21
0.19
0.24
0.21
0.24
0.36
0.24
0.38
0.35
32
S
0.05
0.20
0.22
0.12
0.19
0.17
0.26
0.34
0.12
0.46
0.20
0.36
33
S
0.18
0.13
0.16
0.21
0.20
0.18
0.18
0.24
0.08
0.17
0.22
0.38
0.31
39
S
0.15
0.31
0.29
0.26
0.23
0.24
0.25
0.32
0.33
0.24
0.29
0.48
0.20
0.24
41
S
0.05
0.20
0.18
0.04
0.19
0.22
0.29
0.18
0.33
0.24
0.20
0.38
0.23
0.15
0.36
42
S
0.13
0.21
0.23
0.14
0.20
0.30
0.32
0.23
0.20
0.26
0.18
0.38
0.16
0.26
0.33
0.46
43
S
0.07
0.23
0.21
0.14
0.16
0.32
0.27
0.24
0.19
0.30
0.28
0.46
0.28
0.26
0.48
0.27
0.31
44
S
0.08
0.18
0.20
0.21
0.15
0.16
0.24
0.32
0.15
0.29
0.18
0.53
0.28
0.22
0.40
0.23
0.30
0.38
45
S
0.14
0.18
0.16
0.14
0.17
0.20
0.21
0.22
0.14
0.24
0.18
0.48
0.26
0.34
0.36
0.32
0.35
0.39
0.34
47
S
0.20
0.14
0.09
0.19
0.13
0.06
0.16
0.13
0.13
0.13
0.00
0.20
0.17
0.38
0.19
0.11
0.19
0.21
0.16
0.26
Tabela 2. Wartości współczynnika Sørensena obliczone na podstawie wszystkich zanotowanych gatunków
C – powierzchnie na podłożu galmanowym, S – powierzchnie na podłożu piaszczystym; skala kolorów:  – wartości 0.20–0.29,  – wartości 0.30–0.39,
 – wartości ≥ 40
Table 2. Sørensen’s diversity index values calculated for all recorded species
C – calamine sites, S – sandy sites; color scale:  – value range 0.20–0.29,  – value range 0.30–0.39,  – values ≥ 40
245
23
24
25
27
29
38
26
28
37
40
22
39
32
33
36
41
42
43
44
45
47
C
C
C
C
C
C
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
23
C
24
25
27
29
38
26
C
C
C
C
C
S
0.52 0.56 0.64 0.50 0.24 0.44
0.49 0.38 0.55 0.27 0.38
0.47 0.37 0.32 0.38
0.40 0.22 0.26
0.29 0.29
0.25
28
S
0.36
0.43
0.26
0.33
0.38
0.24
0.30
37
S
0.45
0.33
0.43
0.33
0.31
0.29
0.26
0.13
40
S
0.33
0.32
0.28
0.21
0.29
0.17
0.21
0.33
0.20
22
S
0.23
0.48
0.34
0.25
0.35
0.34
0.43
0.50
0.31
0.43
39
S
0.29
0.29
0.30
0.29
0.20
0.20
0.30
0.23
0.31
0.14
0.74
32
S
0.12
0.27
0.19
0.11
0.20
0.21
0.25
0.34
0.11
0.39
0.44
0.24
33
S
0.19
0.15
0.13
0.19
0.18
0.23
0.17
0.27
0.06
0.21
0.52
0.42
0.29
36
S
0.11
0.26
0.18
0.05
0.24
0.22
0.17
0.23
0.10
0.21
0.62
0.25
0.25
0.28
41
S
0.00
0.22
0.14
0.00
0.10
0.10
0.21
0.10
0.15
0.22
0.59
0.24
0.27
0.22
0.16
42
S
0.18
0.24
0.17
0.14
0.18
0.19
0.26
0.22
0.09
0.19
0.63
0.29
0.17
0.38
0.19
0.38
43
S
0.08
0.27
0.24
0.13
0.17
0.27
0.25
0.24
0.17
0.29
0.63
0.36
0.32
0.40
0.36
0.25
0.30
44
S
0.19
0.15
0.22
0.19
0.09
0.13
0.20
0.22
0.14
0.26
0.65
0.29
0.24
0.26
0.20
0.28
0.38
0.21
45
S
0.22
0.21
0.19
0.17
0.12
0.14
0.24
0.24
0.12
0.27
0.65
0.35
0.20
0.43
0.17
0.29
0.46
0.39
0.36
47
S
0.40
0.11
0.10
0.11
0.11
0.07
0.15
0.15
0.16
0.16
0.32
0.18
0.14
0.40
0.00
0.13
0.17
0.16
0.09
0.26
Tabela 3. Wartości współczynnika Sørensena obliczone na podstawie gatunków zanotowanych na co najmniej czterech powierzchniach, z pominięciem saprobiontów nadrewnowych
C – powierzchnie na podłożu galmanowym, S – powierzchnie na podłożu piaszczystym; skala kolorów:  – wartości 0.20–0.29,  – wartości 0.30–0.39,
 – wartości ≥ 40
Table 3. Sørensen’s diversity index values calculated for species recorded on at least four sites, without wood-inhabiting saprobic species
C – calamine sites, S – sandy sites; colour scale:  – value range 0.20–0.29,  – value range 0.30–0.39,  – values ≥ 40
of some elements, such as calcium and heavy
metals, together with higher pH, and in consequence has influenced the fungal communities. For example, the pH of sandy site no. 28
was close to neutral, and the mycobiota of this
site showed similarities with that of calamine
sites.
Conclusions
Although influenced and transformed by
industrial activity, the investigated pine forests
in the vicinity of Olkusz developed a mycobiota typical for coniferous forests but also relatively diverse. Several species rarely recorded
in Poland were noted there in the course of
this study. Mining in this area resulted in the
formation of a set of habitats that differ in
edaphic conditions, especially those with calamine substrate. This has influenced the biota
of macroscopic fungi in the pine forests and
generally has increased fungal diversity there.
Acknowledgements
We are grateful to Dr. Dariusz Karasiński,
Dr. Błażej Gierczyk and Tomasz Ślusarczyk for verifying the identification of specimens of aphyllophoroid fungi and fungi of the genera Cortinarius and
Inocybe, and the reviewer for valuable comments on
the manuscript.
References
Baar J. 1996. The ectomycorrhizal flora of primary and secondary stands of Pinus sylvestris
in relation to soil conditions and ectomycorrhizal succession. Journal of Vegetation Science
7: 497–504.
Baar J., Kuyper Th.W. 1998. Restoration of
aboveground ectomycorrhizal flora in stands of
Pinus sylvestris (Scots pine) in The Netherlands
by removal of litter and humus. Restoration
Ecology 6: 227–237.
246
Baar J., Ter Braak C.J.F. 1996. Ectomycorrhizal
sporocarp occurrence as affected by manipulation of litter and humus layers in Scots pine
stands of different age. Applied Soil Ecology 6:
61–73.
Bernicchia A. 2005. Polyporaceae s.l. Fungi Europaei 10. Edizioni Candusso, Alassio, Italy.
Bernicchia A., Gorjon S.P. 2010. Corticiaceae s.l.
Fungi Europaei 12. Edizioni Candusso, Alassio,
Italy.
Bujakiewicz A. 1975. Grzyby wyższe Lasów Pszczyń
skich. Badania Fizjograficzne nad Polską
Zachodnią B 28: 25–47.
Bujakiewicz A. 1986. Udział macromycetes w zbio
rowiskach roślinnych występujących na podłożu
torfowym w Słowińskim Parku Narodowym.
Badania Fizjograficzne nad Polską Zachodnią
B 37: 101–129.
Bujakiewicz A. 2011. Macrofungi in the Alnetum
incanae association along Jaworzyna and Skawica river valleys (Western Carpathians). Polish
Bujakiewicz A., Lisiewska M. 1983. Mikoflora
zbiorowisk roślinnych Słowińskiego Parku
Narodowego. Badania Fizjograficzne nad Polską
Zachodnią B 34: 49–77.
Chmiel A. 2006. Checklist of Polish larger ascomycetes. W. Szafer Institute of Botany, Polish
De Vries B.W.L., Jansen E., Van Dobben H.F.
1995. Partial restoration of fungal and plant
species diversity by removal of litter and
humus layers in stands of Scots pine in the
Netherlands. Biodiversity and Conservation 4:
156–164.
Dighton J., Poskitt J.M., Howard D.M. 1986.
Changes in the occurrence of basidiomycete
fruit bodies during forest stand development:
with specific reference to mycorrhizal species.
Transactions of the British Mycological Society
87: 163–171.
Friedrich S. 1984. Mikoflora Puszczy Goleniowskiej. Acta Mycologica 20(2): 173–208.
Friedrich S. 1985. Macromycetes na tle zespołów
leśnych Puszczy Goleniowskiej. Acta Mycologica
21(1): 43–76.
Friedrich S. 1994. Charakterystyka socjologicznoekologiczna mikoflory zbiorowisk leśnych
Cedyńskiego Parku Krajobrazowego. Akademia
Rolnicza w Szczecinie, Rozprawy 161: 5–100 +
28 Tabel.
Gilbertson R.L., Ryvarden L. 1993. European
polypores. Vol. I. Oslo, Norway: Fungiflora.
Gilbertson R.L., Ryvarden L. 1994. European
polypores. Vol. II. Oslo, Norway: Fungiflora.
Gminder A., Krieglsteiner G.J., Winterhoff W.
2000. Die Großpilze Baden-Württembergs. Band
2: Ständerpilze: Leisten-, Keulen-, Korallen- und
Stoppelpilze, Bauchpilze, Röhrlings- und Täublingsartige. Ulmer, Stuttgart.
Hansen L., Knudsen. H. (Eds.) 1997. Nordic
Macromycetes. Vol. 3. Heterobasidioid. Aphyllophoroid and Gastromycetoid Basidiomycetes.
Nordsvamp. Copenhagen.
Hansen L., Knudsen H. (Eds.) 2000. Nordic
Macromycetes. Vol. 1. Ascomycetes. Nordsvamp.
Copenhagen.
Hintikka V. 1988. On the macromycete flora in
oligotrophic pine forests of different ages in
South Finland. Acta Botanica Fennica 136:
89–94.
Horak E., Hausknecht A., Moreau P.-A. 2005.
Röhrlinge und Blätterpilze in Europa. Spectrum
Academischer Verlag, Heidelberg.
Jaworska J., Łuszczyński J., Łuszczyńska B.,
Tomaszewska A. 2012. Macromycetes indicator species for xerothermic grassland of the
Chęciny district. Acta Agrobiologica 65(1):
63–70.
Jülich W. 1984. Die Nichtblätterpilze, Gallertpilze
und Bauchpilze (Aphyllophorales, Heterobasidiomycetes, Gastromycetes). In: H. Gams
(Ed.). Kleine Kryptogamenflora 2b/1. Basidiomyceten 1. VEB G. Fischer Verlag, Jena.
Jurkiewicz A., Turnau K., Mesjasz-Przybyło
wicz J., Przybyłowicz W., Godzik B.
2001. Heavy metal localisation in mycorrhizas of Epipactis atrorubens (Hoffm.) Besser
(Orchidaceae) from zinc mine tailings. Protoplasma 218: 117–124.
Kalamees K., Silver S. 1988. Fungal productivity
of pine heaths in North-West Estonia. Acta
Botanica Fennica 136: 95–98.
Kałucka I. 2008. Analiza ilościowa zbiorowisk
grzybów makroskopowych na podstawie obserwacji owocników, pp. 76–98. In: W. Mułenko
(Ed.). Mykologiczne badania terenowe Przewodnik Metodyczny. Wydawnictwo Uniwersytetu
Marii Curie-Skłodowskiej, Lublin.
Kałucka I. 2009. Macrofungi in the secondary succession on the abandoned farmland near the
Białowieża old-growth forest. Monographiae
Botanicae 99: 1–155.
Knudsen H., Vesterholt J. (Eds.) 2012. Funga
Nordica. Agaricoid, boletoid, clavarioid,
cyphelloid and gasteroid genera. Nordsvamp,
Copenhagen.
Kõljalg U., Dahlberg A., Taylor A.F.S., Larsson E., Hallenberg N., Larsson K.H.,
Stenlid J. 1998. Molecular identification of
tomentelloid and closely related mycorrhizal
fungi. In: Second International Conference on
Mycorrhizae ICOM II. Abstracts: 103.
Krieglsteiner G.J. 2000. Die Großpilze BadenWürttembergs. Band 1: Allgemeiner Teil. Ständerpilze: Gallert-, Rinden-, Stachel- und Porenpilze.
Ulmer, Stuttgart.
Krieglsteiner G.J., Gminder A. 2001. Die Großpilze Baden-Württembergs. Band 3: Ständerpilze.
Blätterpilze I. Ulmer, Stuttgart.
Blätterpilze II. Ulmer, Stuttgart.
Blätterpilze III. Ulmer, Stuttgart.
Krupa P. 2004. Ektomikoryzy i ich znaczenie dla
drzew rosnących na terenach zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Wyd. Uniwersytetu
Śląskiego, Katowice.
Kućmierz J., Wojewoda W. 1976. Sto lat badań
botanicznych w Dolinie Ojcowskiej. Wiadomości Botaniczne 22(2): 97–104.
247
Kujawa A. 2005. “Rejestr gatunków grzybów chronionych i zagrożonych” – nowa forma gromadzenia danych mikologicznych pochodzących
od amatorów. Podsumowanie roku 2005. Przegląd Przyrodniczy 16(3–4): 17–52.
Kujawa A. 2013. Grzyby makroskopijne Polski
w literaturze mikologicznej (aktualizacja:
październik 2013). In: M. Snowarski (Ed.).
Atlas grzybów Polski. http://www.grzyby.pl/
grzyby-makroskop ijne-Polski-w-literaturzemikologicznej.htm
Kujawa A., Gierczyk B. 2007. Rejestr gatunków
grzybów chronionych i zagrożonych. Część II.
Wykaz gatunków przyjętych do rejestru w roku
2006. Przegląd Przyrodniczy 18(3–4): 3–70.
grzybów chronionych i zagrożonych w Polsce.
Część. III. Wykaz gatunków przyjętych do
rejestru w roku 2007. Przegląd Przyrodniczy
21(1): 8–53.
Kujawa A., Gierczyk B. 2011a. Rejestr gatunków
Część IV. Wykaz gatunków przyjętych do
22(1): 17–83.
Kujawa A., Gierczyk B. 2011b. Rejestr gatunków
Część V. Wykaz gatunków przyjętych do
22(4): 16–68.
Część VI. Wykaz gatunków przyjętych do
23(2): 3–59.
Część VII. Wykaz gatunków przyjętych do
24(2): 3–42.
Kujawa A., Gierczyk B., Szczepkowski A., Kara
siński D., Wołkowycki M., Wójtowski M.
2012. Ocena obecnego stanu zagrożenia gatunków z rodzaju Geastrum w Polsce. Acta Botanica Silesiaca 8: 5–42.
248
Lagana A., Bellieu R., Faranda A., Focarino G., Gilli L., Mayoral A., Merlini C.,
Moroni M., Robich G., Vinay M. 2004.
Macrofungal biodiversity in pine woods of the
Mediterranean area. Documents Mycologiques
33(130): 47–60.
Ławrynowicz M., Szkodzik J. 1998. Macromycetes of the Kręgi Kamienne nature-archaeological reserve in the Bory Tucholskie (NW
Poland). Acta Mycologica 33(2): 327–340.
Lisiewska M. 1982. Owocowanie macromycetes
pod wpływem deszczowania na powierzchniach doświadczalnych w Borach Tucholskich.
Badania Fizjograficzne nad Polską Zachodnią
ser. B 33: 59–83.
Łuszczyński J. 2007. Diversity of Basidiomycetes in
various ecosystems of the Góry Świętokrzyskie
Mts. Monographiae Botanicae 97: 1–218.
Miettinen O., Niemelä T., Spirin W. 2006.
Northern Antrodiella species: the identity of
A. semisupina, and type studies of related taxa.
Mycotaxon 96: 211–239.
Mleczko P. 2004. Mycorrhizal and saprobic macrofungi of two zinc wastes in Southern Poland.
25–38.
Mleczko P., Kapusta P. 2010. Effect of substrate
type on macromycetes species composition in
pine forests in the vicinity of Olkusz (southern
Poland). In: W. Kurek, K. Marciszewska,
A. Szczepkowski (Eds.). Proceedings of the 55th
in vivo, in vitro et in silico”, Warsaw, Poland
September 6–12, 2010. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 79. Suppl. 1: 76.
Mleczko P., Kapusta P. 2011. Effect of substratum
type (sand vs. mining waste) on macromycete
communities in pine forests of a post-mining
area. In: 7th International Conference on Serpentine Ecology, Coimbra, Portugal, June 12–16,
2011. Abstract Book: 121.
Mleczko P., Kapusta P. 2012. Effect of substrate
type on ectomycorrhizal fungi populations in
pine forests in the vicinity of Olkusz (Southern
Poland). In: 7th International Symbiosis Society
Congress “The earth’s vast symbiosphere”, Kraków,
Poland, 22–28 July 2012: 219.
Molina R. 2008. Protecting rare, little known, oldgrowth forest-associated fungi in the Pacific
Northwest USA: a case study in fungal conservation. Mycological Research 112(6): 613–638.
Sammler P. 1988. Die Pilzflora sandiger Kiefernforste in der Beelitzer und Fresdorfer Heide.
Gleditschia 16: 223–240.
Sarnari M. 1998. Monografia illustrata del Genere
Russula in Europa. Tomo Primo. AMB, Centro
Studi Micologici, Trento.
Moser M. 1983. Keys to Agarics and Boleti (Polyporales, Boletales, Agariales, Russulales). Roger
Philips, London.
Schmid-Heckel H. 1988. Pilze im Schönramer
Filz. Berichte der Bayerischen Botanischen Gesselschaft 59: 97–116.
Noordeloos M.E., Antonin V. 2008. Contribution to a monograph of marasmioid and collybioid fungi in Europe. Czech Mycology 60(1):
21–27.
Schmid-Heckel H. 1989. Pilze im Schönramer
Filz. Berichte der Bayerischen Botanischen Gesselschaft 60: 85–106.
Orłowska E., Zubek Sz., Jurkiewicz A., SzarekŁukaszewska G., Turnau K. 2002. Influence
of restoration on arbuscular mycorrhiza of Biscutella laevigata L. (Brassicaceae) and Plantago
lanceolata L. (Plantaginaceae) from calamine
spoil mounds. Mycorrhiza 12: 153–160.
Parmasto E. 2001. Fungi as indicators of primeval
and old-growth forests deserving protection,
pp. 81–85. In: D. Moore, M.M. Nauta, S.E.
Evans, M. Rotheroe (Eds.) Fungal Conservation: Issues and Solutions. Cambridge University Press.
Pawłowska T.E., Błaszkowski J., Rühling Å.
1996. The mycorrhizal status of plants colonizing a calamine spoil mound in southern
Poland. Mycorrhiza 6(6): 499–505.
Redhead S.A. 2012. Nomenclatural novelties. Index
Fungorum 14 (http://www.indexfungorum.
org/Publications/Index%20Fungorum%20no.
14.pdf )
Renvall P. 1995. Community structure and
dynamics of wood-rotting Basidiomycetes on
decomposing conifer trunks in northern Finland. Karstenia 35: 1–51.
Richardson M.J. 1970. Studies of Russula emetica
and other agarics in a Scots pine plantation.
Transactions of the British Mycological Society
55: 217–229.
Rudnicka-Jezierska W. 1969. Grzyby wyższe
wydm śródlądowych Puszczy Kampinoskiej.
Monographiae Botanicae 29(2): 3–116.
Shaw P.J.A., Lankey K. 1994. Studies on the Scots
pine mycorrhizal fruitbody succession. Mycologist 8: 172–174.
Ślusarczyk T. 2014. Nowe stanowiska grzybów
z rodzaju zasłonak (Cortinarius) w Polsce. Przegląd Przyrodniczy (in press).
Szczepkowski A., Obidziński A. 2012. Obce
gatunki sromotnikowatych Phallaceae w lasach
Polski. Studia i Materiały CELP w Rogowie
14(33/4): 279–295.
Tarvainen O. 2009. Scots pine and its ectomycorrhizal symbionts under chronic low-level urban
pollution – responses and restoration. Acta
Universitatis Oulensis A 543: 1–73.
Termorshuizen A.J. 1991. Succession of mycorrhizal fungi in stands of Pinus sylvestris in the
Netherlands. Journal of Vegetation Science 2:
555–564.
Tomaszewska A., Łuszczyński J., Łuszczyńska B.,
Jaworska J. 2012. The contribution and importance of rare macrofungi in selected plots of
endangered xerothermic grasslands in the Nida
Basin. Acta Agrobotanica 65(2): 147–154.
Turnau K., Kottke I., Dexheimer J. 1996. Toxic
element filtering in Rhizopogon roseolus/Pinus
sylvestris mycorrhizas collected from calamine
damps. Mycological Research 100: 6–22.
Turnau K., Mleczko P., Blaudez D., Chalot M.,
Botton B. 2002. Heavy metal binding properties of Pinus sylvestris mycorrhizas from industrial wastes. Acta Societatis Botanicorum Poloniae
71(3): 253–261.
249
Turnau K., Przybyłowicz W.J., Mesjasz-Przybyłowicz J. 2001. Heavy metal distribution
in Suillus luteus mycorrhizas – as revealed by
micro-PIXE analysis. Nuclear Instruments and
Methods in Physics Research B 181: 649–658.
Väre H., Ohenoja E., Ohtonen R. 1996. Macrofungi of oligotrophic Scots pine forests in
northern Finland. Karstenia 36(1): 1–18.
Visser S. 1995. Ectomycorrhizal fungal succession
in jack pine stands following wildfire. New
Phytologist 129: 389–401.
Wojewoda W. 1973. Grzyby wielkoowocnikowe
(“macromycetes”)
Ziemi
Chrzanowskiej
i Jaworzna, część I. Studia Ośrodka Dokumentacji Fizjograficznej 2: 57–86.
Wojewoda W. 1975. Macromycetes Ojcowskiego
Parku Narodowego. II. Charakterystyka socjologiczno-ekologiczno-geograficzna. Acta Mycologica 11(2): 163–209.
Wojewoda W. 2003. Checklist of Polish larger
basidiomycetes. W. Szafer Institute of Botany,
Wojewoda W., Ławrynowicz M. 2006. Red
list of the macrofungi in Poland, pp. 53–70.
In: Z. Mirek, K. Zarzycki, W. Wojewoda, Z.
Szeląg (Eds.). Red list of plants and fungi in
Poland. 3 ed. W. Szafer Institute of Botany,
11
Grzyby makroskopijne lasów sosnowych na terenie
Piotr Mleczko, Monika Beszczyńska
Instytut Botaniki, Uniwersytet Jagielloński, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46; e-mail: [email protected]
Wstęp
Przeważające w krajobrazie okolic Bolesławia
i Olkusza rozległe wyrobiska i zwałowiska odpadów
(dziś częściowo zrekultywowane) oraz wszechobecna
infrastruktura kopalń i hut nie zachęcały do podejmowania badań mykologicznych na tym terenie.
Być może dlatego aktywność mykologów była tutaj
znacznie mniejsza niż w innych częściach Wyżyny
Śląsko-Krakowskiej (Kućmierz i Wojewoda 1976;
Wojewoda 1973).
Pierwsze badania mykologiczne w regionie
olkuskim dotyczyły mykoryz. W latach dziewięćdziesiątych badania ektomykoryz wybranych
gatunków grzybów oraz drzew iglastych na glebach galmanowych, a także wpływu metali ciężkich na ektomykoryzy przeprowadziła Turnau i in.
(1996, 2001, 2002). Mykoryzy arbuskularne roślin
na glebach galmanowych w tym rejonie badały
Pawłowska i in. (1996), Jurkiewicz i in. (2001)
i Orłowska i in. (2002). W tym terenie pracowali również naukowcy ze Śląska badając mykoryzy pod kątem ich relacji z metalami ciężkimi
(Krupa 2004). Pierwszą listę grzybów makroskopijnych z rejonu Bolesławia podał w swojej pracy
Mleczko (2004). Na obszarze dawnych wyrobisk
górniczych, o powierzchni około 300 m2, obejmującym zarówno teren zalesiony Pinus sylvestris, jak
i porośnięty roślinnością murawową, odnotował
on obecność owocników 38 gatunków grzybów,
w większości agarykoidalnych. Obszar, na którym
prowadzone były wówczas te obserwacje, sąsiaduje
z terenem, na którym znajdują się objęte niniejszymi badaniami powierzchnie 24 i 29.
Prace podjęte w ramach projektu norweskiego
MF EOG PL0265 „Roślinność gleb galmanowych
i jej znaczenie dla zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych” były
pierwszymi szczegółowymi badaniami mykobioty
lasów sosnowych na terenie Olkuskiego Okręgu
Rudnego (OOR).
Metodyka
Prace terenowe i laboratoryjne
Obserwacje owocników prowadzono na 21
stałych powierzchniach (400 m2) wyznaczonych
w lasach sosnowych, od wiosny do jesieni w ciągu
4 sezonów wegetacyjnych w latach 2008–2011.
Dane na temat lokalizacji powierzchni, charakterystyki drzewostanów oraz charakterystyki siedlisk
znajdują się w rozdziałach 6, 12 i 13 niniejszego
tomu (Kapusta i Godzik – Rozdział 6; Zielonka
i in. – Rozdział 12; Kapusta i in. – Rozdział 13).
Powierzchnie odwiedzano średnio raz w miesiącu.
Podczas prowadzenia obserwacji notowano: (1)
datę zbioru, (2) substrat, na którym wyrastały
owocniki, (4) liczbę owocników występujących na
danej powierzchni w dniu odwiedzin (obserwacje
251
ilościowe nie dotyczyły grzybów tzw. afylloforoidalnych, tworzących owocniki hubowate oraz
owocniki resupinatowe). Grzyby identyfikowano
w stanie świeżym lub wysuszonym. Korzystano
z dostępnych kluczy i monografii (m.in. Gilbertson i Ryvarden 1993, 1994; Hansen i Knudsen
1997; Gminder i in. 2000; Hansen i Knudsen
2000; Krieglsteiner 2000; Krieglsteiner i Gminder
2001, 2003, 2010; Bernicchia 2005; Horak
i in. 2005; Bernicchia i Gorjon 2010; Knudsen
i Vesterholt 2012 i innych), również pod katem
informacji ekologicznych. W celu obserwacji
cech mikroskopowych wykonywano preparaty
z fragmentów owocnika w wodzie, 3% roztworze
KOH (w przypadku eksykatów) oraz odczynniku
Melzera (obserwacja dekstrydoidalności i amyloidalności strzępek i zarodników). W niektórych
wypadkach, w celu zwiększenia kontrastowości
struktur, barwiono je amoniakalnym roztworem
czerwieni Kongo lub roztworem błękitu aniliny
w kwasie mlekowym (Moser 1983). Obserwacje
mikroskopowe wykonywano z wykorzystaniem
mikroskopu Nikon Eclipse 80i z kontrastem
Namarskiego (NIC). Pomiary cech metrycznych
dokonywane były z zastosowaniem programu do
analizy obrazu Lucia Measurement v. 4.82 (LIM
Laboratory Imaging, Czechy).
Średnią suchą masę owocników danego
gatunku określano ważąc wszystkie zebrane w czasie
badań, powietrznie suche owocniki i dzieląc uzyskany wynik przez liczbę ważonych okazów.
Nomenklaturę oraz synonimy grzybów agarykoidalnych, boletoidalnych, cyfelloidalnych i gasteroidalnych przyjęto za Knudsen i Vesterholt (2012),
za wyjątkiem: Atheniella adonis (za Redhead 2012),
Russula exalbicans (za Sarnari 1998), Gymnopus perforans (za Noordeloos i Antonín 2008). Nomenklaturę
oraz synonimy grzybów poliporoidalnych przyjęto za
Bernicchia (2005), za wyjątkiem Antrodiella pallescens
(za Miettinen i in. 2006), grzybów kortycjoidalnych
za Bernicchia i Gorjon (2010), pozostałych grzybów
podstawkowych za Hansen i Knudsen (1997),
grzybów workowych za Hansen i Knudsen (2000).
Informacje na temat częstości występowania
gatunków w Polsce oparto na danych zebranych
w listach grzybów makroskopijnych Polski (Wojewoda 2003; Chmiel 2006) oraz w internetowych
252
bazach (Kujawa 2005, 2013; Kujawa i Gierczyk
2007, 2010, 2011a, 2011b, 2012, 2013).
Zebrane okazy zostały złożone w zbiorach
mykologicznych Herbarium Instytutu Botaniki
Uniwersytetu Jagiellońskiego (KRA).
Analiza podobieństwa mykobiot
W celu porównania mykobiot powierzchni
objętych badaniami obliczone zostały wartości
współczynnika podobieństwa Sørensena (SI), stosowanego w ekologii grzybów (np. Kałucka 2008).
Podstawą dla obliczeń były dane na temat zróżnicowania taksonomicznego na poszczególnych
powierzchniach. Współczynnik ten nie uwzględnia
danych ilościowych, a tylko obecność lub brak
gatunku na powierzchni:
2j
SI =
a + b
gdzie: j – liczba gatunków wspólnych dla obu
powierzchni, a – liczba gatunków na powierzchni
A, b – liczba gatunków na powierzchni B.
Wyniki i dyskusja
Ogólna charakterystyka mykobioty
Na powierzchniach objętych badaniami
(łącznie ok. 8000 m2) zanotowano obecność owocników 206 gatunków i odmian grzybów (Tabela 1).
Na poszczególnych powierzchniach odnotowano
od 14 do 42 gatunków. Pod względem liczby taksonów, najliczniej reprezentowanymi rodzajami
były Cortinarius (19), Mycena (15), Inocybe (10),
Clitocybe, Gymnopus (po 7) oraz Amanita, Galerina, Russula i Tricholoma (po 6). Największe zróżnicowanie gatunkowe charakteryzowało rodziny
Tricholomataceae, Cortinariaceae, Mycenaceae,
Strophariaceae, Inocybaceae, Marasmiaceae i Russulaceae, wszystkie należące do rzędu Agaricales. Za
wyjątkiem Boletales, Russulales i Polyporales, pozostałe rzędy reprezentowało mniej niż 10 gatunków
(Ryc. 1).
Na tle wyników uzyskanych przez innych autorów
podczas badań wykonywanych w lasach sosnowych o zbliżonym wieku lub starszych, bogactwo
gatunkowe lasów sosnowych OOR wydaje się być
na średnim poziomie. Dla porównania, Kałucka
(2009) podaje 183 gatunki grzybów makroskopijnych ze spontanicznie odnawiających się, około
30-letnich lasów sosnowych na gruntach porolnych
(łączna powierzchnia, na której prowadzono obserwacje: 2000 m2), Lisiewska (1982) wymienia 109
gatunków z ponad 50-letnich lasów sosnowych
(pow. ok. 3000 m2), Friedrich (1994) odnotował
obecność 232 gatunków w suboceanicznym borze
świeżym (pow. 8000 m2), a Łuszczyński (2007) 142
i 78 gatunków kolejno: w suboceanicznym borze
świeżym oraz subkontynentalnym borze świeżym
(pow. w obydwu przypadkach 2000 m2). Z lasów
sosnowych strefy borealnej północnej Europy Hintikka (1988) podaje 72 gatunki grzybów ektomykoryzowych oraz saprobiontów naściółkowych
i nahumusowych (lasy w wieku 20–50 lat; pow. ok.
9000 m2; w lasach OOR odnotowano obecność 142
gatunków z tej grupy). Väre i in. (1996) wymieniają
207 gatunków grzybów makroskopijnych z różnych
grup substratowych i troficznych z oligotroficznych
lasów sosnowych w wieku 100–200 lat z terenu
północnej Finlandii (łączna pow. 8400 m2). Z kolei
Lagana i in. (2004) podają z około 20–60-letnich
lasów sosnowych (gatunki inne niż Pinus sylvestris)
z terenu Włoch 170 gatunków grzybów makroskopijnych (łączna pow. 9000 m2). Porównanie
wyników uzyskanych podczas niniejszych badań
do wyników prac innych autorów jest utrudnione
ze względu na duże różnice pomiędzy badaniami
zarówno w metodyce (różna liczba i wielkość stałych powierzchni obserwacyjnych, różny czas prowadzonych obserwacji), jak i w charakterze i wieku
zadrzewień, a także z powodu różnic w stopniu
zbadania grzybów wielkoowocnikowych z różnych grup (najczęściej najsłabiej zbadane są grzyby
afylloforoidalne).
Grupy bioekologiczne
Większość, bo blisko 60% spośród zanotowanych gatunków stanowiły grzyby saprobiontyczne,
w tym fakultatywne pasożyty nekrotroficzne drzew
(łącznie 112 gatunków), oraz grzyby briofilne
(5 gatunków) i związane z owocnikami grzybów
(2 gatunki) (Ryc. 2).
Ze względu na charakter drzewostanów i sposób
ich użytkowania, martwe drewno obecne było
na powierzchniach w niedużej ilości, najczęściej
jako gałęzie, rzadziej pniaki lub kłody o średnicy
najczęściej nie przekraczającej 20 cm. Rodzaj
i dostępność substratu ograniczała liczbę gatunków
zasiedlających martwe drewno, mimo to grupa
saprobiontów nadrewnowych była najbardziej zróżnicowana taksonomicznie i reprezentowana przez
58 gatunków należących do 40 rodzajów, 27 rodzin
i 12 rzędów (Ryc. 3). Gałęzie i gałązki rozkładane
były przez liczną grupę grzybów kortycjoidalnych (np. z rdzajów Botryobasidium, Ceraceomyces,
Coniophora, Peniophora, Trechispora, Xylodon)
oraz poliporoidalnych (np. Antrodia, Diplomitoporus, Oligoporus, Polyporus, Skeletocutis, Trametes),
a także grzyby agarykoidalne i pleurotoidalne
(np. z rodzajów Galerina, Gymnopilus, Hygrophoropsis, Panellus, Pholiota). Trzy gatunki Mycena, M.
abramsii, M. galericulata, M. leptocephala, a także
Galerina marginata, Gymnopilus penetrans oraz
Pholiota spumosa były najszerzej rozpowszechnione
na analizowanych powierzchniach. Na kłodach
i na pniakach spotykane były przede wszystkim
Tricholomopsis rutilans (drewno iglaste), Daedaleopsis confragosa (drewno liściaste), a także rzadziej
Heterobasidion annosum, Piptoporus betulinus oraz
gatunki z rozdajów Hypholoma, Lentinellus i Tapinella. Do saprobiontów często spotykanych na
powierzchniach należał również Trichaptum fuscoviolaceum, jeden z pierwszych kolonizatorów martwego drewna iglastego (Renvall 1995).
Grupa grzybów zasiedlających ściółkę i humus
była równie liczna pod względem liczby gatunków
(54), ale słabiej zróżnicowana taksonomicznie niż
grzyby zasiedlające drewno (24 rodzaje należące do
11 rodzin i 5 rzędów) (Ryc. 3). Reprezentowana
była przede wszystkim przez grzyby agarykoidalne
z takich rodzajów, jak np. Clitocybe, Cystoderma,
Entoloma, Galerina, Gymnopus, Hemimycena,
Infundibulicybe, Mycena, Strobilurus, Stropharia,
ale również grzyby gasteroidalne, np. Bovista,
Disciseda, Geastrum, Lycoperdon, i afylloforoidalne,
np. Auriscalpium i Ramaria. Najczęściej notowanymi na powierzchniach grzybami zasiedlającymi
ściółkę były takie gatunki, jak Gymnopus androsaceus, Gymnopus dryophilus, Cystoderma carcharias,
Hemimycena lactea, Mycena galopus, M. pura oraz
gatunki z rodzaju Stropharia. Spośród grzybów
nahumusowych najwyższą frekwencją charakteryzowały się gatunki z rodzajów Clitocybe (przede
wszystkim C. metachroa, C. marginella i C. diatreta),
253
Infundibulicybe, Lycoperdon i Mycena. Sosnowe
szyszki rozkładane były przez często notowane Auriscalpium vulgare, Baeospora myosura oraz gatunki
z rodzaju Strobilurus. Grupa grzybów związanych
z mchami (briofilnych) reprezentowana była przez
cztery gatunki z rodzaju Galerina oraz przez Rickenella fibula.
Różnorodność grzybów mykoryzowych była
mniejsza niż grzybów saprobiontycznych (Ryc. 2).
Grzyby te reprezentowane były przez 87 gatunków
z 27 rodzajów, należących do 25 rodzin i 12 rzędów.
Większość stanowiły grzyby tworzące owocniki
agarykoidalne z takich rodzajów, jak np. Amanita,
Cortinarius, Hebeloma, Inocybe, Laccaria, Lactarius,
Russula, Tricholoma, Xerocomus. Oprócz nich występowały również grzyby afylloforodalne z rodzajów
Amphinema, Coltricia, Thelephora i Tomentella,
podstawkowe grzyby gasteroidalne z rodzajów
Scleroderma i Rhizopogon, a także grzyby workowe
z rodzajów Helvella i Elaphomyces. Najczęściej notowanymi i najszerzej rozprzestrzenionymi gatunkami grzybów mykoryzowych na powierzchniach
objętych badaniami były często spotykane w lasach
sosnowych gatunki związane z drzewami iglastymi
(lub zarówno z drzewami iglastymi, jak i liściastymi): Amanita muscaria, A. pantherina, Chalciporus piperatus, Cortinarius casimiri, Hebeloma
mesophaeum, Inocybe sindonia, Laccaria laccata, Lactarius rufus, Paxillus involutus, Russula xerampelina,
Thelephora terrestris, Tricholoma scalpturatum, T. terreum, Xerocomus badius, Tomentella lilacinogrisea,
a także związane jedynie z sosną Chroogomphus
rutilus, Suillus bovinus i S. luteus. Obecność drzew
towarzyszących sośnie zaznaczyła się w mykobiocie
występowaniem gatunków, które tworzą symbiozę
z tymi drzewami. Do najczęściej notowanych należały związane z brzozą Leccinum scabrum, Lactarius
torminosus, Russula exalbicans. Na powierzchniach,
na których obecny był modrzew spotykane były
owocniki związanego z nim Suillus viscidus (a także
zanotowany poza powierzchniami Suillus cavipes).
Skład gatunkowy grzybów ektomykoryzowych
występujących w badanych lasach sosnowych na
terenie OOR jest typowy dla młodszych i średnich
stadiów sukcesyjnych. Świadczy o tym z jednej
strony duży udział i wysoka frekwencja grzybów
będących wczesnymi kolonizatorami drzew iglastych we wczesnych stadiach sukcesji leśnej, np.
254
Amanita muscaria, Hebeloma mesophaeum, Laccaria
laccata, Paxillus involutus, Suillus luteus, Thelephora
terrestris, Tricholoma scalpturatum, jak i występowanie grzybów, które pojawiają się w późniejszych
stadiach sukcesji leśnej, np. szereg gatunków Cortinarius, Inocybe, Scleroderma, Xerocomus, niektóre
gatunki Amanita, Lactarius, Tricholoma (Dighton
i in. 1986; Termorshuizen 1991; Shaw i Lankey
1994; Visser 1995; Kałucka 2009).
Wszystkie wspomniane wyżej grzyby należą do
typowych składników mykobioty lasów iglastych,
w tym sosnowych i mieszanych na terenie Polski
(np. Rudnicka-Jezierska 1969; Bujakiewicz 1975,
1986; Wojewoda 1975; Bujakiewicz i Lisiewska
1983; Friedrich 1984, 1985; Ławrynowicz i Szkodzik 1998) oraz oraz Europy Centralnej i Północnej
(np. Richardson 1970; Kalamees i Silver 1988;
Sammler 1988; Schmid-Heckel 1988, 1989; De
Vries i in. 1995).
Gatunki chronione, rzadkie, zagrożone
Zdecydowana większość odnotowanych gatunków, ponad 60%, to grzyby pospolite lub częste na
terenie Polski (Ryc. 4). Wynika to zarówno z faktu,
że lasy sosnowe są najczęściej spotykanymi zbiorowiskami leśnymi w naszym kraju, jak i z wieku
i charakteru lasów sosnowych objętych badaniami
– młodszy wiek drzewostanu i jego użytkowy charakter wykluczają obecność grzybów wymagających
starych drzewostanów o naturalnym charakterze,
które z racji wymagań oraz rzadkości zajmowanych
siedlisk nie są gatunkami częstymi (Parmasto 2001;
Molina 2008). Tym niemniej, w lasach sosnowych
w okolicach Olkusza stwierdzone zostały również
owocniki gatunków, które w Polsce notowane są
nieczęsto lub nawet rzadko.
Część odnotowanych gatunków rzadkich, znanych w Polsce z niewielu (kilku lub kilkunastu)
stanowisk, znajduje się na Czerwonej liście grzybów
wielkoowocnikowych w Polsce (Wojewoda i Ławrynowicz 2006). Do takich należą Antrodiella pallescens
(kategoria I – o nieokreślonym stopniu zagrożenia;
jako Antrodiella semisupina), Arrhenia acerosa (kategoria V – narażone), Bovista tomentosa (V), Ceraceomyces serpens (kategoria E – zagrożone), Cortinarius
croceus (kategoria R – rzadkie), Dacrymyces estonicus
(V), Disciseda candida (E), Helvella ephippium (R),
Tricholoma focale (E), a także Antrodia ramentacea
(E), saprobiont związany z drewnem Pinus sylvestris (Gilbertson i Ryvarden 1993), znany w Polsce
dotychczas jedynie z 3 stanowisk, w tym dwóch
historycznych i jednego współczesnego w Puszczy
Białowieskiej (Wojewoda 2003), chociaż najnowsze
obserwacje wskazują, że nie jest to gatunek aż
tak rzadki (Dariusz Karasiński, IB PAN, Kraków,
informacja ustna). Na „Czerwonej liście grzybów
wielkoowocnikowych w Polsce” znajduje się również 12 innych gatunków stwierdzonych na terenie
OOR, wiele z nich to jednak grzyby nierzadkie:
Cortinarius fulvescens (E), Gloeoporus taxicola (R)
i Gymnopus ocior (E) notowano na ponad 20 stanowiskach, a Atheniella adonis (R), Diplomitoporus
flavescens (R), Geastrum minimum (E), Helvella
lacunosa (R), Mycena viridimarginata (V), Phaeomarasmius erinaceus (R), Tricholoma scalpturatum
(V), Porphyrellus porphyrosporus (R) na ponad 30
stanowiskach w naszym kraju. Uwzględniając liczbę
stanowisk w Polsce, a także zajmowane siedliska,
Kujawa i in. (2012) proponują utrzymanie kategorii zagrożenia dla Geastrum minimum, jednak na
niskim poziomie (NT – nearly threatened, wg kategorii IUCN). Stwierdzony w OOR mądziak psi,
Mutinus caninus, mający w Polsce status gatunku
objętego ochroną prawną, w świetle danych z ostatnich lat na taki status nie zasługuje (Szczepkowski
i Obidziński 2012).
Do występujących w OOR, a rzadko notowanych w Polsce należą również gatunki, których brak
na Czerwonej liście. Takie grzyby, jak Cortinarius
pluvius, Entloma neglectum, Gymnopus hybridus,
Hemimycena pseudolactea, Russula cessans, Tomentella cinerascens i T. lilacinogrisea podawane były
dotychczas jedynie z pojedynczych stanowisk. Cortinarius comptulus i C. croceoconus zostały stwierdzone
w Polsce dopiero niedawno, na kilku stanowiskach
(Ślusarczyk 2014). Obecność w Polsce Inocybe
ochroalba została w niniejszej pracy potwierdzona
– gatunek też został po raz pierwszy podany przez
Bujakiewicz (2011) jako I. cf. ochroalba. Dalszych
26 gatunków notowanych było w naszym kraju na
kilku lub kilkunastu stanowiskach. W tej grupie
znajdują się grzyby o owocnikach kortycjoidalnych,
takie jak saprobiontyczne, nadrewnowe Botryobasidium conspersum, Xylodon brevisetus, Xylodon spathulatus, Kneiffiella subalutacea, Leptosporomyces
galzinii, Trechispora candidissima i ektomykoryzowy
Tomentella coerulea, a także gatunki o owocnikach
agarykoidalnych, przede wszystkim saprobiontyczne
Clitocybe diatreta, Galerina atkinsoniana, G. clavata,
Gymnopus impudicus, Hemimycena lactea, Infundibulicybe costata, i mykoryzowe Cortinarius casimiri,
Inocybe nitidiuscula, I. sindonia, I. whitei, Russula
exalbicans. Część z tych gatunków to najprawdopodobniej grzyby nierzadkie lub nawet częste
w Polsce, ale nie znajdywane ze względu na niepozorne owocniki lub pomijane w związku z trudnościami z ich identyfikacją. Dotyczy to zwłaszcza
grzybów o owocnikach kortycjoidalnych, na przykład gatunków z rodzajów Leptosporomyces, Trechispora i Xylodon, rozpowszechnionych w Europie
(Jülich 1984; Hansen i Knudsen 1997; Bernicchia
i Gorjon 2010).
Interesującym faktem jest odnalezienie gatunków, które nie były do tej pory notowane
w Polsce. Należą do nich Inocybe leiocephala – grzyb
ektomykoryzowy związany zarówno z drzewami
iglastymi, jak i liściastymi oraz Clitocybe marginella
– saprobiontyczny grzyb rosnący na ściółce liściastej i iglastej. Z Polski nie była podawana odmiana
Hemimycena lactea var. tetraspora. W czasie niniejszych badań znaleziono również gatunek z niepodawanego dotąd z Polski rodzaju Paullicorticium
(P. cf. allantosporum). Oprócz notowania w OOR
gatunek z tego rodzaju został odnaleziony również
w północnej Polsce (Dariusz Karasiński, IB PAN,
Kraków – informacja ustna). Po raz pierwszy
w naszym kraju stwierdzone zostały owocniki Tomentella radiosa, chociaż niektóre badania wskazują,
że jest to jedynie resupinatowa forma Thelephora
terrestris (Kõljalg i in. 1998).
Porównanie mykobioty lasów sosnowych na
powierzchniach piaszczystych i galmanowych
Powierzchnie, na których prowadzone były
obserwacje grzybów makroskopijnych znajdowały
się na dwóch różnych typach podłoży: piaszczystym oraz tzw. galmanowym, będącym materiałem
pozostawionym po wydobyciu rud galmanowych. Powierzchnie na dwóch kontrastujących
typach podłoża różniły się zarówno pod względem
wykształconych na nich zbiorowisk roślinnych, jak
i warunków edaficznych, a różnice te miały wpływ
na zbiorowiska grzybów. Podłoże galmanowe miało
charakter bardziej gliniasty (większa zawartość
255
frakcji pylastej), zawierało fragmenty skał dolomitowych, charakteryzowało się wyższym pH (bliskie
neutralnemu), a także wyższą zawartością węgla
organicznego, wapnia, magnezu oraz metali ciężkich, w porównaniu z glebami powierzchni piaszczystych (Kapusta i in. – Rozdział 13, niniejszy
tom). Z kolei podłożem powierzchni piaszczystych
była gleba o charakterze bielicowym, o kwaśnym
odczynie. Drzewostan rozwinięty na powierzchniach piaszczystych cechowało nieco wyższe
pokrycie drzew, które były większe i masywniejsze
aniżeli sosny na powierzchniach galmanowych (Zielonka i in. – Rozdział 12, niniejszy tom). Przynajmniej na części powierzchni piaszczystych grubość
ściółki, a także ilość martwego drewna, głównie
w postaci gałęzi i gałązek, była większa niż w przypadku powierzchni galmanowych.
Na powierzchniach galmanowych zanotowano
mniejszą ogólną liczbę gatunków grzybów aniżeli
na powierzchniach piaszczystych (Ryc. 5, 6), co
w głównej mierze wynika z mniejszej liczby tych
powierzchni.
Porporcje pomiędzy liczbą gatunków grzybów
saprobiontycznych i mykoryzowych były na obydwu
typach podłoży podobne (Ryc. 7). Różnice zaznaczały się w składzie gatunkowym. Szereg gatunków
wyraźnie preferowało powierzchnie piaszczyste
lub galmanowe. Grzyby te występowały przede
wszystkim lub głównie na powierzchniach określonego typu i często tam też wykształcały wyraźnie
więcej owocników.
Związek z określonym typem powierzchni
szczególnie dobrze widoczny był w przypadku
grzybów mykoryzowych (Tabela 1). Z wyraźnie
większą frekwencją na powierzchniach piaszczystych wystąpiły np. wszystkie odnotowane
gatunki Amanita, Chalciporus piperatus, większość
gatunków Cortinarius (w tym C. casimiri, C. croceononus), Inocybe sindonia, Laccaria laccata, Lactarius rufus, większość gatunków Russula, Suillus
bovinus, Thelephora palmata, Xerocomus badius
i X. ferrugineus. Na powierzchniach piaszczystych
wyraźnie więcej owocników tworzyły, odnotowane
również na powierzchniach galmanowych, Cortinarius casimiri, C. comptulus, Inocybe leiocephala,
Russula xerampelina, Scleroderma citrinum. Grzyby
te cechuje przywiązanie do podłoża o kwaśnym
odczynie (pH). Z kolei powierzchnie rozwinięte na
256
podłożu galmanowym wyraźnie preferowały takie
grzyby mykoryzowe, jak Chroogomphus rutilus,
Hebeloma sp. (sect. Denudata), Tricholoma scalpturatum, a także Hebeloma mesophaeum, Suillus
luteus, Thelephora terrestris, Tricholoma imbricatum, T. terreum – gatunki notowane również na
powierzchniach piaszczystych, jednak wykształcające wyraźnie więcej owocników na powierzchniach galmanowych. Na tych powierzchniach
wystąpiło i tutaj wykształciło więcej owocników
szereg grzybów związanych z brzozą, pomimo
tego, że drzewo to występowało również na niektórych powierzchniach piaszczysych. Były to
przede wszystkim Lactarius torminosus, L. pubescens, Russula exalbicans, Leccinum scabrum. Część
z wyżej wymienionych gatunków to grzyby tzw.
wczesnych stadiów sukcesji, związane często z siedliskami o słabo wykształconym profilu glebowym
i niewielkiej ilości ściółki. Do takich gatunków
należą np. Hebeloma mesophaeum, Thelephora terrestris i Suillus luteus. Niektóre z gatunków notowanych na powierzchniach galmanowych, np.
Chroogomphus rutilus, Russula exalbicans, T. terreum, T. scalpturatum, to grzyby o tendencjach
kalcyfilnych.
Występowanie poszczególnych gatunków
grzybów ektomykoryzowych w dużej mierze uzależnione było od warunków edaficznych występujących na powierzchniach. Analizy statystyczne,
które obejmowały zestaw czynników edaficznych
(skład podłoża, zawartość pierwiastków, materii
organicznej, pH) i cechy zbiorowisk leśnych (skład
gatunkowy, pokrycie itp.) oraz występowanie na
powierzchniach gatunków o frekwencji równej lub
większej niż 20% (występowanie na 4 lub więcej
powierzchni) wykazały, że na skład zbiorowisk
grzybów ektomykoryzowych na powierzchniach
objętych badaniami najwiekszy wpływ miały takie
czynniki jak zawartość azotu, wapnia i materii
organicznej w podłożu oraz jego odczyn (Mleczko
i Kapusta 2010, 2011, 2012).
Występowanie grzybów saprobiontycznych
na powierzchniach galmanowych i piaszczystych
uzależnione było przede wszystkim dostępnością substratu. Na obydwu typach powierzchni
występowało szereg gatunków z rodzaju Clitocybe
(np. C. marginella, C. metachroa, C. cf. candicans), Hemimycena, Strobilurus, Gymnopus (np.
G. dryophilus, G. adrosaceus), a także Auriscalpium
vulgare, Lycoperdon molle. Preferencje co do typu
powierzchni były w grupie saprobiontów naściółkowych i nahumusowych widoczne słabiej niż
w przypadku grzybów mykoryzowych, chociaż również się zaznaczyły. Do grzybów z tej grupy, które
występowały przede wszystkim na powierzchniach
galmanowych, należy Infundibulicybe costata, grzyb
preferujący gleby o wyższym pH, często wapienne,
a także Stropharia cyanea, gatunek częsty w siedliskach ruderalnych, antropogenicznych, o wyższym
pH podłoża. Na powierzchniach galmanowych
znacznie częściej tworzył owocniki Lycoperdon
molle, grzyb preferujący gleby zasobniejsze, raczej
alkaliczne. Tu znajdowało się również stanowisko
Geastrum minimum, gatunku kalcyfilnego, częstego również na murawach kserotermicznych
(Jaworska i in. 2012; Tomaszewska i in. 2012).
Z kolei na powierzchniach piaszczystych znacznie
częściej obserwowano owocniki Cystoderma carcharias, a także odnotowano obecność Disciseda
candida i Lycoperdon nigrescens – grzybów acydofilnych i Clitocybe diatreta – gatunku obojętnego
na odczyn podłoża, ale preferujcego podłoże piaszczyste. Grubsza warstwa humusu i ściółki iglastej
była prawdopodobnie przyczyną częstszego notowania na powierzchniach piaszczystych między
innymi szeregu grzybów z rodzaju Mycena (np.
M. galopus, M. epipterygia, M. leptocephala), Clitocybe diatreta, Ramaria abietina.
Wieksza dostępność martwego drewna, przede
wszystkim w postaci gałęzi i gałązek, rzadziej
pniaków, spowodowała, że powierzchnie piaszczyste charakteryzowała duża różnorodność gatunkowa saprobiontów nadrewnowych. Powierzchnie
galmanowe były pod tym względem znacznie
uboższe (Ryc. 8). Do najczęściej spotykanych na
powierzchniach piaszczystych grzybów z tej grupy
troficzno-substratowej należały Galerina marginata,
Gymnopilus penetrans, Mycena abramsii, M. galericulata, Pholiota spumosa, Tricholomopsis rutilans
oraz szereg grzybów tworzących kortycjoidalne
lub poliporoidalne owocniki z rodzajów Coniophora, Leptosporomyces, Oligoporus, Skeletocutis,
Trechispora, Xylodon i innych. Oligoporus leucomallelus i Trichaptum fuscoviolaceum występowały
na obydwu typach powierzchni z podobną częstością. Na powierzchniach piaszczystych zanotowano
również wiekszą różnorodność i liczebność grzybów
briofilnych.
Chociaż analizy statystyczne nie wykazały
istotnych różnic pomiędzy typami powierzchni
pod względem liczby oraz masy owocników
grzybów (por. Mleczko i Kapusta 2011, 2012),
to jednak można zauważyć pewną tendencję:
zarówno ogólna liczba, jak i masa owocników
wszystkich odnotowanych gatunków była większa
na powierzchniach galmanowych (Ryc. 3, 4).
Znacznie większa dostępność substratu i wyższa
różnorodność gatunkowa grzybów saprobiontycznych, zwłaszcza nadrewnowych, powodowała, że
na powierzchniach piaszczystych grzyby saprobiontyczne wykształcały większą liczbę i masę
owocników. W przypadku grzybów mykoryzowych różnorodność gatunkowa była również
większa na powierzchniach piaszczystych, jednak
to na powierzchniach galmanowych grzyby te tworzyły wyraźnie większą liczbę i masę owocników.
Szczególnie duża produkcja biomasy owocników
grzybów mykoryzowych na powierzchniach galmanowych, poza różnicami wynikającymi prawdopodobnie z biologii poszczególnych gatunków,
może również wynikać z faktu, że powierzchnie
galmanowe mają charakter młodszych zadrzewień
i mniejszą ilość zakumulowanej ściółki. Jak wykazały badania przeprowadzone w lasach sosnowych
w Holandii (Baar 1996; Baar i Ter Braak 1996;
Baar i Kuyper 1998), grubość ściółki iglastej jest
jednym z czynników ograniczających wytwarzanie
owocników przez szereg grzybów ektomykoryzowych, chociaż wpływ tego czynnika jest uzależniony od gatunku (Tarvainen 2009).
Powierzchnie galmanowe oraz powierzchnie
piaszczyste cechowało podobne bogactwo gatunkowe, którego miarą jest liczba zanotowanych gatunków (Tabela 1). Podobieństwo biot
grzybów wielkoowocnikowych na poszczególnych
powierzchniach, mierzone na podstawie współczynnika podobieństwa Sørensena (SI), nie było
natomiast duże – w zdecydowanej większości przypadków współczynnik ten nie przekraczał wartości
0,4 (Tabele 2, 3). Było to spowodowane faktem,
że frekwencja większości gatunków nie przekraczała
20% (4 powierzchnie). Wartości współczynnika
w obrębie grup powierzchni (powierzchnie piaszczyste vs. powierzchnie galmanowe) były generalnie
257
większe aniżeli pomiędzy grupami, co wskazuje na
generalnie podobne warunki edaficzne panujące
na powierzchniach należących do tej samej grupy
substratowej. Kilka powierzchni zajmowało jednak
w analizach pozycję pośrednią, co dotyczyło przede
wszystkim pewnych powierzchni piaszczystych (26,
28, 37 i 40), których mykobioty nawiązywały do
powierzchni galmanowych. Teren OOR podlega
ciągłym wpływom aktywności antropogenicznej,
w wyniku której w glebach niektórych powierzchni
wykształconych na podłożu piaszczystym znalazły się odpady po procesach przemysłowych lub
odpady komunalne, głównie w postaci zanieczyszczonej wody, ale również jako atmosferyczny opad
pyłu. Spowodowało to wzrost stężenia pewnych
pierwiastków w glebie (np. Ca, metali ciężkich)
oraz towarzyszący temu wzrost pH na niektórych
powierzchniach, co wpłynęło również na skład
gatunkowy grzybów na tych powierzchniach, jak
w przypadku piaszczystej powierzchni 28, gdzie
pH gleby wynosiło 6.7–7.0. Była to też jedna
z powierzchni, której mykobiota nawiązywała do
powierzchni galmanowych.
Wnioski
Lasy sosnowe na terenie Olkuskiego Okręgu
Rudnego (OOR), mimo występowania na terenach
silnie przekształconych przez działalność przemysłową, posiadają typową dla lasów iglastych, ale
stosunkowo różnorodną mykobiotę. Na uwagę
zasługuje fakt odnotowania szeregu gatunków rzadkich w skali kraju. Działalność górnicza na terenie
OOR doprowadziła do powstania siedlisk różniących się pod względem warunków edaficznych,
zwłaszcza tych na podłożu galmanowym, co miało
wyraźny wpływ na biotę grzybów makroskopijnych
w lasach sosnowych i doprowadziło do wzrostu
ogólnej różnorodności tej grupy organizmów.
Podziękowania
Składamy podziękowania panom: dr. Dariuszowi Karasińskiemu, dr. Błażejowi Gierczykowi
i Tomaszowi Ślusarczykowi za weryfikację identyfikacji okazów grzybów afylloforidalnych oraz
grzybów z rodzajów Cortinarius i Inocybe, a także
recenzentowi za cenne uwagi do manuskryptu.
12
Growth dynamics of Scots pine (Pinus sylvestris)
Tomasz Zielonka, Natalia Dubaj, Piotr Malcher
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: t.zielonka@
botany.pl
Introduction
The Olkusz region has been associated
with lead and zinc mining since the 12th century. Over time, ore extraction intensified
with the development of the steel industry.
Industrial production accelerated after World
War II, increasing its environmental impact.
The mining and processing complex known
as ZGH Bolesław in Bukowno became the
largest industrial plant in the area (Liszka and
Świć 2004; Danek 2008). Centuries of deposit
exploitation has left the area surrounding
Olkusz largely covered with pits and mining
waste heaps. The area has been subjected to
reclamation measures, mainly afforestation,
and has also undergone spontaneous succession. The air pollution associated with industry
became a major environmental concern of the
Olkusz region; the vegetation inhabiting areas
degraded by industry is exposed to additional
stress related to dustfall containing heavy metals
and sulfur compounds particularly harmful
to plants’ assimilation apparatus. Numerous
studies have shown the negative impact of
industrial air pollution on the annual radial
growth of trees. Reduction of that radial increment may therefore serve as an indicator of the
impact of pollution (Muzika et al. 2004; Aznar
et al. 2009).
This study investigated the dynamics
of change over recent decades in the annual
radial increments of Scots pine (Pinus sylvestris L.) growing in part of the Olkusz area, the
Olkusz Ore-bearing Region (OOR), and correlated those dynamics with the level of industrial emissions coming from ZGH Bolesław in
Bukowno.
Study area, materials and methods
Radial growth increments were analysed
in Scots pine (Pinus sylvestris L.) trees growing
on 21 forest research plots demarcated in the
Olkusz Ore-bearing Region (OOR) for project
EEA FM PL0265, “Vegetation of calamine
soils and its importance for biodiversity and
landscape conservation in post-mining areas”
(Fig. 1). Each plot covered 400 m2. Cores
were taken along two rays at 1.30 m height
259
ZGH Bolesław
Fig. 1. Location of study sites and ZGH Bolesław in the Olkusz Ore-bearing Region
Ryc. 1. Lokalizacja powierzchni badawczych oraz ZGH Bolesław na terenie Olkuskiego Okręgu Rudnego
from 10 trees having the largest diameter at
breast height, according to standard dendrochronological methods, using a Pressler increment borer (Schweingruber 1989). The cores
were dried and polished, scanned, and the
widths of annual increments were measured
using WinDendro software. The correctness of
dating was verified with COFECHA (Holmes
1983) and then the width of increments along
the rays was averaged for each of the trees.
Changes in increments were calculated as the
ratio of average increments of each decade to
the average increment of the previous decade
(Nowacki and Abrams 1996).
The cored trees were in age classes representing the dominant trees on a given plot, but
260
tree age varied between plots. The longest increment sequence (141 years) was obtained from
plot 42, and the youngest trees grew on plot
23: their age did not exceed 14 years (Fig. 2).
The average age of all studied pine trees was
47 years. Tree age exceeded 60 years on 7 plots
(Fig. 2A), and was less on the remaining plots
(Fig. 2B). The older pines on all the plots
showed a strong incremental depression which
started in the mid 1950s and lasted until
1980 (Fig. 3). The average increment in the
1960s and 1970s was 0.8 mm, significantly
less than in other decades (Fig. 3). Regardless
of the trees’ age, the radial increment rapidly
increased at the beginning of the 1980s on
all plots. A measure of this rapid increase of
radial growth is the percentage of increment
change (Fig. 4), which on most plots reached
maximum in 1980 or the following years. The
Fig. 2. Average growth of older (A) and younger (B) Scots pine (Pinus sylvestris) stands at study sites
Ryc. 2. Średnie przyrosty sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris) na poszczególnych powierzchniach badawczych dla drzewostanów starszych (A) i młodszych (B)
Fig. 3. Average growth (±SD) of Scots pine (Pinus sylvestris) trees over 60 years old, by decade
Ryc. 3. Średni przyrost sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris) dla dekad oraz odchylenie standardowe (dla drzew
w wieku powyżej 60 lat)
positive change in radial growth was greater in
older trees. Around 1980, those trees increased
their increments by between 73% and 321%,
depending on the plot (Fig. 4A). Among
younger trees the increase of average radial
growth ranged from 15% to 162% (Fig. 4B).
We compared these results with the available data on emissions from ZGH Bolesław,
the main source of industrial pollution in
the Olkusz Ore-bearing Region. Atmospheric
emission of harmful dusts and gases from technological processes was one of the company’s
biggest problems. Continuous data on annual
particulate emissions (metallurgical dust, coal
261
Fig. 4. Growth change (%) of Scots pine (Pinus sylvestris) trees over 60 years old (A) and younger (B)
Ryc. 4. Zmiana przyrostu sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris) dla drzew starszych niż 60 lat (A) i młodszych (B)
w procentach
dust, dust from fuel combustion) and on
their heavy metal content (Zn, Pb) are available since 1962 (Fig. 5). The pre-dedusting
and final dust removal devices placed in the
furnaces in the early 1950s were designed
according to 1930s air protection technology.
The first reliable measurements carried out
in 1956 showed annual particulate emissions
of 5500 tons. Regular improvement of the
dedusting installations gradually decreased
those emissions starting in the 1960s. Since
262
1981, ZGH Bolesław has been covered by
the Environmental Protection Act, which
imposes heavy penalties for exceeding emissions standards (Liszka and Świć 2004). The
depression of radial growth among pines in
the OOR covers the period of high industrial emissions in the 1960s and 1970s. We
found no significant correlation between the
intensity of the depression and the distance
of the tree stand from the source of pollution,
ZGH Bolesław, probably due to the small size
Fig. 5. Dust emissions from ZGH Bolesław and content of lead and zinc in dust. Dashed line indicates interpolation
between 1956 and 1962
Ryc. 5. Emisje pyłowe ZGH Bolesław oraz zawartość cynku i ołowiu w pyle. Linia przerywana oznacza interpolacje
pomiędzy rokiem 1956 i 1962
of the studied area. The impact of emissions
from more distant sources on the growth of
the studied trees cannot be excluded. The prevailing winds from the west can transmit contaminants from highly industrialised Silesia,
which is not far away. Our methodology for
this study cannot separate the effects of near
and long-range pollution on the trees, but the
proximity of ZGH Bolesław makes it the main
source of pollution.
Depression of radial growth was clearly
more evident in older trees. The growth increment of younger trees, which were in their
juvenile period in the 1960s and 1970s, was
not reduced as much. Regardless of age, the
trees we studied showed a rapid and simultaneous increase in the width of annual increments in the early 1980s, when emissions
dropped considerably.
Air pollution is not the only factor that can
decrease radial growth drastically. Soil dehydration and soil pollution can also have a significant impact on radial growth (Schweingruber
1996). The stress caused by dust and gas pollution can be exacerbated by the competition
that occurs in earlier stages of tree stand development (e.g. small polewood, high polewood).
Our results clearly indicate rapid and significant improvement of growth conditions for
all trees, coinciding with the reduction of air
pollution. This suggests that the depression of
radial growth had been a response to atmospheric pollution rather than to changes in soil
chemistry (Aznar et al. 2007).
References
Aznar J.C., Richer-Lafleche M., Begin C.,
Marion J. 2007. Mining and smelting activities produce anomalies in tree-growth patterns
(Murdochville, Quebec). Water, Air, and Soil
Pollution 186(1–4): 139–147.
Aznar J.C., Richer-Lafleche M., PaucarMuñoz H., Bordeleau M., Bégin Y. 2009.
Is tree growth reduction related to direct
foliar injuries or soil chemistry modifications?
Chemosphere 76: 1366–1371.
Danek M. 2008. Wpływ działalności przemysłowej
na szerokość przyrostów rocznych sosen (Pinus
sylvestris L.) w rejonie Olkusza. Sylwan 11:
56–62.
263
Holmes R.L. 1983. Computer assisted quality
control in tree-ring dating and measurement.
Tree-Ring Bulletin 43: 67–78.
Liszka J., Świć E. 2004. Zakłady Górniczo-Hutnicze “Bolesław”. Zakłady Górniczo-Hutnicze
“Bolesław” S.A.
Muzika R.M., Guyette R.P., Zielonka T., Liebhold A.M. 2004. The influence of O3, NO2
and SO2 on growth of Picea abies and Fagus
sylvatica in the Carpathian Mountains. Environmental Pollution 130(1): 65–71.
Schweingruber F.H. 1989. Tree rings basics and
applications of dendrochronology. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht.
Nowacki G.J., Abrams M.D. 1997. Radial-growth
averaging criteria for reconstructing disturbance histories from presettlement-origin oaks.
Ecological Monographs 67: 225–249.
Schweingruber F.H. 1996. Tree rings and environment. Dendroecology. Birmensdorf, Swiss Federal Institute for Forest, Snow, and Landscape
Research. Berne, Stuttgart, Vienna, Haupt.
12
Dynamika przyrostu sosny zwyczajnej
(Pinus sylvestris) w Olkuskim Okręgu Rudnym
Tomasz Zielonka1, Natalia Dubaj2, Piotr Malcher2
1
2
Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46
Wstęp
Region olkuski od XII wieku związany jest
z wydobyciem rud ołowiu i cynku. Z czasem
następowała tu intensyfikacja pozyskania rud,
a także rozwój przemysłu hutniczego. Produkcja
przemysłowa szczególnie dynamicznie zaczęła rozwijać się po II wojnie światowej. Jednocześnie
zwiększyła się istotnie presja na środowisko przyrodnicze. Największym zakładem przemysłowym
tego obszaru stał się kompleks wydobywczo-przetwórczy – Zakłady Górniczo Hutnicze Bolesław
w Bukownie (Liszka i Świć 2004; Danek 2008).
Obecnie obszar okolic Olkusza w dużym stopniu
pokryty jest wyrobiskami i zwałowiskami odpadów
pogórniczych będących efektem kilkusetletniej eksploatacji złóż. Teren ten poddawany był zabiegom
rekultywacyjnym, głównie zalesieniom, jak również
podlegał spontanicznej sukcesji. Zanieczyszczenia
powietrza związane z intensywną działalnością przemysłową stały się jednak poważnym problemem
dla środowiska przyrodniczego regionu olkuskiego.
Roślinność, która zasiedla zdegradowane przez
przemysł tereny i przyczynia się do odbudowy szaty
roślinnej narażona jest na dodatkowy stres związany
z atmosferyczną depozycją pyłów zawierających
metale ciężkie oraz szczególnie szkodliwe dla aparatu asymilacyjnego związki siarki. Liczne badania
potwierdziły negatywny wpływ przemysłowych
zanieczyszczeń powietrza na przyrosty roczne drzew.
Redukcja w przyroście radialnym u drzew może być
zatem wskaźnikiem presji ze strony zanieczyszczeń
(Muzika i in. 2004; Aznar i in. 2009).
Celem niniejszych badań było prześledzenie
dynamiki zmian przyrostów rocznych sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) występującej w części
regionu olkuskiego, tj. Olkuskim Okręgu Rudnym
(OOR) w okresie ostatnich dziesięcioleci oraz
porównanie jej z poziomem emisji przemysłowych
pochodzących z Zakładu Górniczo-Hutniczego
Bolesław w Bukownie.
Obszar badań, materiał i metodyka
Analizy przyrostowe zostały przeprowadzone
na drzewach (Pinus sylvestris L.) rosnących na 21
leśnych powierzchniach badawczych wyznaczonych w ramach projektu MF EOG PL0265 pt.
zachowania różnorodności biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych” w Olkuskim Okręgu
Rudnym (OOR) (Ryc. 1). Każda powierzchnia
miała wielkość 400 m2. Z 10 drzew o największej
pierśnicy pobrano za pomocą świdra przyrostowego Presslera, zgodnie ze standardową metodą
stosowaną w dendrochronologii, wywierty na wysokości 1,30 wzdłuż dwóch promieni (Schweingruber
1989). Wywierty po wysuszeniu i wyszlifowaniu
265
zeskanowano, a następnie szerokości przyrostów
rocznych pomierzono za pomocą programu WinDendro. Poprawność datowania została zweryfikowana za pomocą programu COFECHA (Holmes
1983), a następnie szerokości przyrostów wzdłuż
dwóch promieni zostały uśrednione dla każdego
z drzew. Zmiana przyrostu została obliczona na
podstawie stosunku średnich przyrostów z dziesięcioleci w stosunku do średniego przyrostu z 10
poprzedzających lat (Nowacki i Abrams 1997).
Wyniki i dyskusja
Drzewa, z których pobrano wywierty na każdej
powierzchni należały do zbliżonej klasy wiekowej,
reprezentującej warstwę drzew dominujących.
Jednak wiek drzew był zróżnicowany pomiędzy
powierzchniami. Najdłuższy ciąg przyrostowy, sięgający 141 lat, uzyskano na powierzchni nr 42,
natomiast najmłodsze drzewa rosły na powierzchni
nr 23. Ich wiek nie przekraczał 14 lat (Ryc. 2).
Średni, pierśnicowy wiek dla wszystkich badanych sosen wyniósł 47 lat. Na 7 powierzchniach
wiek drzew przekraczał 60 lat (Ryc. 2A). Drzewa
rosnące na pozostałych powierzchniach były
młodsze (Ryc. 2B). Starsze sosny na wszystkich
powierzchniach wykazały silną depresję przyrostową, zaczynającą się w połowie lat 50 XX wieku
i trwającą do roku 1980 (Fig. 3). Średni przyrost
w latach 60 i 70 wynosił 0,8 mm i był istotnie
niższy niż w pozostałych dekadach (Ryc. 3). Bez
względu na wiek drzew, na wszystkich powierzchniach zaobserwowano gwałtowne zwiększenie przyrostów rocznych przypadające na początek lat 80.
ubiegłego wieku. Miarą tego zjawiska jest procent
zmiany przyrostu (Ryc. 4), który dla większości
powierzchni osiągnął maksimum w roku 1980
lub w okresie kilku następnych lat. Oznacza to, że
w wyżej wymienionym okresie nastąpił gwałtowny
wzrost przyrostu radialnego sosen. Pozytywna
zmiana w przyrostach była silniejsza u drzew starszych. Około 1980 roku drzewa te, w zależności od
powierzchni, zwiększyły średni przyrost od 73 do
321% (Ryc. 4A). Wśród młodszych drzew zwiększenie średniego przyrostu było mniejsze i wahało
się od 15 do 162% (Ryc. 4B).
Wyniki analizy przyrostowej sosen porównano z dostępnymi danymi dotyczącymi emisji
266
zanieczyszczeń pochodzących z Zakładów Górniczo-Hutniczych Bolesław, które można uznać
za główne źródło zanieczyszczeń przemysłowych
w Olkuskim Okręgu Rudnym. Emisja szkodliwych
pyłów i gazów do atmosfery z procesów technologicznych była jednym z największych problemów
przedsiębiorstwa. Ciągłe dane dotyczące rocznych
emisji pyłów (łącznie: pył hutniczy, pył węglowy
oraz pył ze spalania paliw) i zawartości metali ciężkich (Zn i Pb) są dostępne od roku 1962 (Ryc. 5).
Urządzenia wstępnego odpylania oraz odpylania
końcowego w uruchomionych na początku lat 50.
ubiegłego wieku piecach przewałowych zaprojektowane były według stanu techniki ochrony powietrza
z lat 30. Pierwsze miarodajne pomiary przeprowadzone w roku 1956 wykazały roczną emisję pyłów
w wysokości 5500 ton. Stałe unowocześnianie instalacji odpylających spowodowało stopniowe ograniczanie emisji pyłów począwszy od początku lat 60.
XX wieku. Natomiast od roku 1981 ZGH Bolesław zaczęła obowiązywać ustawa o ochronie środowiska naturalnego nakładająca ogromne restrykcje
za przekroczenie norm emisji (Liszka i Świć 2004).
Depresje przyrostowe u sosen rosnących w OOR
przypadają na okres wysokich emisji przemysłowych w latach 60. i 70. ubiegłego wieku. Jednocześnie nie stwierdzono istotnej zależności pomiędzy
intensywnością depresji a odległością drzewostanu
od źródła zanieczyszczeń – ZGH Bolesław, prawdopodobnie z uwagi na małą powierzchnię badanego obszaru. Nie można jednoznacznie wykluczyć
wpływu emisji dalekiego zasięgu na przyrosty badanych drzew. Przeważające wiatry zachodnie mogą
transmitować zanieczyszczenia z silnie zindustrializowanego i niezbyt odległego Śląska. Przyjęta metodyka nie pozwala jednak na oddzielenie wpływu
zanieczyszczeń bliskiego i dalekiego zasięgu na kondycję drzew. Natomiast bezpośrednia bliskość ZGH
Bolesław wskazuje, że zakład ten należy traktować
jako główne źródło zanieczyszczeń.
U badanych drzew wyraźnie widać, że wspomniana depresja najsilniej uwidoczniła się u drzew
starszych, tj. 20–30-letnich. Przyrost najmłodszych sosen, których okres juwenilny przypadał na
lata 60. i 70. XX wieku nie wykazywał tak silnej
redukcji. Drzewa badanego obszaru, bez względu
na wiek, wykazały gwałtowne i zsynchronizowane
zwiększenie szerokości przyrostów rocznych na
początku lat 80. XX wieku, a więc wówczas, gdy
emisje pyłowe zostały znacznie ograniczone. Zanieczyszczenia powietrza nie są jedynym czynnikiem
mogącym wpływać na drastyczne ograniczenie przyrostu. Odwodnienie terenu, jak również zanieczyszczenie gleby, mogą również mieć istotny wpływ na
redukcję przyrostu drzew (Schweingruber 1996).
Stres związany z wpływem zanieczyszczeń pyłowych
i gazowych może być także potęgowany w fazach
rozwoju drzewostanu, cechujących się wzmożoną
konkurencją jak tyczkowina i drągowina. Wyniki
badań jednoznacznie wskazują na szybką i zdecydowaną poprawę warunków wzrostu wszystkich
drzew zbiegającą się z momentem redukcji zanieczyszczeń powietrza. Może to także oznaczać, że
drzewa reagowały redukcją przyrostu bardziej na
bezpośrednie zanieczyszczenia atmosferyczne niż
zmiany w chemizmie gleby (Aznar i in. 2007).
13
Physicochemical and biological properties of soils
in the prevailing types of plant communities in the
Olkusz mining region
Paweł Kapusta1, Grażyna Szarek-Łukaszewska1, Rolf D. Vogt 2
1 W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: p.kapusta@
2 University of Oslo, Department of Chemistry, Postbox 1033 Blindern, 0316 Oslo, e-mail: [email protected]
Introduction
Over the past decades, several soil studies have been conducted in the mining areas
of Olkusz, Bolesław and Bukowno, located
between Katowice and Kraków in southern
Poland (e.g. Gruszczyński et al. 1990; Ku
charski and Marchwińska 1990; Trafas et al.
1990; Verner et al. 1996; Krzaklewski et al.
2004; Pasieczna and Lis 2008; Cabala et al.
2009a). These assessments were mainly focused on the degree of heavy metal contamination. Such studies are important for several
reasons. Firstly, information regarding the sites
of ore extraction and disposal of mining waste
is incomplete. Documentation of the mining
activities generally lacks information regarding the locations of historical (i.e. more than
100 years old) ore exploitation and processing,
which left minor traces on the landscape. Secondly, particle-bound heavy metals in the flue
gas dust from metallurgy, as well as from wind
erosion of mining waste, can be transported
beyond the area of mining in quantities that
are difficult to estimate. Thirdly, a large part
of the population in the densely populated
Olkusz region is exposed to elevated levels of
heavy metals in the local environment. Despite
ready access to information documenting the
level of soil contamination and recommendations for its management, some of the land
is used for growing fruit and vegetables, such
as in small-scale backyard gardens. Moreover,
gathering of wild fruit, berries and mushrooms on the post-industrial wastelands is also
a common practice.
The oldest studies on the effects of industrial activity on soils of the Olkusz region date
to the 1970s and 1980s. That work presents
the level, range and spatial variability of heavy
metal concentrations, and an evaluation of
the environmental risk associated with the
contamination (Trafas et al. 1990). Generally,
research on heavy metal contamination in this
region has focused on cultivated soils, due to
the potential risk of human uptake through
269
production of crops. A large number of studies
provide a thorough overview of the contamination of topsoils, giving an idea of the magnitude
of the problem. Practically all agricultural land
in districts associated with the mining industry
(i.e. Olkusz, Bukowno, Sławków and Klucze –
according to the administrative division of the
time) have elevated levels of cadmium, lead and
zinc (Kucharski and Marchwińska 1990). This
contamination renders about 13,000 hectares
of agricultural land unsuited for growing traditional crops. The highest concentrations of
heavy metals were found in soils developed on
mining gangue in the vicinity of the Bolesław
Mining and Metallurgical Plant (ZGH
Bolesław), a major point source of heavy metal
pollutants in the region. This area is designated
as a buffer zone, within which settlement and
agricultural activities are prohibited. For the
less contaminated sites, sound recommendations on how to manage the soil are established
and disseminated to the public.
In the early 1990s the environmental
studies were relatively detailed though mainly
focused on the most impacted regions close to
the emission sources. With the awareness of
the effect of advective air transport of heavy
metals associated with dust from flue gas emissions and wind erosion of tailings ponds (e.g.
Krzaklewski and Pietrzykowski 2002; Krzaklewski et al. 2004) attention was shifted more
towards the remote forests and urban/industrial wastelands (e.g. Cabala and Teper 2007;
Cabala et al. 2008). Not only was the content of
heavy metals in the soils analysed, but also the
origin, migration routes and bioavailability of
heavy metals, and their interaction with other
soil properties (e.g. Cabala et al. 2009b, 2010).
This biogeochemical approach was also applied
in the research within the framework of EEA
FM project PL0265 in 2008–2011. The aim
of this interdisciplinary study was to provide
a complete description of edaphic conditions
270
prevailing in the thoroughly studied mining
area (including both areas degraded geomechanically and/or chemically).
The compiled data, presented in this
chapter, constitutes the basis for explaining
the variation of biodiversity and composition
in the unique plant communities formed spontaneously or planted in metalliferous habitats
(one of the main aims of the project; Kapusta
and Godzik – Chapter 6, this volume). The
EEA studies covered a large area and spanned
the dominant substrate types, land uses and
types of vegetation cover. Using this dataset as
a reference enabled us to review the data collected in the past and thereby compare sites
which have so far only been studied separately,
at different times and by different authors.
Moreover, the soils of this region were for the
first time analysed not only in terms of their
physicochemical properties but also in terms
of biological characteristics, such as microbial
activity and soil mesofauna, in conjunction
with the characteristics of plant communities
(species richness and composition).
Materials and methods
Land use in the study area is divided into
three main categories: (1) mining wasteland,
that is, areas transformed by opencast exploitation and processing of metal ores (generally
consisting of reclaimed mining areas and postflotation waste heaps, as well as excavations
filled with such waste), where the soils are
generally young and weakly developed regosols; (2) agricultural land abandoned due to
heavy-metal contamination, with brown soils;
and (3) afforested areas with podsols. The soil
study sites (N = 49) are distributed among
these land-use categories. The main plant communities in the mining wasteland are thermophilous grasslands (GW, N = 7) and grasslands
dominated by Molinia caerulea (MW, N = 6),
as well as some pine forests (FW, N = 6).
Growing on the abandoned agricultural soil
we find thermophilous grasslands dominated
by Festuca ovina (GS, N = 7) and more mesophilous grasslands (P, N = 8). The forested
areas are dominated by pine trees growing on
sandy soil (FS, N = 15) (Kapusta and Godzik
– Chapter 6, this volume).
Soil samples used to characterise the
studied habitats were selected from one of 9
plots (usually the central plot) established
within each of the study sites (Kapusta and
Godzik – Chapter 6, this volume). Soil samples from 2 or 3 genetic horizons were collected
using a metal shovel from 3 shallow (to 50 cm
depth) pits. The organic horizon (O) was disregarded as it occurred at only a few of the examined sites; in plots where it was present it was
gently removed before soil sampling. In most
cases the samples were collected only from the
topsoil horizon (usually A, Ap or AB) and the
subsoil horizons (usually AB or B). In addition, the eluvial horizon (E, AE) was sampled
in the few soil plots with podsols. Efforts were
made to collect soil from the whole genetic
horizon. Three soil samples from each horizon
were bulked into one sample (ca. 1 kg). This
reduced the variability resulting from heterogeneity of the soil environment, producing
a relatively representative sample for each plot.
Separate soil samples were collected for analysis
of soil mesofauna from all 9 plots at each of
the study sites. These samples were taken from
the upper layer of the soil to a depth of 13 cm
using a soil corer (3.5 cm in diameter). The soil
samples were transported to the laboratory in
polyethylene bags and stored at low temperature (ca. 5°C) until analysed.
Soil samples used for physicochemical
characterisation were first air-dried and sieved
through a 2 mm sieve. These samples were
analysed for the following parameters:, soil pH
and the concentrations of nutrients (carbon,
C; nitrogen, N; sulfur, S; phosphorus, P;
potassium, K), major cations (calcium, Ca;
magnesium, Mg), minor cations (iron, Fe;
manganese, Mn) and the main heavy metals
(cadmium, Cd; lead, Pb; zinc, Zn). The particle size distribution of the soil (percentage
fractions of sand, silt and clay) was determined using the method of sieving and sedimentation (ISO11277, 2009). Soil pH was
measured in aqueous suspension (ISO10390,
1994) using a Mettler Toledo MO 125 pHmeter. Content of total and organic C and
of total S was determined by dry combustion
technique (ISO10694, 1995) with a LECO
SC-144DRPC analyser. The concentrations
of total N were determined by the Kjeldahl
method (ISO11261, 1995) using a Kjeltec
2300. The total concentrations of P as well as
the concentrations of metal ions – exchangeable (K, Ca, Mg, Fe, Mn, Cd, Pb, Zn) and
water-soluble (Zn, Cd, Pb) fractions – were
determined by flame atomic absorption spectrometry (F-AAS) with a Varian 220 FS. Total
concentrations of metals in soil samples were
determined after digestion using concentrated
HClO4. Exchangeable and water-soluble fractions were analysed in solution obtained by
extraction of the soil with 1M BaCl2 solution
(ISO11260, 1994) and with deionised water,
respectively. Content of bioavailable P was
determined colorimetrically (Hach Lange
DR 3800) in solution obtained by extraction of soil with sodium bicarbonate (Olsen
et al. 1954).
The activities of soil mesofauna were analysed in random order. Animals were extracted
from the soil by the wet funnel method
(O’Connor 1955), heating the soil samples
with lamps to shorten the time of extraction
(to 5 h). The method was originally designed
to extract Enchytraeidae worms but can also
be used for rough assessment of the activity of
other groups of small, mobile soil invertebrates
271
such as nematodes (Nematoda) and tardigrades
(Tardigrada). Numbers of individuals were
counted using a binocular microscope. Data
obtained from the nine plots at each site were
averaged to obtain a representative value for
each study site.
Prior to statistical analysis the variables
were transformed using a logarithmic or exponential function and expressed on a 0–1 scale
in order to obtain normal or at least symmetric distributions and homogeneity of variance (Økland 2007). One-way ANOVA was
used to analyse the significance of differences
in the mean values of the variables from the
49 topsoil horizons between the six habitat
categories (GW, GS, FW, FS, MW, P). Twoway ANOVA with repeated measurements
was used to assess the significance of effects
of land-use type (mining wasteland, former
agricultural land, afforested area) and genetic
soil horizon (topsoil, subsequent layer), as well
as the effect of interaction between these two
factors. The analysis included only study sites
(N = 40) that were clearly classified into one of
the three land use categories, and where at least
2 soil horizons were analysed. Factor analysis
was performed for selected physical and chemical parameters of the topsoil (for which the
transformation had a positive effect) in order
to determine the structure of the inter-correlations between the parameters. For extraction
of principal components, the factor structure
was Varimax-rotated and the number of factors was determined according to Kaiser’s criterion (eigenvalue > 1). The identified factors
were used as explanatory variables in a multiple regression model explaining the variation
in biological parameters and plant communities (plant species richness and composition).
Plant species composition was represented
by variables obtained in detrended correspondence analysis (DCA), which identified
major environmental gradients determining
272
the distribution of plants (DCA axes 1 and 2).
The analysis included species that occurred
in at least 10% of the study sites. Statistical
analyses were performed using Statistica 9,
while CANOCO 4.5 was used for multivariate DCA analysis.
Most of the soil physicochemical parameters were characterised by high variability both
between and within habitat categories (coefficient of variation often exceeded 100%). The
parameters that varied the most were the total
concentrations of heavy metals, some nutrient
elements (e.g. N), major cations (Ca, Mg) and
exchangeable metals (Table 1). A large range
of soil characteristics was expected, as this had
been the goal of the sampling strategy, which
selected strongly contrasting habitats. Moreover, soil characteristics within a habitat category often differed markedly due to the strong
anthropogenic impacts; for example, soil material was derived from different types of mining
waste, the distance from the main sources of
dust pollution (smelters, tailing ponds) varied,
and different plantings of vegetation influenced the degree of soil development.
The chemical analyses confirmed findings from previous studies that the soils in
the studied region are extremely polluted. The
highest total concentrations of heavy metals
were recorded at sites established on mining
wasteland: 506 mg Cd kg–1 and 72,089 mg Zn
kg–1 found in a calamine grassland (GW), and
33,178 Pb mg kg–1 found in a meadow (MW)
(Table 1). In the least polluted forested sites on
sandy soil (FS) the heavy metal concentrations
were about two or three orders of magnitude
lower than the maximum values (2 mg Cd
kg–1, 93 mg Pb kg–1, 132 mg Zn kg–1). These
latter values are within or below the range of
concentrations considered under Directive
Table 1. Descriptive statistics for the physical, chemical and biological properties of topsoil, and plant species richness
at the 49 study sites
Tabela 1. Statystyki opisowe właściwości fizycznych, chemicznych i biologicznych górnej warstwy gleby oraz bogactwa
gatunkowego zbiorowisk roślinnych dla 49 powierzchni badawczych
Variable
Zmienna
Min.
Min.
Lower
quartile
Dolny
kwartyl
Median
Mediana
Mean (SD)
Średnia (SD)
Upper
quartile
Górny
kwartyl
Max.
Maks.
Sand / Piasek (%)
Silt / Pył (%)
Clay / Ił (%)
pH
CT (%)
CORG (%)
NT (%)
ST (%)
PT (mg kg−1)
POLS (mg kg−1)
KT (mg kg−1)
CaT (mg kg−1)
MgT (mg kg−1)
FeT (mg kg−1)
MnT (mg kg−1)
CdT (mg kg−1)
PbT (mg kg−1)
ZnT (mg kg−1)
KEX (mg kg−1)
CaEX (mg kg−1)
MgEX (mg kg−1)
CdEX (mg kg−1)
PbEX (mg kg−1)
ZnEX (mg kg−1)
CdW (mg kg−1)
PbW (mg kg−1)
ZnW (mg kg−1)
78
1
1
5.0
0.5
0.2
0.03
0.001
84
0.6
164
91
67
1326
22
2
93
132
2
17
3
0.1
0
7
0.003
0.013
0.6
89
3
3
6.4
1.1
0.7
0.08
0.014
236
3.1
365
1423
458
4032
168
10
328
1147
8
311
33
1.3
0
24
0.009
0.101
2.7
91
4
5
7.0
2.3
1.1
0.13
0.026
424
4.0
720
3534
1511
11210
867
25
843
2451
30
1198
145
3.7
0
54
0.016
0.185
3.6
91 (4)
4 (2)
5 (3)
6.8 (0.7)
3.4 (3.2)
1.9 (1.9)
0.20 (0.20)
0.086 (0.137)
428 (254)
6.2 (5.2)
763 (491)
10422 (13327)
4074 (5787)
16595 (16271)
842 (762)
76 (114)
3657 (7032)
9764 (15170)
55 (60)
1320 (1198)
210 (211)
8.5 (13.5)
4.2 (10.3)
124 (173)
0.025 (0.030)
0.246 (0.208)
4.2 (2.4)
94
5
6
7.2
5.0
1.8
0.19
0.106
556
7.5
1017
16600
4615
25751
1259
88
3669
12900
79
2078
316
6.4
2.6
115
0.029
0.305
4.9
98
9
19
8.2
15.2
7.9
0.86
0.694
1232
23.0
2373
52398
19356
60632
3625
506
33178
72089
270
4518
861
60.5
57.0
772
0.154
0.938
11.0
0
827
2009
5537 (8453)
5554
46678
45
123
167
184 (105)
222
556
0
1
5
12 (19)
11
86
2
6
11
11 (6)
16
25
Number of enchytraeids (ind. m−2)
Liczba wazonkowców (osob. m−2)
Number of nematodes (ind. sample−1)
Liczba nicieni (osob. próba −1)
Number of tardigrades (ind. sample−1)
Liczba niesporczaków (osob. próba −1)
Plant species richness (species plot−1)
Bogactwo gatunkowe roślin (gat. poletko−1)
Abbreviations: SD – standard deviation, T – total, ORG – organic, OLS – Olsen, EX – exchangeable, W – water-soluble,
ind. – individual
Objaśnienia skrótów: Odch. stand. – odchylenie standardowe; T – całkowity; ORG – organiczny; OLS – Olsena; EX –
wymienny; W – rozpuszczalny w wodzie; ind. – individual
273
86/278/EEC of the European Council to be
the maximum permissible concentrations:
1–3 mg kg–1 for Cd, 50–300 mg kg–1 for Pb
and 150–300 mg kg–1 for Zn (Anonymous
1986). The lower quartiles for heavy metal
concentrations at all sites are higher than these
limits (Table 1). This means that the levels of
heavy metals in the majority of samples exceed
the threshold values.
Verner et al. (1996) found similar levels
of heavy metals in a study of soils near the
Bolesław Mining and Metallurgical Plant
(ZGH Bolesław). Part of their samples were
collected from the same locations sampled in
the current study, including abandoned agricultural land. The median total concentrations in the 10 cm topsoil layer were found
by Verner et al. (1996) to be 14.8 mg Cd kg–1,
545 mg Pb kg–1 and 2175 mg Zn kg–1. Cabala
et al. (2009a) surveyed a slightly different area
in the vicinity of ZGH Bolesław, including
sites of ore extraction and mining waste disposal (equivalent to the GW, FW and/or
MW categories in this study), as well as sites
affected only by dust pollution (which may
resemble the FS category). The order of magnitude of their reported ranges of total concentrations of Cd, Pb and Zn (2–220 mg kg–1,
172–8262 mg kg–1 and 378–55,506 mg kg–1
respectively) does not differ from the levels
found in the present study (Table 1). An area
corresponding to the FS sites was studied by
Krzaklewski et al. (2004). That study was
aimed at assessing the impact of dust from
wind erosion of tailings ponds on the near
environment. Their results were also in accord
with those presented in this chapter. All the
above cited findings concerning the level of
soil contamination at various locations of
the mining area have also been verified by
recent environmental studies (Pasieczna and
Lis 2008; Fabijańczyk and Zawadzki 2012;
Zawadzki and Fabijańczyk 2013).
274
The mining waste (gangue) is a mixture of
mainly crushed dolomite and calcite (Cabala
and Teper 2007). Soils developed in this easily
weatherable material therefore contain ample
amounts of the nutrient K, as well as the major
cations Ca and Mg. In situ weathering of carbonate minerals gives the soils a relatively high
pH and a more favourable proportion of clay
as compared to fluvial-deposited sandy soils.
These soil characteristics favour the persistence
of heavy metals in their insoluble forms, unavailable to living organisms (Ernst 1996; van
Gestel 2008; Smolders et al. 2009). That is
why, despite being heavily loaded with heavy
metals, the soils developed on mining waste
material may offer relatively good conditions
for plants (Grodzińska et al. 2010; Szarek-Łukaszewska and Grodzińska 2011), soil microflora
(Stefanowicz – Chapter 14, this volume) and
mesofauna. This has been confirmed by other
authors, including those studying vegetation
in zinc- and lead-contaminated areas. These
studies used the Pb/Ca or Za/Ca ratio (indirectly informing about the availability of Pb
and Zn) as an indicator of soil toxicity, instead
of the total content of heavy metals (Brown
and Brinkmann 1992; Brown 1994). The soils
in the calamine grasslands (GW), pine forests
(FW) and meadow wastelands (MW) described
in this chapter had very high content of heavy
metals, though only a small fraction of this was
in water-soluble and exchangeable forms (Table
2). As a result, the relative bioavailability of
heavy metals (expressed as the ratio of mobile
to total forms) was lower in these highly contaminated sites than in the slightly contaminated and more acid forested sandy sites (FS).
Taking into account the low content of organic
matter and nutrient elements (Table 2), the
sandy sites of the mining area (especially GS)
are considered to be the least advantageous
habitat for living organisms. Studies of soil
biological activity and vegetation confirm that
Table 2. Average values of variables (from Table 1) for six land-use categories
Tabela 2. Średnie wartości zmiennych (z Tabeli 1) dla sześć kategorii siedliskowych
Variable / Zmienna
GW
(N = 7)
MW
(N = 6)
FW
(N = 6)
P
(N = 8)
GS
(N = 7)
FS
(N = 15)
Sand / Piasek
Silt / Pył
Clay / Ił
pH
CT
CORG*
NT
ST
PT
POLS*
KT
CaT
MgT
FeT
MnT*
CdT*
PbT*
ZnT
KEX
CaEX*
MgEX*
CdEX*
PbEX*
ZnEX
CdW
PbW
ZnW
89
5
6
7.5 a
8.1 a
4.0
0.38
0.220 a
719 a
4.9 a,b
1596 a
27411 a
9996 a
32755 a
1697 a
192 a
7012 a
24519 a
109 a
2769 a
424 a
25.1 a
2.1
256
0.044
0.232 a,b
4.8
92
3
5
6.9 a,b
5.8 a
3.0
0.30
0.090 a,b
478 a,b
3.5 a
760 b
10140 a,b
3746 a,b
25952 a
944 a,b
139 a,b
8250 a,b
19296 a
34 a,b
1355 a,b
277 a,b
9.8 a,b
6.0
155
0.043
0.234 a,b
4.5
90
3
7
7.4 a
5.2 a,b
2.7
0.22
0.124 a,b
391 a,b
5.5 a,b
865 b
22275 a,d
8733 a
28255 a
1080 a
149 a
3446 a,b
16653 a
62 a,b
1489 a,b
182 a,b
8.3 a,b
0
140
0.022
0.477 a
6.4
89
5
6
7.0 a
2.0 b,c
1.2
0.16
0.021 b
531 a
11.4 b
935 b
10406 c,b,d
4307 a,b
11922 a,b
1075 a
22 a,b
672 a,b
3063 a,b
105 a
1820 a
322 a
4.0 a,b
0
63
0.018
0.161 b
3.0
91
5
3
6.7 a,b
1.4 c
0.9
0.11
0.047 a,b
467 a,b
10.3 a,b
623 b
3125 c,b,e
1653 a,b
13305 a,b
792 a,b
47 a,b
6290 a,b
6561 a,b
42 a,b
1105 a,b
124 a,b
9.9 a,b
5.1
193
0.016
0.177 a,b
3.9
94
3
3
6.1 b
1.3 c
0.8
0.13
0.059 b
213 b
3.3 a
308 c
1278 e
583 b
4675 b
204 b
12 b
703 b
1378 b
14 b
394 b
76 b
2.1 b
7.8
45
0.018
0.241 a,b
3.7
3849 a,b
4451 a,b
4687 a,b
14550 a
928 b
4443 a,b
179 a,b
147 a,b
219 a,b
319 a
166 a,b
122 b
12 a,b
17 a,b
9 a,b
36 a
2b
4b
15 a
9 a,b
16 a
15 a
5b
8b
Number of enchytraeids
Liczba wazonkowców
Number of nematodes
Liczba nicieni
Number of tardigrades
Liczba niesporczaków
Plant species richness
Bogactwo gatunkowe roślin
Abbreviations as in Table 1; habitat category codes explained in text; nonparametric Kruskal-Wallis test was used for
asterisked variables due to violation of the assumptions of analysis of variance (normality, homogeneity); other variables (transformed) were analysed by one-way ANOVA; means bearing different letters within row differ significantly
(post-hoc test, p < 0.05)
Skróty stosowane w nazwach zmiennych objaśniono w Tabeli 1; kody kategorii siedliskowych objaśniono w tekście;
gwiazdka (*) przy nazwach zmiennych oznacza użycie testu nieparametrycznego (Kruskala-Wallisa) z uwagi na
niespełnione założenia analizy wariancji; pozostałe zmienne (transformowane) analizowano przy pomocy jednoczynnikowej analizy wariancji; istotne różnice (wykryte w teście post-hoc; p < 0.05) pomiędzy średnimi oznaczono literami;
wartości nieposiadające w wierszu wspólnej litery istotnie różnią się od siebie
275
this indeed is the case (Grodzińska et al. 2010;
Szarek-Łukaszewska and Grodzińska 2011;
Stefanowicz – Chapter 14, this volume). Wasteland sites (GW, MW, FW) have higher plant
biodiversity and relatively more abundant soil
invertebrate communities (enchytraeids, nematodes and tardigrades, Table 2). In this respect
they are outweighed only by the old fields (P),
with relatively weakly contaminated fertile
soils. By contrast, the sandy sites (GS and FS)
are characterised by low biological activity in
the soil and low biodiversity (in extreme cases
there is only one species – Festuca ovina – at
these sites).
The characteristics described so far
regarded only the upper mineral soil layer
(topsoil A or AB horizon). Study of the deeper
soil horizons allows an assessment of the genesis and nature of the heavy metals and soils
in the area of Olkusz. Soils on mining waste
(mainly GW and FW sites) are weakly developed regosols, as it is only a few tens of years
since the material was deposited at the site.
The topsoil is therefore poorly developed and
usually does not exceed 10 cm. Moreover, it
contains less heavy metals than the layer lying
below (Table 3). This implies that the main
source of contamination is the soil material
of mining waste. In the other land use types
the topsoil is much thicker and found to be
more enriched in heavy metals than the underlying soil horizon (Table 3). This is thus due
to accumulation of heavy metals in the topsoil, mainly from smelter emissions and from
deposition of contaminated dust from wind
erosion of tailings ponds and waste heaps. The
natural bedrock probably also contains relatively low amounts of heavy metals, not a significant source of contamination to the deeper
soil layers. The level of contamination of these
topsoils is therefore mainly determined by the
distance from the point sources. Vegetation
cover may also play an important role, as trees
276
limit advective transport of pollutants. Forests
(FS), mainly located at some distance from
the sources of heavy metal contamination, are
thus much less loaded with heavy metals than
the former arable fields (GS) near the smelter
(Table 2).
The habitats of grassland on abandoned
agricultural land (GS, P) differ substantially in
terms of the physical, chemical and biological
properties of the soil. This causes large differences in plant species richness (Table 2). The
classification as abandoned agricultural land is
based on archival data (maps) on soil types and
land uses in the 1970s around ZGH Bolesław.
According to these data, the GS and P sites
were arable fields with brown soils. The former
land use was confirmed by field observations of
a deep homogeneous plough layer (Ap), clearly
distinguishable from the lower B horizon.
These Ap horizons had the highest levels of
bioavailable and total phosphorous (Table 2),
which indicates fertilisation in the past.
Pine forest on sand (FS) was distinguished
as a separate habitat mainly due to its low
soil pH (Table 2). This pH would likely be
even lower had it not been for the effect of
large deposition of alkaline dust from the
smelter and wind erosion of tailings ponds
and waste heaps. Heavy metals deposited on
the soil adsorbed to the dust, came in contact
with acidic soil solution, and were mobilised
(becoming potentially more bioavailable). This
is clearly reflected in the elevated levels of
exchangeable Pb in the FS soils as compared
to the other habitat categories (Table 2). Also,
the concentration of Pb is higher in the subsoil
than in the topsoil, which may reflect efficient
transport of Pb (as well as Cd and Zn) down
through the soil podsol profile (Table 3).
Factor analysis reduced the 25 physicochemical properties of the soil (including
only variables with a normal distribution
after transformation) to 5 factors explaining
Table 3. Physical and chemical properties (means) for the two soil horizons
Tabela 3. Właściwości fizyczne i chemiczne (wartości średnie) dwóch poziomów glebowych
Variable
Zmienna
Sand / Piasek
Silt / Pył
Clay / Ił
pH
CT
CORG
NT
ST
PT
POLS
KT
CaT
MgT
FeT
MnT
CdT
PbT
ZnT
KEX
CaEX
MgEX
CdEX
PbEX
ZnEX
CdW
PbW
ZnW
Mining wasteland
Nieużytki górnicze
(N = 15)
Abandoned arable
field
Tereny porolne
(N = 12)
Afforested area
Tereny leśne
(N = 13)
I
II
I
II
I
II
91
3
6
7.2
6.6
3.6
0.33
0.173
540
5
1057
18290
6248
28293
1185
158
6790
20595
75
2124
351
18.4
5.1
235
0.039
0.33
5.8
89
5
6
7.7
4.2
0.8
0.11
0.026
605
4.3
1257
35564
8632
42004
1670
187
14058
28944
55
1892
327
7.4
2.1
77
0.026
0.171
3.4
90
5
5
7
1.8
1.1
0.15
0.03
530
10.6
852
8358
3631
13661
1111
33
3690
4624
90
1810
279
8
0.8
138
0.016
0.132
3.2
89
5
7
7.4
1.2
0.4
0.11
0.006
287
5.1
1195
18298
7115
16125
1067
24
535
4254
51
1388
244
4
0
94
0.01
0.042
1.4
94
3
3
5.9
1.2
0.8
0.14
0.063
192
2.5
295
1165
552
4466
190
11
613
1310
12
349
55
2
9
44
0.017
0.233
3.6
95
2
3
6.1
0.4
0.2
0.03
0.004
167
3.7
248
11612
2421
4088
271
13
203
2685
13
349
45
3.7
18.1
158
0.006
0.212
1.5
Ut
Pg
Ut × Pg
***
**
***
***
***
***
***
n.a.
***
***
***
***
***
***
n.a.
***
***
***
***
***
***
**
n.a.
**
***
***
***
***
***
***
n.a.
***
n.a.
***
***
*
n.a.
***
**
***
**
**
n.a.
**
n.a.
**
***
**
*
***
n.a.
***
**
-
Abbreviations as in Table 1; I – topsoil; II – subsoil; last three columns indicate the significance of the effects of
Ut (land use), Pg (soil horizon) and Ut × Pg (interaction of the factors) on the physicochemical properties of soil;
n.a. – effects unexamined due to violation of the assumptions of the analysis of variance (normality, homogeneity);
other variables (transformed) were analysed by two-way repeated-measures ANOVA; statistical significance: * p < 0.05,
** p < 0.01, *** p < 0.001
Skróty stosowane w nazwach zmiennych objaśniono w Tabeli 1; I – górny poziom glebowy; II – dolny poziom glebowy;
ostatnie 3 kolumny zawierają informację o istotności wpływu Ut (czynnika użytkowania terenu), Pg (czynnika poziomu
glebowego) oraz Ut × Pg (interakcji czynników) na właściwości fizyczne i chemiczne gleby; n.a. – efekty niebadane
z uwagi na niespełnione założenia analizy wariancji; pozostałe zmienne (transformowane) analizowano dwuczynnikową
analizą wariancji z powtarzanymi pomiarami (czynnik Pg); istotność statystyczna: * p < 0.05, ** p < 0.01, *** p < 0.001
277
nearly 80% of the total variation in the data
(Table 4). The first factor, accounting for 28%
of the variation, has strong loading by the total
content of the three main heavy metals (Cd,
Pb, Zn) and other elements associated with
ores (Fe, S) and gangue minerals (K, Ca, Mg,
C). This factor is thus interpreted as reflecting
the presence/content of mining waste in the
soil; pH is also positively correlated with this
factor. Factor 2, accounting for an additional
19% of the variation, has strong loading of
soil nutrients (total and organic C, N) as well
as exchangeable K, Ca and Mg. This factor
therefore represents content of nutrients (soil
fertility). Factor 3 (explaining 13% of variation) characterises soil texture and is associated with P content (total and available). The
last two factors, 4 (11% of variation) and 5
(9% of variation), reflect the variation in the
amount of water-soluble and exchangeable
pools of heavy metals.
The factors obtained in the factor analysis
are completely independent of each other
(there is no correlation between them). These
factors were therefore used in multiple regression (instead of the original variables) to determine the relationships between the explanatory
physicochemical properties of the soil and its
biological response parameters. In this analysis,
plant species composition is represented by
the first two axes of the DCA, as shown by
the DCA diagram in Figure 1. Results from
the multiple regression analysis are given in
Table 5. Factor 1 (representing the presence/
content of mining waste in the soil) strongly
governs plant species richness and composition. This positive loading contradicts the
general consensus that biodiversity decreases
with increasing level of anthropogenic pollution. The lack of an expected negative relationship between this factor and plant species
richness rather reflects that the total concentration of heavy metals is a poor indicator of
environmental toxicity (Smolders et al. 2009);
instead, the increased availability of other elements associated with the elevated levels of
heavy metals (Ca, Mg, K, C and S) is probably of greater importance for plants. There
indeed are adverse effects of Cd, Pb and Zn
on the ecosystem, but they appear only under
soil conditions which render the heavy metals
in a water-soluble or exchangeable form. This
is substantiated by the negative relationship
between factor 5, with a strong loading of
exchangeable heavy metal pools, and the abundance of enchytraeids and tardigrades, as well
Table 4. Results of factor analysis of the 25 variables describing the physicochemical properties of topsoil
Tabela 4. Wyniki analizy czynnikowej przeprowadzonej dla 25 zmiennych – właściwości fizycznych i chemicznych
górnej warstwy gleby
Factor
Czynnik
Explained variance
Wariancja
wyjaśniona
(%)
Variables with high (> 0.5) factor loadings (in parentheses)
Zmienne z wysokimi (> 0.5) ładunkami czynnikowymi (w nawiasach)
1
27.8
ZnT (0.859), FeT (0.840), CdT (0.834), CaT (0.808), MgT (0.805), pH (0.791), PbT
(0.778), KT (0.664), CT (0.607), ST (0.592)
2
18.9
MgEX (0.855), CaEX (0.816), KEX (0.804), NT (0.682), CORG (0.663), CT (0.531)
3
13.0
Sand / Piasek (−0.812), Silt / Pył (0.796), POLS (0.747), Clay / Ił (0.556), PT (0.536)
4
5
11.0
8.7
PbW (0.755), CdW (0.662), ZnW (0.641), CORG (0.588)
ZnEX (0.735), CdEX (0.621)
278
Table 5. Effect of physicochemical properties of topsoil (represented by factors given in Table 4) on the parameters of
plant and soil mesofauna communities
Tabela 5. Wpływ właściwości fizycznych i chemicznych górnej warstwy gleby (reprezentowanych przez czynniki; patrz:
Tabela 4) na parametry zespołów organizmów glebowych i zbiorowisk roślinnych
Variable
Zmienna
Number of enchytraeids
Liczba wazonkowców
Number of nematodes
Liczba nicieni
Number of tardigrades
Liczba niesporczaków
Bogactwo gatunkowe
roślin
DCA 1
DCA 2
R2
0.187*
Factor 1
Czynnik 1
− 0.075
Factor 2
Czynnik 2
0.166
Factor 3
Czynnik 3
− 0.013
Factor 4
Czynnik 4
− 0.036
0.224**
0.204
0.411**
0.305*
0.044
0.059
0.211
0.134
0.052
− 0.064
0.385***
0.388**
0.269*
0.169
0.066
0.393***
0.230**
− 0.365**
− 0.434**
− 0.341**
− 0.326*
− 0.407***
− 0.048
0.139
− 0.021
Factor 5
Czynnik 5
− 0.488***
− 0.003
− 0.296*
− 0.439***
0.149
0.116
Variables explained in Table 1 and in text; R2 – corrected coefficient of determination; statistical significance: * p < 0.05,
** p < 0.01, *** p < 0.001
Nazwy zmiennych objaśniono w Tabeli 1 i w tekście; R2 – poprawiony współczynnik determinacji; istotność statystyczna: * p < 0.05, ** p < 0.01, *** p < 0.001
as the number of plant species. This finding is
in accordance with extensive literature on the
effects of heavy metals on living organisms (e.g.
Bååth 1989; Didden and Römbke 2001; Dazy
et al. 2009). The lack of response of nematodes
to soil contamination also has its explanation.
Nematodes are a group of invertebrates with
different ecological strategies and functions in
the food web. The group also has a large range
of sensitivity to stress factors, including environmental pollution (Georgieva et al. 2002;
Pen-Mouratov et al. 2008). The high content
of heavy metals in the soil, likely to almost
eliminate some sensitive nematode species, can
thus promote other more tolerant species (e.g.
by reducing competition). This results in an
overall nonsignificant relationship between the
quantitative parameters of the nematode community and the level of contamination.
The effect of the soil environment on the
community structure of soil organisms and
plants is made clear by a comparison of the
polluted Olkusz region with similar unpolluted habitats. For example, the density of
enchytraeids, considered a good indicator
of soil quality (Römbke and Didden 2001),
ranges from 10,000 to 60,000 individuals per
square metre in coniferous forests in Poland
(Kapusta et al. 2003). The values obtained
from the slightly polluted forest sites (FS)
around Olkusz were approximately an order
of magnitude lower. This result is reliable, as it
is consistent with findings from other studies
(Tosza et al. 2010), indicating significant degradation of soils in the Olkusz region.
Conclusions
• The studied soils in the Olkusz mining
region cover a large range of physicochemical
properties, which differ significantly within
and between different land use categories and
habitats. This variability is attributable mainly
to strong anthropogenic impacts, with large
279
Figure 1. DCA diagram – ordination of the 49 study sites according to plant species composition. First and second
axes of DCA explain 16.8% and 7.9% of the variation of species composition of plant communities. Axes reflect
the environmental gradients that probably determine the occurrence of plant species: trophic conditions (DCA 1)
and humidity (DCA 2). The following species were used in the analysis: Achillea millefolium (Achi mil), Agrostis
gigantea (Agrs gig), Anthyllis vulneraria (Anty vul), Armeria maritima (Arme mar), Campanula rotundifolia (Camp rot),
Cardaminopsis arenosa (Carp are), Carex hirta (Carx hir), Convolvulus arvensis (Cono arv), Crepis biennis (Crep bie),
Daucus carota (Dauc car), Deschampsia flexuosa (Desc fle), Dianthus carthusianorum (Dian car), Euphrasia stricta (Eups
str), Festuca ovina (Fest ovi), Galium album (Galm alb), Gypsophila fastigiata (Gyps fas), Knautia arvensis (Knau arv),
Leontodon hispidus subsp. hastilis (Leon has), Leontodon hispidus subsp. hispidus (Leon his), Lotus corniculatus (Lotu cor),
Melandrium album (Meld alb), Molinia caerulea (Moli cae), Orthilia secunda (Orth sec), Pimpinella saxifraga (Pimp
sax), Pinus sylvestris (Pinu syl), Plantago lanceolata (Plan lan), Potentilla arenaria (Pote are), Potentilla erecta (Pote ere),
Ranunculus acris (Ranu acr), Rumex thyrsiflorus (Rume thy), Scabiosa ochroleuca (Scab och), Silene vulgaris (Sile vul),
Thymus pulegioides (Thys pul), Valeriana officinalis (Vale off) and Viola tricolor (Viol tri). For abbreviations of the habitat
types see p. 270, 271
Ryc. 1. Diagram DCA – porządkowanie 49 powierzchni badawczych ze względu na skład gatunkowy roślin. Pierwsza
i druga oś DCA wyjaśniają odpowiednio 16,8% i 7,9% zmienności składu gatunkowego zbiorowisk roślinnych. Osie
odzwierciedlają hipotetyczne gradienty ekologiczne decydujące o występowaniu gatunków roślin, prawdopodobnie:
warunki troficzne (DCA 1) i wilgotność (DCA 2). W analizie brały udział następujące gatunki: Achillea millefolium
(Achi mil), Agrostis gigantea (Agrs gig), Anthyllis vulneraria (Anty vul), Armeria maritima (Arme mar), Campanula
rotundifolia (Camp rot), Cardaminopsis arenosa (Carp are), Carex hirta (Carx hir), Convolvulus arvensis (Cono arv),
280
differences in mineral composition due to the
relatively random distribution of deposits of
gangue waste from ore mining and slag from
metal refineries, as well as the decrease of
atmospheric deposition of contaminated dust
with the distance from their sources. In addition there are large differences in the degree of
soil development.
• Soils in the Olkusz mining area are
extremely contaminated with heavy metals.
The highest content of Cd, Pb and Zn was
found in soils developed directly on waste
material from mining, and the least contaminated soils are acid sandy soils under forest.
• Besides the mining waste deposited in
the region, important sources of heavy metals
are flue emissions from smelters, as well as contaminated dust from wind erosion of tailings
ponds and mining waste heaps.
• Although the soils developed on mining
waste material are most polluted, they offer
much better habitat conditions for plants and
soil fauna than the least polluted acid sandy
soils under forest. This is due to the high bioavailability of some elements (e.g. K, Ca, Mg,
C) associated with heavy metal contamination
as well as the limited bioavailability of the
heavy metals in the most contaminated soils.
• The activity of soil mesofauna (abundance of enchytraeids and tardigrades) and
plant species richness are governed mainly by
the bioavailability of heavy metals rather than
by total heavy metal content.
• The density of enchytraeids, considered
a good indicator of soil quality, is an order of
magnitude lower in the Olkusz region than in
unpolluted regions of Poland.
References
Anonymous. 1986. Dyrektywa 86/278/EWG Rady
z dnia 12 czerwca 1986 r. w sprawie ochrony
środowiska, w szczególności gleby, w przypadku wykorzystywania osadów ściekowych
w rolnictwie. http://www.mos.gov.pl/g2/big/2
009_08/192153625f98cda0f4ef30f1a4bcbfaf.
pdf
Bååth E. 1989. Effects of heavy metals in soil on
microbial processes and populations (a review).
Water, Air, and Soil Pollution 47: 335–379.
Brown G. 1994. Soil factors affecting patchiness in
community composition of heavy metal-contaminated areas of Western Europe. Vegetatio
115: 77–90.
Brown G., Brinkmann K. 1992. Heavy metal tolerance in Festuca ovina L. from contaminated
sites in the Eifel Mountains, Germany. Plant
and Soil 143: 239–247.
Cabala J., Krupa P., Misz-Kennan M. 2009a.
Heavy metals in mycorrhizal rhizospheres
contaminated by Zn-Pb mining and smelting
around Olkusz in southern Poland. Water, Air,
and Soil Pollution 199: 139–149.
Cabala J., Pacholewska M., Dziurowicz M.
2009b. Influence of metalliferous minerals on
biotic components of topsoil in zinc-lead flotation tailings pond. Ecological Chemistry Engineering A 16: 723–728.
Cabala J., Rahmonov O., Jablonska M., Teper E.
2010. Soil algal colonization and its ecological
role in an environment polluted by past Zn-Pb
Crepis biennis (Crep bie), Daucus carota (Dauc car), Deschampsia flexuosa (Desc fle), Dianthus carthusianorum (Dian
car), Euphrasia stricta (Eups str), Festuca ovina (Fest ovi), Galium album (Galm alb), Gypsophila fastigiata (Gyps fas),
Knautia arvensis (Knau arv), Leontodon hispidus subsp. hastilis (Leon has), Leontodon hispidus subsp. hispidus (Leon his),
Lotus corniculatus (Lotu cor), Melandrium album (Meld alb), Molinia caerulea (Moli cae), Orthilia secunda (Orth sec),
Pimpinella saxifraga (Pimp sax), Pinus sylvestris (Pinu syl), Plantago lanceolata (Plan lan), Potentilla arenaria (Pote are),
Potentilla erecta (Pote ere), Ranunculus acris (Ranu acr), Rumex thyrsiflorus (Rume thy), Scabiosa ochroleuca (Scab och),
Silene vulgaris (Sile vul), Thymus pulegioides (Thys pul), Valeriana officinalis (Vale off) i Viola tricolor (Viol tri). Oznaczenia
typów powierzchni, jak na str. 286
281
mining and smelting activity. Water, Air, and
Soil Pollution 215(1–4): 339–348.
Zeszyty Naukowe AGH 1368. Sozologia i Sozotechechnika 32: 113–122.
Cabala J., Teper L. 2007. Metalliferous constituents of rhizosphere soils contaminated by
Zn-Pb mining in southern Poland. Water, Air,
and Soil Pollution 178: 351–362.
ISO10390. 1994. Soil quality – Determination of
pH. International standard.
Cabala J., Zogala B., Dubiel R. 2008. Geochemical and geophysical study of historical Zn-Pb
ore processing waste dump areas (southern
Poland). Polish Journal of Environmental Studies
17: 693–700.
Dazy M., Béraud E., Cotelle S., Grévilliot F.,
Férard J.-F., Masfaraud J.-F. 2009. Changes
in plant communities along soil pollution gradients: Responses of leaf antioxidant enzyme
activities and phytochelatin contents. Chemosphere 77: 376–383.
Didden W., Römbke J. 2001. Enchytraeids as
indicator organisms for chemical stress in terrestrial ecosystems. Ecotoxicology Environmtal
Safety 50: 25–43.
Ernst W.H.O. 1996. Bioavailability of heavy
metals and decontamination of soils by plants.
Applied Geochemistry 11: 163–167.
Fabijańczyk P., Zawadzki J. 2012. Impact of shallowly deposited ore-bearing dolomites on local
soil pollution aureoles of As, Cd, Pb, and Zn
in an old mining area. Journal of Soils Sediments
12: 1389–1395.
Georgieva S.S., McGrath S.P., Hooper D.J.,
Chambers B.S. 2002. Nematode communities under stress: the long-term effects of heavy
metals in soil treated with sewage sludge.
Applied Soil Ecology 20: 27–42.
Grodzińska K., Szarek-Łukaszewska G., Godzik B. 2010. Pine forests of Zn-Pb post-mining areas of southern Poland. Polish Botanical
Journal 55(1): 229–237.
Van Gestel C.A.M. 2008. Physico-chemical and
biological parameters determine metal bioavailability in soils. Science of the Total Environment 406: 385–395.
Gruszczyński S., Trafas M., Żuławski C. 1990.
Charakterystyka gleb w rejonie Olkusza.
282
ISO11260. 1994. Soil quality – Determination
of effective cation exchange capacity and base
saturation level using barium chloride solution.
organic and total carbon after dry combustion
(elementary analysis). International standard.
ISO11261. 1995. Soil quality – Soil quality –
Determination of total nitrogen – Modified
Kjeldahl method. International standard.
particle size distribution in mineral soil material – Method by sieving and sedimentation.
International standard.
Kapusta P., Sobczyk Ł., Rożen A., Weiner, J.
2003. Species diversity and spatial distribution
of enchytraeid communities in forest soils:
effects of habitat characteristics and heavy
metal contamination. Applied Soil Ecology 23:
187–198.
Krzaklewski W., Barszcz J., Małek S., Kozioł K., Pietrzykowski M. 2004. Contamination of forest soils in the vicinity of the
sedimentation pond after zinc and lead ore
flotation (in the region of Olkusz, southern
Poland). Water, Air, and Soil Pollution 159:
151–164.
Krzaklewski W., Pietrzykowski M. 2002.
Selected physico-chemical properties of zinc
and lead ore tailings and their biological stabilisation. Water, Air, and Soil Pollution 141:
125–141.
Kucharski R., Marchwińska E. 1990. Problemy
zagrożenia terenów rolnych metalami ciężkimi
w rejonie Olkusza. Zeszyty Naukowe AGH
1368. Sozologia i Sozotechnika 32: 123–141.
Ekologiczne metody oceny skutków zanieczyszczenia gleb. Agencja Wydawniczo-Poligraficzna
“ART-TEKST”, Kraków.
O’Connor F.B. 1955. Extraction of enchytraeid
worms from a coniferous forest soil. Nature
175: 815–816.
Økland R. 2007. Wise use of statistical tools in
ecological field studies. Folia Geobotanica 42:
123–140.
Olsen S.R., Cole C.V., Watanabe F.S., Dean
L.A. 1954. Estimation of available phosphorus
in soils by extraction with sodium bicarbonate.
United States Department of Agriculture, Circular 939: 1–19.
Pasieczna A., Lis J. 2008. Environmental geochemical mapping of the Olkusz 1:25 000 scale
map sheet, Silesia-Cracow region, southern
Poland. Geochemistry: Exploration, Environment, Analysis 8: 323–333
Pen-Mouratov S., Shukurov N., Steinberger Y.
2008. Influence of industrial heavy metal pollution on soil free-living nematode population.
Smolders E., Oorts K., van Sprang P., Schoeters I., Janssen C.R., McGrath S.P.,
McLaughlin M.J. 2009. Toxicity of trace
metals in soil as affected by soil type and aging
after contamination: using calibrated bioavailability models to set ecological soil standards. Environmental Toxicology Chemistry 28:
1633–1642.
(Olkusz Ore-bearing Region, s Poland). Polish
Tosza E., Dumnicka E., Niklińska M., Rożen A.
2010. Enchytraeid and earthworm communities along a pollution gradient near Olkusz
(southern Poland). European Journal of Soil
Biology 46: 218–224.
Trafas M., Gruszczyński S., Gruszczyńska J.,
Zawodny Z. 1990. Zmiany własności gleb wywołane wpływami przemysłu w rejonie olkuskim. Zeszyty Naukowe AGH 1368. Sozologia
i Sozotechnika 32: 144–162.
Verner J.F., Ramsey M.H., Helios Rybicka E.,
Jędrzejczyk B. 1996. Heavy metal contamination of soils around a Pb-Zn smelter in
Bukowno, Poland. Applied Geochemistry 11:
11–16.
Zawadzki J., Fabijańczyk P. 2013. Geostatistical
evaluation of lead and zinc concentration in
soils of an old mining area with complex land
management. International Journal of Environmental Science of Technology 10: 729–742.
13
Charakterystyka wybranych właściwości
fizykochemicznych i biologicznych gleb
w dominujących typach zbiorowisk roślinnych
– rejon olkuski
Paweł Kapusta1, Grażyna Szarek-Łukaszewska1, Rolf D. Vogt 2
1 Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: p.kapusta@
2 University of Oslo, Department of Chemistry, 0316 Oslo, Postbox 1033 Blindern, e-mail: [email protected]
Wstęp
W ostatnim półwieczu na terenach górniczych
Olkusza, Bolesławia i Bukowna, znajdujących się
między Katowicami a Krakowem w południowej
Polsce, wykonano wiele ekspertyz gleboznawczych
(np. Gruszczyński i in. 1990; Kucharski i Marchwińska 1990; Trafas i in. 1990; Verner i in.
1996; Krzaklewski i in. 2004; Niklińska i in. 2005;
Pasieczna i Lis 2008; Cabala i in. 2009a). Niemal
zawsze ich priorytetem była ocena stopnia skażenia
podłoża metalami ciężkimi. Badania te były (i nadal
są) ważne z kilku powodów. Po pierwsze, wiedza
na temat lokalizacji miejsc wydobycia rudy i składowania materiałów odpadowych jest niepełna.
Dokumentacja sięga zaledwie kilkudziesięciu lat
wstecz i często nie obejmuje stanowisk historycznej
eksploatacji i przeróbki kruszców (o wieku przekraczającym 100 lat), po których pozostało niewiele
śladów w krajobrazie. Po drugie, metale ciężkie
mogą być przenoszone na duże odległości, poza
teren działalności górniczej, i dostawać się do gleb
wraz z pyłem pochodzącym z produkcji hutniczej
i erozji eolicznej odpadów górniczych w ilościach
trudnych do oszacowania. Po trzecie, okolice
Olkusza cechują się dużym zagęszczeniem ludności,
w związku z czym spora część populacji jest narażona na skutki oddziaływania metali ciężkich zakumulowanych w środowisku. Jest to problem realny,
ponieważ, pomimo łatwego dostępu do informacji
o poziomie skażenia gleby i zaleceń odnośnie do
sposobu jej zagospodarowania, niektóre grunty,
np. w obrębie przydomowych ogródków, wciąż
wykorzystuje się pod uprawę owoców i warzyw.
Powszechne jest też zbieranie runa leśnego na nieużytkach poprzemysłowych.
Najstarsze i obecnie trudnodostępne opracowania dotyczące wpływu działalności przemysłowej na gleby rejonu olkuskiego pochodzą
z lat siedemdziesiątych i osiemdziesiątych ubiegłego wieku (Trafas i in. 1990; por. znajdujący się
tam wykaz literatury). Ich zakres obejmuje rozpoznanie wielkości, zasięgu i zmienności przestrzennej
skażenia oraz ocenę związanego z nim ryzyka środowiskowego. Początkowo interesowano się przede
wszystkim glebami uprawnymi z uwagi na ich duży
udział powierzchniowy, a także możliwość bezpośredniego oddziaływania na zdrowie ludzi poprzez
285
produkcję roślin jadalnych. Badania prowadzone
niezależnie przez różne służby i ośrodki naukowe
dostarczyły wiarygodnych danych na temat skażenia
i dały wyobrażenie o skali problemu. Grunty rolne
gmin związanych z przemysłem górniczym (Olkusz,
Bukowno, Sławków i Klucze – według ówczesnego
podziału administracyjnego), zajmujące blisko
13 000 ha, prawie w całości charakteryzowały się
wysokim, ponadnormatywnym nagromadzeniem
kadmu, ołowiu i cynku (Kucharski i Marchwińska
1990), wykluczającym dotychczasowy sposób
użytkowania. Największe stężenia metali ciężkich w glebie odnotowano w pobliżu Kombinatu
Górniczo-Hutniczego Bolesław (obecnie Zakłady
Górniczo-Hutnicze Bolesław w Bukownie), który
jest głównym w regionie emitorem zanieczyszczeń
gazowo-pyłowych. Dla tego terenu ustanowiono
strefę ochronną z zakazem osiedlania się i prowadzenia działalności rolniczej w jej obrębie, natomiast dla terenów mniej skażonych opracowano
projekt ich zagospodarowania.
Z początkiem lat dziewięćdziesiątych badania
zaczęły koncentrować się na obszarach najsilniej
przekształconych i stały się bardziej szczegółowe.
Między innymi podejmowano problem erozji
eolicznej stawów osadowych odpadów poflotacyjnych i związanej z tym emisji pyłu bogatego w metale ciężkie, który stanowi dodatkowy
czynnik degradacji gleb w rejonie olkuskim (np.
Krzaklewski i Pietrzykowski 2002; Krzaklewski
i in. 2004). Uwagę kierowano także na tereny
w przeszłości niebadane lub badane rzadko, w tym
na tereny leśne i zurbanizowane oraz na nieużytki
przemysłowe (np. Cabala i Teper 2007; Cabala
i in. 2008). Analizowano już nie tylko zawartość
metali ciężkich w podłożu, ale także ich pochodzenie, drogi migracji, biodostępność i powiązania z innymi składnikami gleby (np. Cabala i in.
2009b, 2010). W ten nurt wpisują się badania prowadzone w latach 2008–2011 w ramach projektu
MF EOG PL0265 pt. „Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie dla zachowania różnorodności
biotycznej i krajobrazowej terenów pogórniczych”.
Ich celem była pełna charakterystyka warunków
edaficznych panujących w szeroko rozumianym
terenie górniczym (obejmującym obszar zdegradowany geomechanicznie i/lub chemicznie). Zgromadzone dane, prezentowane w niniejszym rozdziale,
286
stały się podstawą w wyjaśnianiu zmienności składu
i bogactwa gatunkowego unikatowych zbiorowisk
roślinnych formujących się spontanicznie bądź
z udziałem człowieka na siedliskach metalonośnych (jeden z głównych celów projektu; Kapusta
i Godzik – Rozdział 6, niniejszy tom). Dzięki
temu, iż w badaniach uwzględniony został duży
obszar oraz wszystkie dominujące typy podłoża,
typy użytkowania terenu i typy pokrywy roślinnej,
powstała możliwość weryfikacji danych zebranych
w przeszłości oraz porównania stanowisk dotychczas
badanych osobno, w różnym czasie i przez różnych
autorów. Po raz pierwszy dla tego obszaru gleby
analizowano nie tylko pod kątem ich właściwości
fizycznych i chemicznych, ale także pod kątem
właściwości biologicznych (aktywności mikroorganizmów i mezofauny glebowej) i w powiązaniu
z cechami zbiorowisk roślinnych (bogactwem
i składem gatunkowym roślin).
Materiały i metody
Badaniami glebowymi objęto obszar, który ze
względu na typ użytkowania można podzielić na 3
główne kategorie: 1) nieużytki górnicze, tj. tereny
przekształcone w wyniku odkrywkowej eksploatacji
i przeróbki rud metali (zwały odpadów kopalnianych i popłuczkowych oraz wyrobiska wypełnione
tymi odpadami, zazwyczaj rekultywowane) z glebami o charakterze inicjalnym, 2) tereny porolne,
nieużytkowane z powodu zanieczyszczenia, z glebami brunatnymi, 3) tereny leśne z bielicami. Stałe
powierzchnie badawcze (N=49) reprezentują
każdą z wymienionych wyżej kategorii. W kategorii pierwszej znalazły się zbiorowiska roślinne
występujące na odpadzie górniczym, tj. murawy
galmanowe (GW, N=7), murawy z dominacją Molinia caerulea (MW, N=6) oraz lasy sosnowe (FW,
N=6). W kategorii drugiej znalazły się zbiorowiska roślinne występujące na podłożu piaszczystym,
na dawnych glebach uprawnych, tj. ciepłolubne
murawy z dominacją Festuca ovina (GS, N=7)
i murawy o charakterze mezofilnym (P, N=8). Kategoria trzecia obejmowała lasy sosnowe na glebie
piaszczystej (FS, N=15) (Kapusta i Godzik – Rozdział 6, niniejszy tom).
Próby gleby, które stały się podstawą charakterystyki badanych siedlisk, zostały zebrane z jednego
z 9 poletek założonych w obrębie powierzchni
badawczych. Najczęściej było to poletko środkowe
(Kapusta i Godzik – Rozdział 6, niniejszy tom).
Glebę pobierano za pomocą metalowej łopatki
z 3 płytkich (o głębokości do 50 cm) odkrywek,
z dwóch lub trzech poziomów genetycznych (tam,
gdzie to było możliwe). Ponieważ poziom organiczny O był słabo reprezentowany w badanych
siedliskach, nie brano go pod uwagę; tam, gdzie
występował, usuwano go delikatnie przed poborem
próby. W przeważającej liczbie przypadków próby
pochodziły z poziomu próchniczego (zwykle A, Ap
lub AB) i następującego po nim poziomu wzbogacania (zwykle AB, B), rzadziej natomiast z poziomu
wymywania (E, AE) gleb bielicowych. Starano się
pobierać glebę z całej miąższości danego poziomu.
Glebę z odkrywek łączono w jedną próbę (dla każdego poziomu genetycznego) reprezentującą daną
powierzchnię badawczą (w ilości około 1 kg).
Ograniczono w ten sposób zmienność wynikającą z heterogeniczności środowiska glebowego.
Z każdej powierzchni badawczej, ze wszystkich 9
poletek, zebrano dodatkowe próby gleby przeznaczone do analizy aktywności mezofauny glebowej.
Próby te pobrano z górnej warstwy gleby (po
usunięciu ściółki, tj. podpoziomu Ol, o ile występował) za pomocą próbnika o przekroju 3,5 cm,
do głębokości 13 cm. Próby gleby transportowano
do laboratorium w polietylenowych woreczkach
i przechowywano w obniżonej temperaturze (około
5°C) do czasu analizy.
Analizę właściwości fizycznych i chemicznych wykonano w próbach gleby wysuszonych
powietrznie i przesianych przez sito o oczkach
2 mm. W próbach tych oznaczano skład granulometryczny, odczyn (pH) oraz stężenia węgla (C), azotu
(N), siarki (S), fosforu (P), potasu (K), wapnia (Ca),
magnezu (Mg), żelaza (Fe), manganu (Mn), kadmu
(Cd), ołowiu (Pb) i cynku (Zn). Skład granulometryczny gleby (procentowy udział frakcji piasku,
pyłu i iłu) określano, stosując metodę przesiewania
i sedymentacji (ISO11277, 2009). Pomiar odczynu
gleby wykonano w zawiesinie wodnej (ISO10390,
1994) przy pomocy pehametru Mettler Toledo
MO 125. Zawartość całkowitego i organicznego
C oraz całkowitej S określano techniką suchego
spalania (ISO10694, 1995) na analizatorze LECO
SC-144DRPC, a stężenie całkowitego N – metodą
Kjeldahla (ISO11261, 1995) na aparacie Kjeltec
2300 firmy Foss Tecator. Stężenia całkowite P, całkowite i frakcji wymiennej K, Ca, Mg, Fe, Mn, Cd,
Pb i Zn, a także frakcji rozpuszczonej w wodzie
Zn, Cd i Pb określano metodą płomieniowej
absorpcyjnej spektrometrii atomowej (F-AAS) na
spektrofotometrze Varian 220 FS. Stężenia całkowite oznaczano w próbach gleby mineralizowanych w stężonym kwasie HClO4. Stężenia frakcji
wymiennej i rozpuszczonej w wodzie analizowano
w roztworze uzyskanym po ekstrakcji gleby 1 mol
roztworem BaCl2 (ISO11260, 1994) oraz wodą
dejonizowaną. Zawartość biodostępnego fosforu
(P) określano kolorymetrycznie (Hach Lange DR
3800) w roztworze uzyskanym po ekstrakcji gleby
wodorowęglanem sodu (Olsen i in. 1954).
Próby przeznaczone do oceny aktywności
mezofauny glebowej były analizowane w losowej
kolejności. Zwierzęta wypłaszano z gleby metodą
mokrych lejków (O’Connor 1955). Dzięki ogrzewaniu gleby lampami czas wypłaszania skrócono
do 5 godzin. Metoda stosowana jest standardowo
do ekstrakcji wazonkowców (Enchytraeidae), niemniej może służyć także do zgrubnej, względnej
oceny aktywności innych grup drobnych, mobilnych bezkręgowców glebowych, np. nicieni
(Nematoda) czy niesporczaków (Tardigrada).
Wypłoszone zwierzęta liczono pod mikroskopem
binokularowym. Dane uzyskane z 9 poletek
uśredniano, uzyskując wartości reprezentujące
powierzchnie badawcze.
Przed analizą statystyczną zmienne transformowano za pomocą funkcji logarytmicznej lub
eksponencjalnej i skalowano do zakresu 0–1, aby
otrzymać normalne lub przynajmniej symetryczne
rozkłady wartości i homogeniczną wariancję
(Økland 2007). W celu porównania średnich
wartości zmiennych pomiędzy kategoriami siedliskowymi (6 kategorii: GW, GS, FW, FS, MW, P)
przeprowadzono jednoczynnikową analizę wariancji
ANOVA; w analizie tej użyto danych uzyskanych
dla górnego poziomu glebowego ze wszystkich
powierzchni badawczych (N=49). Dwuczynnikowa analiza wariancji ANOVA z powtarzanymi
pomiarami posłużyła do oszacowania istotności
efektu użytkowania terenu (3 kategorie: nieużytki
górnicze, teren porolny, teren leśny) i poziomu
glebowego (dwa poziomy genetyczne: próchniczy
287
i następujący po nim), oraz efektu interakcji tych
czynników. W analizie uwzględniono tylko te
powierzchnie badawcze (N=40), dla których istniał komplet danych (tj. analizowano przynajmniej
2 poziomy glebowe) oraz, które można było jednoznacznie zaklasyfikować do jednej z 3 kategorii
użytkowania terenu. Analizę czynnikową przeprowadzono dla wybranych parametrów fizycznych
i chemicznych górnej warstwy gleby (dla których
transformacja odniosła pozytywny skutek) w celu
określenia struktury wzajemnych powiązań między
tymi parametrami. Przy wyodrębnianiu głównych
składowych dokonano rotacji struktury czynnikowej metodą varimax, natomiast przy określaniu
liczby czynników przyjęto kryterium Kaisera (wartość własna >1). Wyodrębnione czynniki posłużyły
jako zmienne wyjaśniające w analizie regresji wielorakiej przeprowadzonej dla parametrów biologicznych gleby i parametrów zbiorowisk roślinnych
(składu i bogactwa gatunkowego roślin warstwy
zielnej). Skład gatunkowy roślin reprezentowały
zmienne uzyskane w nietendencyjnej analizie zgodności DCA (Detrended Correspondence Analysis)
identyfikujące główne gradienty ekologiczne decydujące o rozmieszczeniu roślin (oś DCA 1 i DCA 2).
W analizie tej uwzględniono gatunki występujące
na co najmniej 10% stanowisk. Analizy statystyczne
wykonano przy pomocy oprogramowania STATISTICA 9, natomiast analizę DCA – przy pomocy
CANOCO 4.5.
Wyniki i dyskusja
Większość parametrów glebowych charakteryzowała się dużą zmiennością, zarówno pomiędzy
kategoriami siedliskowymi, jak i w obrębie tych
kategorii (współczynnik zmienności często przekraczał 100%). Do zmiennych o wartościach
najbardziej zróżnicowanych należały całkowite
stężenia metali ciężkich, całkowite stężenia niektórych pierwiastków odżywczych (np. N, Ca, Mg)
oraz stężenia wymiennych form metali (Tabela 1).
Wyniki te są zrozumiałe, ponieważ do badań
wybrano siedliska silnie kontrastujące ze sobą,
a powierzchnie badawcze, nawet w obrębie tej samej
kategorii siedliskowej, mogły się od siebie różnić
pod wieloma względami, np. rodzajem odpadu
górniczego, odległością od źródeł zanieczyszczeń
288
pyłowych (huty, stawów osadowych) czy czasem
tworzenia się gleby.
Analiza chemiczna pokazała, że gleby badanych
powierzchni są skrajnie zanieczyszczone. Najwyższe
całkowite stężenia metali ciężkich odnotowano na
powierzchniach założonych na odpadzie górniczym.
Wynosiły one 506 mg kg−1 Cd (powierzchnia GW),
33 178 mg kg−1 Pb (MW) i 72 089 mg kg−1 Zn
(GW). W przypadku najczystszych powierzchni
(FS) stężenia te były o dwa lub trzy rzędy wielkości
niższe od wartości maksymalnych (odpowiednio
2 mg kg−1 Cd, 93 mg kg−1 Pb i 132 mg kg−1 Zn).
Mieściły się one jednak w zakresie stężeń uznanych
w Dyrektywie 86/278/EWG Rady Europejskiej za
progowe dla gleb, tj. maksymalnie dopuszczalne:
1–3 mg kg−1 dla Cd, 50–300 mg kg−1 dla Pb i 150–
300 mg kg−1 dla Zn (Anonymous 1986). Oznacza
to, że zdecydowaną większość pomiarów, tj. znajdujących się powyżej dolnego kwartyla, należy traktować jako przekroczenia normy (Tabela 1).
Uzyskane wyniki pokrywają się w zupełności
z danymi podawanymi przez innych autorów.
Verner i in. (1996) prowadzili badania glebowe
w pobliżu Zakładów Górniczo-Hutniczych Bolesław (ZGH Bolesław), częściowo na stanowiskach
podobnych do opisywanych w niniejszym rozdziale
(próby pobierali między innymi w obrębie dawnych gruntów uprawnych). Analizowana przez tych
autorów gleba w większości przypadków zawierała
bardzo wysokie, ponadnormatywne ilości metali
ciężkich (wartość mediany dla stężeń całkowitych
zmierzonych w górnej warstwie gleby wynosiła
14,8 mg kg−1 Cd, 545 mg kg−1 Pb i 2175 mg kg−1
Zn). Cabala i in. (2009a) objęli badaniami nieco
inny teren, ale również znajdujący się w okolicy
ZGH Bolesław. Powierzchnie badawcze wytyczono
w rejonie wydobycia rudy, w miejscu składowania
odpadów (co odpowiada kategoriom GW, FW i/lub
MW) oraz na obszarze zanieczyszczonym jedynie
poprzez opad pyłu z powietrza (prawdopodobnie
kategoria FS). Podawane przez tych autorów zakresy
stężeń całkowitych Cd, Pb i Zn (odpowiednio:
2–220 mg kg−1, 172–8262 mg kg−1 i 378–55 506
mg kg−1) zasadniczo nie różnią się (rzędem wielkości) od prezentowanych w Tabeli 1. Teren
odpowiadający powierzchniom FS badali również
Krzaklewski i in. (2004) w ramach oceny oddziaływania stawów osadowych na otoczenie (emisja
pyłu). Uzyskane w ramach tych badań wyniki były
zbieżne z przedstawianymi w niniejszym rozdziale.
Ustalenia dotyczące poziomu zanieczyszczenia gleb
w terenie eksploatacji górniczej, dokonane niezależnie przez różnych autorów (w tym cytowanych
powyżej), pozytywnie weryfikowane są przez szersze
opracowania glebowe, które ukazały się w ostatnim
czasie (Pasieczna i Lis 2008; Fabijańczyk i Zawadzki
2012; Zawadzki i Fabijańczyk 2013).
Odpad górniczy (skała płonna) jest mieszaniną
dolomitu, kalcytu i innych minerałów (Cabala
i Teper 2007). Tworzące się na nim gleby zawierają
duże ilości pierwiastków odżywczych, takich jak
K, Ca i Mg. Charakteryzują się one stosunkowo
wysokim odczynem, a także mają korzystniejsze
proporcje frakcji ilastej do pozostałych frakcji glebowych w porównaniu z glebami piaszczystymi.
Takie cechy sprzyjają utrzymywaniu metali ciężkich
w formach nierozpuszczalnych, trudno dostępnych
dla organizmów żywych (Ernst 1996; van Gestel
2008; Smolders i in. 2009). Dlatego pomimo
dużego obciążenia metalami ciężkimi odpad górniczy może oferować relatywnie dobre warunki
dla rozwoju roślin (Grodzińska i in. 2010; Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011) oraz mikroflory
(Stefanowicz – Rozdział 14, niniejszy tom) i fauny
glebowej. Potwierdza to wielu autorów, w tym
badaczy roślinności terenów cynkowo-ołowiowych,
którzy jako wyznacznika toksyczności gleby używają stosunku Pb/Ca lub Zn/Ca (pośrednio niosącego informację o dostępności Pb i Zn) zamiast
całkowitej zawartości metali ciężkich (Brown
i Brinkmann 1992; Brown 1994). Opisywane
w niniejszym rozdziale gleby powierzchni badawczych GW, FW i MW cechowały się bardzo wysoką
zawartością metali ciężkich, jednak niewielka
część tych metali występowała w formach rozpuszczalnych w wodzie i wymiennych (Tabela 2).
W efekcie, niektóre powierzchnie piaszczyste cechowały się wyższą względną biodostępnością metali
ciężkich (wyrażoną jako stosunek form mobilnych
do całkowitych) niż powierzchnie z odpadem górniczym. Biorąc pod uwagę dodatkowe czynniki,
jak zawartość materii organicznej i pierwiastków
odżywczych (Tabela 2), powierzchnie piaszczyste
na nieużytkach górniczych (zwłaszcza GS) należy
ocenić jako najbardziej nieprzyjazne dla organizmów żywych. Wyniki badań nad aktywnością
biologiczną gleby oraz roślinnością pokazują, że tak
jest w istocie (Grodzińska i in. 2010; Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011; Stefanowicz – Rozdział
14, niniejszy tom). Powierzchnie GW, MW i FW
są miejscem występowania bogatych w gatunki
zbiorowisk roślinnych oraz stosunkowo obfitych
(jak na teren silnie zanieczyszczony) zespołów
bezkręgowców glebowych (wazonkowców, nicieni
i niesporczaków; Tabela 2). Pod tym względem
przewyższają je jedynie zbiorowiska dawnych pól
(P), z glebami dość żyznymi, ale zanieczyszczonymi
poprzez depozycję atmosferyczną. W przeciwieństwie do powyższych powierzchnie GS i FS cechują
się niską aktywnością biologiczną gleby i ubogim
zestawem gatunków roślin (w skrajnych przypadkach na badanych poletkach występuje tylko jeden
gatunek – Festuca ovina).
Opisywane do tej pory cechy odnosiły się tylko
do górnej mineralnej warstwy gleby (poziom próchniczy). Analiza warstw położonych głębiej pozwala
lepiej zrozumieć genezę i charakter gleb w okolicach
Olkusza. Gleby na odpadzie górniczym (przede
wszystkim powierzchnie GW i FW) mają charakter
inicjalny. Ich historia obejmuje na ogół kilkadziesiąt lat od momentu zwałowania odpadu do dnia
dzisiejszego. Poziom próchniczy jest słabo wykształcony i zwykle nie przekracza 10 cm. Zawiera on
mniej metali ciężkich niż poziom leżący poniżej
(Tabela 3). Innymi słowy, główne źródło skażenia
stanowi skała macierzysta (w tym wypadku odpad
górniczy). Jeśli chodzi o pozostałe gleby, sytuacja
jest najczęściej (ale nie zawsze) odwrotna, czego
dowodzi istotna interakcja kategorii użytkowania
terenu i poziomu gleby (Tabela 3). Poziom próchniczy, o znacznie większej miąższości, cechuje
się wyższymi koncentracjami metali ciężkich niż
poziom następujący bezpośrednio po nim. Źródłem
zanieczyszczenia są tu pyły pochodzące głównie
z emisji z huty oraz erozji eolicznej stawów osadowych i zwałowisk, które akumulują się w górnych
warstwach profilu glebowego (skała macierzysta
pierwotnie była prawdopodobnie niezanieczyszczona). O poziomie zanieczyszczenia tych gleb
decydować mogą takie czynniki jak odległość od
emitorów czy pokrywa roślinna (drzewa) ograniczająca rozprzestrzenianie się zanieczyszczeń oraz ich
osiadanie na powierzchni gleby. Lasy (FS) znajdujące się w większości na obrzeżach terenu objętego
289
badaniami są znacznie mniej obciążone metalami
ciężkimi niż dawne pola uprawne (GS) zlokalizowane w sąsiedztwie huty (Tabela 2).
Siedliska muraw (GS i P) na porzuconych
terenach rolnych pod wieloma względami różnią
się od siebie (porównaj: właściwości fizyczne i chemiczne gleby, aktywność biologiczną, bogactwo
gatunkowe roślin; Tabela 2). O zaliczeniu ich do
wspólnej kategorii użytkowania terenu (tereny
porolne) na potrzeby analizy poziomów glebowych
zadecydowały archiwalne dane (mapy) dotyczące
typu gleb i użytkowania terenu w latach siedemdziesiątych XX wieku wokół ZGH Bolesław.
Według tych danych powierzchnie GS i P były
polami uprawnymi położonymi na glebach brunatnych. Potwierdzeniem tego są cechy poziomu
próchniczego, który można określić jako poziom
orny (Ap), homogenny i wyraźnie odgraniczający
się od poziomu położonego niżej oraz wyższa niż
w przypadku pozostałych powierzchni zawartość
dostępnego fosforu i dość wysoka zawartość fosforu całkowitego (Tabela 2), co świadczy o wcześniejszym nawożeniu.
Osobną kategorię siedliskową i zarazem kategorię użytkowania terenu stanowią lasy gospodarcze
(bory sosnowe) na piaskach (FS). Odstają one od
pozostałych powierzchni badawczych, głównie ze
względu na niższy odczyn gleby (Tabela 2). Odczyn
ten byłby zapewne jeszcze niższy, zbliżony do tego,
jaki panuje w glebie pod typowym drzewostanem
sosnowym, gdyby nie wpływ pyłów alkalicznych
pochodzących z emisji huty i wietrzenia odpadów
poflotacyjnych. Metale ciężkie, dopływające do gleby
wraz z pyłami w zetknięciu z kwaśnym roztworem
glebowym, stają się bardziej mobilne (potencjalnie
bardziej biodostępne). Widać to szczególnie dobrze
w przypadku Pb, którego stężenie form wymiennych w glebach leśnych FS jest podwyższone w stosunku do gleb pozostałych powierzchni badawczych
(Tabela 2). Co więcej, jest ono wyższe w poziomie
wzbogacania niż w położonym nad nim poziomie
próchniczym. Świadczyć to może o intensywnym
przenikaniu Pb, ale także Cd i Zn, w głąb profilu
glebowego (Tabela 3).
Analiza czynnikowa (wykonana dla zmiennych, dla których udało się uzyskać na drodze
transformacji rozkład normalny) zredukowała 25
właściwości fizycznych i chemicznych gleby do
290
5 czynników o przejrzystej strukturze wyjaśniających łącznie prawie 80% zmienności zbioru
danych (Tabela 4). Pierwszy czynnik odpowiada
za 28% zmienności; odzwierciedla on całkowitą
zawartość trzech głównych metali ciężkich (Cd, Pb,
Zn) i innych pierwiastków związanych z rudami
(Fe, S) i skałą płonną (K, Ca, Mg, C). Z czynnikiem tym dodatnio skorelowany jest odczyn (pH).
Czynnik 2 (19% zmienności) reprezentuje zasobność gleby w pierwiastki odżywcze, tj. całkowity
C (i skorelowany z nim węgiel organiczny) i N oraz
wymienny K, Ca i Mg. Czynnik 3 (13% zmienności) charakteryzuje skład granulometryczny
gleby i powiązaną z nim zawartość P (całkowitego
i dostępnego). Ostatnie dwa czynniki, 4 (11%
zmienności) i 5 (9% zmienności), odnoszą się do
stężenia rozpuszczalnych w wodzie i wymiennych
form metali ciężkich.
Otrzymane w analizie czynniki są całkowicie
niezależne od siebie (występuje pomiędzy nimi
zerowa korelacja), dlatego zostały użyte w analizie
regresji wielorakiej (zamiast oryginalnych zmiennych) do wykrycia zależności istniejących pomiędzy
właściwościami fizycznymi i chemicznymi gleby a jej
niektórymi parametrami biologicznymi (pominięto
parametry mikrobiologiczne, których zmienność
szczegółowo analizowano w rozdziale 14 niniejszego
tomu) oraz parametrami zbiorowisk roślinnych.
W analizie tej skład gatunkowy roślin reprezentowały dwie pierwsze osie DCA, które przedstawiono
w postaci diagramu na Rycinie 1. Wyniki regresji
wielorakiej zawiera Tabela 5. Czynnik 1 (mówiący
o obecności/zawartości odpadu górniczego w podłożu) silnie wpływa na bogactwo i skład gatunkowy
roślinności. Brak spodziewanego negatywnego
związku między tym czynnikiem a zmiennymi
zależnymi wynika prawdopodobnie z faktu, iż stężenia całkowite metali ciężkich są słabym wskaźnikiem toksyczności środowiska (Smolders i in.
2009). Większe znaczenie dla roślin mają prawdopodobnie inne towarzyszące metalom ciężkim pierwiastki, jak Ca, Mg, K, C i S. Niekorzystny wpływ
Cd, Pb i Zn na ekosystem istnieje, ale ujawnia się
dopiero w warunkach sprzyjających występowaniu
metali w formach reaktywnych, tj. rozpuszczalnych
w wodzie i wymiennych. Świadczą o tym negatywne zależności pomiędzy czynnikiem 5 a liczebnością wazonkowców i niesporczaków oraz liczbą
gatunków roślin. Wynik ten, w świetle bogatej
literatury dotyczącej efektów oddziaływania metali
ciężkich na organizmy żywe (np. Bååth 1989;
Didden i Römbke 2001; Dazy i in. 2009), nie jest
zaskakujący. Brak reakcji nicieni na zanieczyszczenie
gleby także ma swoje wytłumaczenie. Nicienie są
grupą bezkręgowców o zróżnicowanych strategiach ekologicznych i funkcji, jaką pełnią w sieci
troficznej. Różnią się też znacznie wrażliwością na
czynniki stresu, w tym na zanieczyszczenie środowiska (Georgieva i in. 2002; Pen-Mouratov i in.
2008). Wysoka zawartość metali ciężkich w glebie
z pewnością eliminuje niektóre gatunki nicieni,
ale jednocześnie może sprzyjać innym (np. dzięki
ograniczaniu konkurencji), skutkując nieistotnym
związkiem pomiędzy parametrami ilościowymi
zespołu nicieni a poziomem zanieczyszczenia.
To, że metale ciężkie stanowią w badanym
terenie główny czynnik determinujący jakość gleby,
a tym samym strukturę zespołów organizmów glebowych i zbiorowisk roślinnych, wynika nie tylko
z opisywanych wyżej negatywnych zależności.
Cennych informacji na temat stanu środowiska
glebowego dostarczają dodatkowo porównania
parametrów mierzonych w rejonie Olkusza z parametrami cechującymi czyste siedliska. Dla przykładu, zagęszczenie wazonkowców (które przyjmuje
się za dobry wskaźnik degradacji i zanieczyszczenia
gleb) (Didden i Römbke 2001) w lasach iglastych
na terenie Polski mieści się w zakresie od 10 000 do
60 000 osobników na metr kwadratowy (Kapusta
i in. 2003). Wartości, które uzyskano w niniejszym projekcie, na powierzchniach borów sosnowych (FS), były około 10-krotnie niższe. Wynik
ten można uznać za wiarygodny, jest on bowiem
zbieżny z ustaleniami innych autorów (Tosza i in.
2010). Świadczy on o znacznej degradacji gleb
w rejonie olkuskim.
Wnioski
• Gleby w okolicach Olkusza (w rejonie dzia
łalności górniczej) charakteryzują się dużą zmiennością własności fizycznych i chemicznych zarówno
pomiędzy kategoriami siedliskowymi (nieużytki
górnicze, tereny porolne, tereny leśne) jak i w obrębie
tych kategorii. Wynika to z różnic w składzie mineralnym (za które odpowiada przede wszystkim
obecność odpadu górniczego w podłożu), odległości od źródeł zanieczyszczeń pyłowych (huty,
stawów osadowych) i zaawansowania procesu glebotwórczego.
• Gleby w rejonie olkuskim są skrajnie zanieczyszczone metalami ciężkimi. Największą zawartością Cd, Pb i Zn cechują się gleby powstałe na
odpadzie górniczym, najmniejszą – piaszczyste
gleby leśne.
• Istotnym źródłem metali ciężkich jest nie
tylko odpad górniczy, ale także pyły pochodzące
z emisji hutniczych oraz z erozji eolicznej stawów
osadowych i zwałowisk.
• Gleby powstałe na odpadzie górniczym,
pomimo tego, że zawierają najwięcej metali ciężkich, oferują lepsze warunki dla rozwoju roślin
i fauny glebowej niż gleby piaszczyste. Wynika to
z wysokiej zawartości niektórych makroelementów
(np. K, Ca, Mg, C) i obniżonej biodostępności
metali ciężkich.
• O aktywności mezofauny glebowej (liczebności wazonkowców i niesporczaków) i bogactwie
gatunkowym roślin decyduje w większym stopniu
biodostępność metali ciężkich niż ich całkowita
zawartość.
• Zagęszczenie wazonkowców, które przyjmuje
się za dobry wskaźnik degradacji i zanieczyszczenia
gleb, jest 10-krotnie niższe w rejonie olkuskim niż
w czystych rejonach Polski.
14
Soil physicochemical properties and vegetation
as factors affecting soil microorganisms in areas
contaminated with heavy metals
Anna M. Stefanowicz
W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: a.stefanowicz@
botany.pl
Soil microorganisms, mainly bacteria and
fungi, play many important roles in ecosystems.
They decompose dead organic matter of plant
and animal origin into inorganic compounds
that can be taken up and used by plants. Some
microorganisms are able to fix
atmospheric
nitrogen and enrich the soil with it. Microorganisms interact with plants, supporting or
limiting their growth and development (my
corrhizal fungi, rhizobacteria, pathogens). Soil
microbes improve soil structure and some of
them can degrade organic pollutants.
Unfavourable environmental factors such
as heavy metal pollution may decrease the
activity, biomass and diversity of soil microbial communities, and may alter their structure
(Kandeler et al. 1996; Ge and Zhang 2011; Pan
and Yu 2011). Any disturbance to the structure
or functioning of microbial communities may
upset the functioning of the whole ecosystem.
Pioneering studies of the effects of heavy metals
on soil processes in forests near a zinc smelter
in Palmerton, Pennsylvania, showed that Zn,
Pb and Cd pollution decreases the rate of
organic matter decomposition while increasing
the rate of its accumulation (Strojan 1978). It
has been found that heavy-metal contamination of soil considerably reduces the activity of
soil enzymes such as urease, acid phosphatase,
dehydrogenase,
arylsulphatase,
protease,
ß-glucosidase and endocellulase (Kandeler
et al. 1996; Kuperman and Carreiro 1997;
Pan and Yu 2011). In view of the important
functions played by microorganisms and other
soil organisms in ecosystems, the priority tasks
of reclamation should include enhancement of
the diversity and activity of microorganisms
as well as micro-, meso- and macrofauna, and
also restoration of the biological functions of
degraded post-industrial soils (Gómez-Sagasti
et al. 2012). Among the important indicators of soil biological quality which should be
included in biomonitoring are soil microbial
parameters such as respiration, biomass, taxonomic structure and diversity, the activity of C,
N, S or P cycling-related enzymes exuded by
microorganisms, microbial utilisation of different organic compounds, and level of root
293
mycorrhization (Filip 2002; Avidano et al.
2005; Gómez-Sagasti et al. 2012).
Assessing the effects of pollution on soil
microorganisms in the field (e.g. in the vicinity
of smelters) is not an easy task. Soil microbiological quality is affected by metal pollution but by other biotic and abiotic factors as
well, such as temperature, soil moisture, soil
structure, nutrient content, pH, the presence
or lack of plants, and the species richness and
composition of plant communities (Stephan
et al. 2000; Marschner et al. 2004; Niklińska
et al. 2005; Balogh et al. 2011; Chodak et al.
2013). The C/N ratio and soil pH have been
shown to be more important for soil microorganisms than heavy metals even at highly
polluted sites (Niklińska et al. 2005). Those
biotic and abiotic factors affect microbes in
polluted soils both directly and indirectly, by
modifying the behaviour of toxicants: their
mobility, bioavailability and toxicity (Babich
and Stotzky 1983; Hinsinger et al. 2006;
Gao et al. 2012). For example, high content of the organic matter and clay fraction
in soil improves trophic conditions but also
promotes immobilisation of metals, lowering
their bioavailability (Bååth 1989). Soil pH
affects soil microbial community structure
(e.g. fungi/bacteria ratio; Blagodatskaya and
Anderson 1998) but also affects metal sorption by organic matter (Kabata-Pendias and
Pendias 1993).
Plants influence soil microorganisms
through deposition of litter and production of
root exudates of varying amounts and chemical
composition. Dead organic matter is a source
of nutrients for saprotrophic soil organisms;
it modifies the soil environment, influencing
physicochemical characteristics such as soil
nutrient content and pH. Reich et al. (2005)
found significant differences in the quantity
and quality of litter produced by 14 tree species growing in experimental monocultures.
294
Ca content ranged from 3.7 mg g–1 in Pinus
nigra needles to 22.4 mg g–1 in Tilia cordata
leaves. More importantly, Ca content in tree
assimilation organs was significantly correlated with the Ca content and pH of the
soil beneath the plants (Reich et al. 2005).
Herbaceous species may considerably modify
soil physicochemical properties as well. Four
grass species (Agrostis capillaris, Festuca ovina,
Lolium perenne, Nardus stricta) were found to
differently affect soil moisture, pH and inorganic N content (Markham et al. 2009).
Plants produce numerous compounds
that are exuded into the soil (rhizodeposition). These substances include organic compounds (carbohydrates, amino acids, amides,
fatty acids, sterols, vitamins, growth regulators), gases (ethylene, carbon dioxide) and
hydrocyanic acid (Grayston et al. 1996). Root
exudates may be specific to a plant species or
even a variety. Differences in the quantity and
quality of root exudates and organic matter
are one of the main causes of differences in
the activity and diversity of soil microorganisms in both the rhizosphere and bulk soil. The
diversity and/or activity of soil microbial communities increase as plant diversity increases
(Stephan et al. 2000; Loranger-Merciris et al.
2006; Eisenhauer et al. 2011). Some species,
for example legumes, may particularly benefit
soil microbes (Stephan et al. 2000).
This study, part of the project “Vegetation
of calamine soils and its importance for biodiversity and landscape conservation in postmining areas” (EEA FM PL0265), examined
the microbiological quality of soils in areas
affected by mining and processing of metal
ores. The study had four component tasks: (1)
to analyse microbial activity and biomass as
well as the ability of soil bacteria and fungi to
utilise organic compounds in two soil layers;
(2) to compare the effects of heavy metals
on soil microorganisms between forest and
non-forest (grassland, fallows) ecosystems; (3)
to compare soil microbiological parameters
between habitat types dominating the studied
post-mining area (forest and grassland on sand
and on mining waste, and fallows); and (4)
to assess the effects of soil physicochemical
properties and of the diversity and species
composition of herbaceous vegetation on soil
microorganisms.
Materials and methods
As in other research in this project, 49
sites representing six dominant habitat categories (GW, MW, FW, GS, FS, P; Kapusta
and Godzik – Chapter 6, this volume) were
studied. Microbial parameters were measured
in two soil layers: upper (humus A, Ap or AE,
depending on the site) and lower (B). Soil
samples were taken as described in Chapters 6
(Kapusta and Godzik) and 13 (Kapusta et al.)
of this volume, and sieved (2 mm mesh).
Soil moisture and maximum water holding
capacity (WHC) were measured before the
microbiological measurements. Soil microbial
activity was measured as soil basal respiration. Soil samples were adjusted to 50% of
maximum WHC and incubated in gas-tight
jars at 22°C. Evolved CO2 was absorbed in
0.2 M NaOH, and the excess of NaOH was
titrated with 0.1 M HCl after the addition of
BaCl2 and phenolphthalein as indicator. The
duration of incubation ranged from 24 to
120 h depending on soil activity. The amount
of evolved CO2 was calculated based on the
amount of HCl used for titration. After basal
respiration measurements the soil was amended
with glucose (10 mg gDW–1 soil) in order to
assess substrate-induced respiration. After 4 h
incubation at 22°C, respiration was measured
as described above. Microbial biomass carbon
(Cmic) in soil was calculated according to the
formula: Cmic (μg g–1) = 40.04x + 0.37, where
x is the respiration rate given in μl CO2 h–1 g–1
(Anderson and Domsch 1978). Soil basal respiration and microbial biomass were expressed
both per dry weight and per soil organic
matter unit. The metabolic quotient qCO2 was
calculated as the soil respiration/biomass ratio;
qCO2 is helpful in assessing the effects of stress
factors such as heavy metal pollution on soil
microbial communities.
The ability of soil microorganisms to
degrade organic compounds was assessed with
96-well Biolog plates: GN2 for bacteria and
SFN2 for fungi (Preston-Mafham et al. 2002;
Stefanowicz 2006). The plates contain 95
carbon compounds including carbohydrates,
amino acids and carboxylic acids, which are
nutrients for heterotrophic microorganisms.
The GN2 plates also contain a dye indicator
of bacterial activity.
Soil samples were shaken in physiological
saline and the extracts were diluted 10-fold
with physiological saline (GN2 plates) or
with solution of agar, detergent (polyoxyethylene sorbitan monooleate – Tween 80), streptomycin and chlortetracycline (SFN2 plates).
The addition of agar and detergent allows uniform dispersion of fungal spores in a solution,
and the antibiotics prevent bacterial growth
(Dobranic and Zak 1999; Buyer et al. 2001;
Kraus et al. 2004). The extracts were inoculated onto the plates and the plates were further incubated at 22°C for ca. 115 h (GN2)
or 216 h (SFN2). During incubation, absorbance, reflecting microbial activity on the
plates, was measured twice a day at 590 nm
(GN2 – colour development due to reduction of the dye by bacteria) or once a day at
650 nm (SFN2 – turbidity development due
to hyphal growth).
Microbial activity on each carbon substrate was expressed as area under curve
(incubation time vs. absorbance). Average
bacterial and fungal activity in each soil was
295
expressed as average area under curve (calculated across all substrates). The number of
substrates metabolised by microorganisms was
recorded; the number of compounds utilised
reflects the functional richness of the microbial community.
Factor analysis was performed to obtain
non-correlated factors describing habitat
properties (Kapusta et al. – Chapter 13, this
volume). This analysis included 30 variables:
content of sand and clay fractions, organic
C, total Ca, Cd, Fe, K, Mg, Mn, N, P, Pb, S
and Zn, BaCl2-extractable Ca, Cd, K, Mg and
Zn, water-soluble Cd, Pb and Zn, available P,
pH, number of herbaceous plant species, plant
species composition represented by DCA1
and DCA2 axes (Kapusta et al. – Chapter 13,
this volume), total plant cover, and cover of
two plant functional groups: graminoids and
forbs. Legume cover was not included in the
factor analysis as this variable did not meet the
assumptions of the analysis. The obtained factors were further used in multiple regressions
as independent variables in order to determine
the effects of habitat properties, represented by
the factors, on the microbial parameters of the
upper soil layer (N = 49).
The nonparametric Mann-Whitney U test
was used to compare microbial activity between
the two soil layers in 34 of the 49 study sites
for which the two soil layers were distinguishable (N = 34). Data from sites where one of
the two soil layers was not detected or where
only the transition layer AB was present were
removed from the analysis.
To assess the effect of metals on microorganisms of the upper soil layer, correlation analyses were done separately for forest
(N = 21) and non-forest (grasslands and fallows; N = 28) habitats. One-way ANOVA
followed by Tukey’s test for unequal N were
performed to compare microbial parameters
between the six habitat categories.
296
Results
Detailed data on soil respiration, microbial
biomass and microbial activity on the Biolog
plates are presented in Table 1. Microbial community activity and biomass were significantly
higher in the upper (A, Ap or AE, depending
on the site) than in the lower (B) soil layer,
probably due to better trophic conditions of
the upper (humus) layer. Microbial parameters
varied greatly between the study sites for both
soil layers (Table 1). Microbial biomass and
respiration of the upper soil layer showed the
highest variability (CV = 123% and CV = 97%
respectively); fungal functional richness
(number of Biolog substrates metabolised)
showed the lowest variability (CV = 31%). The
opposite was observed for the lower soil layer:
the variation coefficients for 5 of 7 microbial
variables exceeded 100% and were highest
for fungal activity (CV = 154%) and richness
(CV = 127%), and for qCO2 (CV = 127%).
Microbial biomass showed the lowest variability (CV = 47%).
The results of correlation analysis for total
Zn, Pb and Cd and the microbial parameters are presented in Table 2. For soil from
the non-forest sites, the concentration of total
heavy metals was significantly and negatively
correlated with microbial biomass (calculated
per organic matter unit) and the activity and
functional richness of the bacterial communities. Non-forest sites also showed significant
positive relationships between total Cd, Pb
and Zn in soil and the metabolic quotient
qCO2. Metals did not influence fungal activity
and functional richness. None of the microbial
parameters were negatively affected by metal
pollution in forest soils. Soil microbial properties differed significantly between the six site
categories (GW, MW, FW, GS, FS, P; Kapusta
and Godzik – Chapter 6, this volume; Fig. 1).
Respiration, biomass, and bacterial and fungal
1.0
d
3
cd
cd
2
bc
ab
1
a
0
GW
MW
GS
P
FS
Microbial biomass (mg gDW-1)
Biomasa mikroorganizmów (mg gDW-1)
Soil respiration (µM CO2gDW-124h-1)
Respiracja gleby (µM CO2gDW-124h-1)
4
0.8
c
0.6
c
0.4
bc
abc
0.2
ab
a
0.0
FW
GW
MW
GS
P
FS
FW
GS
P
FS
FW
75
50
b
b
ab
60
Fungal activity
Aktywność grzybów
Bacterial activity
Aktywność bakterii
40
ab
30
ab
20
a
10
30
15
0
0
GW
MW
GS
P
FS
GW
FW
MW
100
b
b
b
75
ab
60
ab
45
a
30
15
0
Fungal functional richness
Bogactwo funkcjonalne grzybów
90
Bacterial functional richness
Bogactwo funkcjonalne bakterii
45
b
80
ab
ab
ab
ab
60
a
40
20
0
GW
MW
GS
P
FS
FW
GW
MW
GS
P
FS
FW
Fig. 1. Soil basal respiration, microbial biomass, activity and functional richness of the bacterial and fungal communities
for six habitat categories (means and standard errors)
Ryc. 1. Respiracja bazowa gleby, biomasa mikroorganizmów oraz aktywność i bogactwo funkcjonalne zespołów bakterii
i grzybów glebowych dla sześć kategorii siedlisk (średnie i błędy standardowe)
Values bearing different letters differ significantly between habitat types by Tukey’s test for unequal N (p < 0.05). Activity
– measured with the use of Biolog plates. Functional richness – number of substrates used on Biolog plates. GW – grassland on mining waste (N = 7), MW – moist grassland dominated by Molinia caerulea on mining waste (N = 5; one site
was discarded due to an admixture of sand in the subsoil), GS – grassland on sand (N = 7), P – grassland on abandoned
and relatively fertile arable fields (fallows; N = 8), FS – pine forest on sand (N = 15), FW – pine forest on mining waste
(N = 6). DW – soil dry weight.
Istotne różnice między typami siedlisk oznaczono różnymi literami (test Tukeya dla nierównych N, p < 0.05).
Aktywność – oznaczona z wykorzystaniem płytek Biolog. Bogactwo funkcjonalne – liczba zużytych substratów na
płytkach Biolog. GW – murawy na odpadzie dolomitowym (N = 7), MW – łąki z dominacją Molinia caerulea na
odpadzie (N = 5; jedno stanowisko odrzucono ze względu na domieszkę piasku w podłożu), GS – murawy na podłożu
piaszczystym (N = 7), P – murawy na porzuconych, stosunkowo żyznych polach uprawnych (N = 8), FS – lasy sosnowe
na podłożu piaszczystym (N = 15), FW – lasy sosnowe na odpadzie (N = 6). DW – sucha masa gleby.
297
Table 1. Soil microbial parameters of two soil layers (N = 34 for each layer)
Tabela 1. Wartości parametrów mikrobiologicznych dla dwóch poziomów gleby (N = 34 dla każdego z poziomów)
Variable
Zmienna
Soil respiration
Respiracja gleby
(μM CO2 gDW–1 24h–1)
Microbial biomass
Biomasa mikrobów
(mg gDW–1)
qCO2
(mg C-CO2 mg–1 Cmic h–1)
Bacterial activity
Fungal activity
Bogactwo funkcjonalne bakterii
Bogactwo funkcjonalne grzybów
Layer
Poziom
upper
górny
lower
dolny
upper
górny
lower
dolny
upper
górny
lower
dolny
upper
górny
lower
dolny
upper
górny
lower
dolny
upper
górny
lower
dolny
upper
górny
lower
dolny
Minimum
Minimum
Lower
quartile
Dolny
kwartyl
Mean
(SD)
Średnia
(SD)
Upper
quartile
Górny
kwartyl
Maximum
Maksimum
0.19
0.52
1.22 (1.19)
1.36
5.27
0.03
0.07
0.62 (0.71)
1.14
2.13
0.04
0.09
0.25 (0.30)
0.33
1.57
0.04
0.06
0.11 (0.05)
0.14
0.27
0.001
0.002
0.004
0.007
0.0002
0.0006
0.005
0.020
0.1
7.7
26.6 (21.6)
43.4
80.0
0.0
0.9
10.4 (12.2)
17.8
60.0
7.3
20.4
33.8 (18.1)
47.7
74.9
0.0
0.7
5.2 (7.9)
4.9
27.4
1
17
50 (29)
74
87
0
4
28 (25)
54
79
20
51
62 (19)
77
91
0
3
17 (22)
21
75
0.003
(0.001)
0.003
(0.004)
Upper soil layer – A, Ap or AE, depending on site; lower layer – B. Microbial biomass – the amount of carbon in
biomass (Cmic). Metabolic quotient qCO2 – basal respiration/microbial biomass ratio. Activity – measured with the
use of Biolog plates. Functional richness – number of substrates used on Biolog plates. DW – soil dry weight, SD –
standard deviation.
Górny poziom gleby – w zależności od stanowiska, A, Ap lub AE; dolny poziom – B. Biomasa mikrobów – ilość węgla
w biomasie (Cmic). Współczynnik metaboliczny qCO2 – stosunek respiracji bazowej do biomasy mikroorganizmów.
Aktywność – oznaczona z wykorzystaniem płytek Biolog. Bogactwo funkcjonalne – liczba zużytych substratów na
płytkach Biolog. DW – sucha masa gleby, SD – odchylenie standardowe.
activity on the Biolog plates were lowest in the
soil samples from grassland and forest developed on sand. Respiration and microbial biomass were highest in soil samples from mining
298
waste; Biolog-derived parameters were high in
soil from fallows and mining waste.
Factor analysis reduced the original
physicochemical and plant variables to 5
Table 2. Correlations between total heavy metal concentrations in soil and microbial parameters
Tabela 2. Korelacje między ogólną zawartością metali ciężkich w glebie a parametrami mikrobiologicznymi
Grasslands and fallows (N = 28)
Murawy i odłogi
Zn
Pb
Cd
Basal respiration DW
Respiracja bazowa DW
Basal respiration OM
Respiracja bazowa OM
Biomass DW
Biomasa DW
Biomass OM
Biomasa OM
qCO2
Activity
Aktywność
Functional richness
Bogactwo funkcjonalne
bacteria
bakterie
fungi
grzyby
bacteria
bakterie
fungi
grzyby
Zn
Forests (N = 21)
Lasy
Pb
Cd
0.61***
0.48**
0.61***
0.82***
0.76***
0.82***
0.19
0.06
0.15
0.21
0.32
0.19
0.22
0.14
0.24
0.66**
0.58**
0.68***
–0.46*
–0.53**
–0.47*
–0.25
–0.23
–0.23
0.47*
0.41*
0.44*
0.30
0.39
0.28
–0.42*
–0.50**
–0.44*
0.26
0.22
0.29
0.08
–0.01
0.12
0.51*
0.47*
0.54*
–0.27
–0.39*
–0.28
0.43
0.38
0.46*
0.05
–0.03
0.07
0.56**
0.51*
0.60**
Statistically significant correlations are asterisked (*p < 0.05, **p < 0.01, ***p < 0.001). Metabolic quotient qCO2 – basal
respiration/microbial biomass ratio. Activity – measured with the use of Biolog plates. Functional richness – number of
substrates used on Biolog plates. DW – variables calculated per soil dry weight unit; OM – variables calculated per organic
matter unit.
Korelacje statystycznie istotne oznaczono gwiazdką (*p < 0.05, **p < 0.01, ***p < 0.001). Współczynnik metaboliczny
qCO2 – stosunek respiracji bazowej do biomasy mikroorganizmów. Aktywność – oznaczona z wykorzystaniem płytek
Biolog. Bogactwo funkcjonalne – liczba zużytych substratów na płytkach Biolog. DW – zmienne przeliczone na jednostkę suchej masy gleby; OM – zmienne przeliczone na jednostkę materii organicznej.
non-correlated factors, interpreted as subsoil type (mining waste vs. sand), soil fertility, plant species richness, water-extractable
metals and P availability (Table 3). The factors
were further used as independent variables in
multiple regression analysis (Table 4), which
showed that the soil microbial communities
were shaped mainly by 3 factors: subsoil type,
soil fertility and plant species richness. Subsoil
type, reflecting the amount of contaminated
mining waste in the subsoil, affected soil basal
respiration and microbial biomass. Soil fertility, related predominantly to exchangeable
forms of Mg, Ca, K as well as organic C and
total N, correlated positively with all measured
microbial parameters. Plant species richness
and composition were particularly important
for soil bacteria, barely influencing soil fungi.
Water-soluble metals correlated negatively with
soil basal respiration and positively with fungal
activity and functional richness. P availability
did not affect the microorganisms.
Discussion
In this study the influence of heavy metals
on soil microbial communities was assessed.
For both grassland and fallow soils it was found
299
Table 3. Results of factor analysis performed on 30 physicochemical and vegetation variables (N = 49)
Tabela 3. Wyniki analizy czynnikowej wykonanej na 30 zmiennych fizykochemicznych i roślinnych (N = 49)
1
Variance
explained
Wyjaśniana
zmienność
(%)
25.8
2
16.0
3
13.4
4
7.9
PbW (0.76), CdW (0.75), ZnW (0.67)
5
7.0
PAV (0.81)
Factor
Czynniki
Variables with the highest (> 0.6) factor loadings
Zmienne o najwyższych (> 0.6) wartościach ładunków
czynnikowych
ZnT (0.93), CdT (0.92), PbT (0.89), FeT (0.88), MnT
(0.77), CaT (0.67), MgT (0.66), pH (0.65), KT (0.65),
S (0.64)
MgEX (0.86), CaEX (0.83), KEX (0.76), CORG (0.68),
N (0.65), CdEX (0.64)
S’P (0.91), CovF (0.90), DCA1 (–0.72)
Interpretation
Interpretacja
Subsoil type
Rodzaj podłoża
Soil fertility
Żyzność gleby
Bogactwo gatunkowe roślin
Water-soluble metals
Zawartość metali rozpuszczalnych w wodzie
Phosphorus availability
Dostępność fosforu
– available (Olsen method), EX – extracted with BaCl2 (exchangeable), T – total, ORG – organic, W – water-soluble,
Cov – herbaceous plant cover, CovF – forb cover, S’P – plant species richness (number of species), DCA1 – first DCA
axis (see Kapusta et al. – Chapter 13, this volume), representing herbaceous plant species composition.
AV – dostępny (metoda Olsena), EX – ekstrahowany BaCl2 (wymienny), T – ogólny, ORG – organiczny, W – rozpuszczalny
w wodzie, Cov – pokrycie roślin zielnych, CovF – pokrycie roślin zielnych z wyłączeniem traw, turzyc i motylkowatych,
S’P – bogactwo gatunkowe roślin (liczba gatunków), DCA1 – pierwsza oś z analizy DCA (por. Kapusta i in. – Rozdział
13, niniejszy tom), reprezentująca skład gatunkowy roślin zielnych.
AV
that the metals negatively affected microbial
biomass, bacterial activity and bacterial ability
to utilise organic compounds. Toxic effects of
heavy metals on microorganisms have been
reported by other authors (Wang et al. 2007;
Niemeyer et al. 2012; Chodak et al. 2013).
Niemeyer et al. (2012) found negative correlations between contamination level and respiration, microbial biomass, phosphatase activity
and asparaginase activity in soils polluted with
Pb, Zn, Cd and Cu from a Pb smelter. Wang
et al. (2007) reported reduction of microbial
biomass, bacterial diversity and phosphatase
activity, and altered bacterial community
structure, in soils contaminated with Zn and
Cu near a Cu smelter.
The adverse effect of Zn, Pb and Cd on
microorganisms of grassland and fallow soils
300
was confirmed by a positive relationship
between soil heavy metal pollution and the
metabolic quotient qCO2. Changes in qCO2
may indicate altered microbial community
structure or altered use of resources by the
community (Wardle and Ghani 1995; Insam
et al. 1996). An increase of qCO2 in response
to contamination may suggest that the microorganisms are using more resources for maintenance, including detoxification of heavy
metals, instead of for biomass production.
No toxic effect of metals on fungal activity
and functional richness was detected in this
study. This suggests that the studied fungi are
less sensitive to metal pollution than the bacteria. The negative relationship between total
metal concentration and microbial biomass
presumably resulted, therefore, from the effect
Table 4. Relationships between habitat properties and microbial variables (N = 49)
Tabela 4. Zależności miedzy właściwościami siedliska a zmiennymi mikrobiologicznymi (N = 49)
Regression summary
Podsumowanie regresji
Basal respiration DW
Respiracja bazowa DW
Basal respiration OM
Respiracja bazowa OM
Biomass DW
Biomasa DW
Biomass OM
Biomasa OM
Bacterial activity
Fungal activity
bakterii
grzybów
Subsoil
type
Rodzaj
podłoża
Soil
fertility
Żyzność
gleby
0.46***
Adjusted
Poprawione
R2
p
0.79
< 0.0001
0.64***
0.37
< 0.001
0.29*
0.60
< 0.0001
0.35***
0.27
< 0.01
–0.44***
–0.17
WaterPlant
soluble
Phosspecies
metals
phorus
richness Zawartość availability
Bogactwo
metali
Dostępgatunkowe rozpuszność
roślin
czalnych
fosforu
w wodzie
0.38***
0.21**
–0.13
0.47***
–0.33**
–0.02
0.30**
–0.03
0.60***
0.28**
0.24
0.28*
–0.02
0.12
0.43
< 0.0001 –0.23*
0.38**
0.53***
0.11
–0.05
0.42
< 0.0001
0.05
0.54***
0.16
0.40***
–0.07
0.43
< 0.0001 –0.06
0.48***
0.48***
0.16
–0.02
0.42
< 0.0001
0.47***
0.26*
0.43***
–0.07
0.05
Habitat properties are represented by the factors obtained in factor analysis and presented in Table 3. Statistically significant correlations are asterisked (*p < 0.05, **p < 0.01, ***p < 0.001). Activity – measured with the use of Biolog plates.
Functional richness – number of substrates used on Biolog plates. DW – variables calculated per soil dry weight unit,
OM – variables calculated per organic matter unit.
Właściwości siedliska reprezentowane są przez czynniki otrzymane w analizie czynnikowej i zestawione w Tabeli 3. Korelacje statystycznie istotne oznaczono gwiazdką (*p < 0.05, **p < 0.01, ***p < 0.001). Aktywność – oznaczona z wykorzystaniem płytek Biolog. Bogactwo funkcjonalne – liczba zużytych substratów na płytkach Biolog. DW – zmienne
mikrobiologiczne przeliczone na jednostkę suchej masy gleby, OM – zmienne przeliczone na jednostkę materii
organicznej.
of the metals on the bacterial component of the
microbial community. These results are consistent with other authors’ findings of greater
susceptibility to heavy metals in bacteria than
in fungi (Bååth 1989; Rajapaksha et al. 2004;
Stefanowicz et al. 2008, Wang et al. 2010).
Both bacteria and fungi have evolved mechanisms protecting them to some extent against
the adverse effect of metals, but bacterial
cells are microscopic and have a high surface/
volume ratio; these features make them highly
susceptible to environmental effects. With
their widely expanding mycelium, fungi are
able to penetrate a wider space and apparently
are better than bacteria at avoiding harmful
factors such as contamination (Baldrian 2010).
It should be noted that the content of watersoluble forms of metals (factor 4 obtained in
301
factor analysis) correlated positively with the
activity and functional richness of the fungi.
The increase of fungal activity with the increase
of factor 4 could have two explanations: elimination of metal-sensitive bacteria that normally compete with fungi, resulting in better
functioning of the fungi in polluted environments; or the positive impact of organic C on
the fungi, in the absence of adverse effects of
the metals (the loading of organic C in factor
4 was relatively high, 0.47; data not shown in
Table 3). Higher content of organic C (organic
matter) in the soil results in higher availability
of nutrients for saprotrophic microorganisms
and, consequently, an increase of their activity
and biomass.
No negative impact of metals on forest soil
microorganisms was found in this study. This
may be due to the lower metal concentrations
in forest soils as compared with the soils of
grasslands and fallows; the tree canopy and the
soil organic layer protect the humus and mineral layers of forest soils, to some extent, against
deposition of pollutants from the atmosphere (Kapusta and Godzik – Chapter 6, this
volume). The studied forest soils also showed
lower variability of metal concentrations
between sites; this could hinder detection of
the effects of metals on the microbes in these
ecosystems.
Heavy metals were not a major factor
influencing the soil microbial communities.
The most important factors for the microorganisms were subsoil type and soil fertility
(factors 1 and 2). Subsoil type, related to the
mining waste content of the subsoil, strongly
influenced microbial biomass and respiration.
Soil fertility, correlated mainly with the content of exchangeable Mg, Ca and K as well as
organic C and total N, significantly influenced
all the examined microbial parameters. The
study sites differed in terms of mining waste
and sand content. The mining waste, consisting
302
mostly of dolomite and calcite, was heavily
contaminated with metals but also contained
large amounts of macronutrients (Ca, Mg, K)
and was alkaline (Kapusta et al. – Chapter 13,
this volume); those last two characteristics
could benefit the microorganisms. The negative
impact of the metals in the waste on microbial
biomass was disclosed when the latter was calculated per unit of organic matter. Calculating
microbiological parameters per organic matter
unit partially corrects for differences in organic
matter content between study sites, allowing
the effects of other factors to be detected, in
this case the negative impact of metals (SolerRovira et al. 2013). The situation was similar
for factor 4, representing water-soluble metal
concentrations. This factor correlated negatively with soil respiration calculated per unit
of organic matter.
A number of studies of the relationships
between physicochemical and microbiological
characteristics of soil in areas contaminated
with heavy metals have shown that the nutrient
content and pH of soil are more important to
microbes than the presence of metals (Niklińska
et al. 2005; Chodak et al. 2013; Soler-Rovira
et al. 2013). Niklińska et al. (2005) found
that the respiration and microbial biomass of
humus were influenced mainly by the soil’s
S content and C/N ratio. In their study the
effect of pH and heavy metals was minor but
statistically significant. Soil pH had a large
effect on bacterial activity and physiological
profiles in the Biolog plate tests. Chodak et al.
(2013) reported similar results. In their study,
respiration and microbial biomass depended
mainly on the content of organic C and N,
while the community structure and diversity
depended on soil pH. The effect of metals
was observed for respiration level and bacterial community diversity, and was lower than
the effects of other physicochemical factors.
Soler-Rovira et al. (2013) showed that the
respiration of vineyard soils contaminated
with Cu from fungicides depended mainly on
pH and organic C content, and not on the Cu
contamination level.
The third factor strongly affecting soil
microbial parameters was plant species richness, that is, the number of species of herbaceous plants found on the research plots. The
number of species correlated positively with soil
respiration, biomass and, particularly strongly,
with soil bacteria activity and functional richness. The plant species composition can also be
important to soil microorganisms. This parameter was strongly correlated with plant species
richness (both variables had high loadings on
factor 3). Plants can affect microbial communities both directly and indirectly. Direct
effects are associated with deposition of litter
of different chemical composition and with
exudation of a number of compounds from
plant roots, stimulating soil microbial activity
(Grayston et al. 1996; Spehn et al. 2000; Zak
et al. 2003; Reich et al. 2005). Higher plant
species diversity is generally associated with
increased diversity of plant-derived substances
that serve as nutrients for heterotrophic microorganisms. The diversity of these compounds
can influence the diversity and activity of
microorganisms (Eisenhauer et al. 2010). The
higher the diversity of plant communities, the
more likely the occurrence of plant species beneficial to soil microbes. Such species include
legumes, which fix nitrogen from the atmosphere (Spehn et al. 2000; Milcu et al. 2008).
Stephan et al. (2000) showed that the presence
of Trifolium repens led to increased activity and
functional diversity of microorganisms; in soil
from T. repens monoculture those parameters
were as high as in soil from plant communities
of high species diversity.
In contaminated areas, plants affect microorganisms indirectly by affecting the amount
and mobility of heavy metals in soil. Plants can
alter the pH of soil solution and the content of
dissolved organic C content, especially in the
rhizosphere, which may lead to an increase or
decrease of metal mobility (Kim et al. 2010).
Plants having unique features such as the
ability to accumulate large amounts of metals
in their tissues exert a particularly pronounced
effect on the soil. Gremion et al. (2004) found
that the presence of the Zn-Cd hyperaccumulator Thlaspi caerulescens not only reduced
the amounts of Zn and Cd in contaminated
soil due to metal uptake and accumulation
in plant tissues, but also stimulated the metabolic activity of soil bacteria. Gao et al. (2010)
reported beneficial effects of plants on microorganisms in contaminated soil. The growth
of Solanum nigrum in soil experimentally
contaminated with Cd and Pb increased the
populations of actinomycetes, other bacteria
and fungi, and the effect of the presence of
both Solanum nigrum and Zea mays on those
organisms was even stronger. Plant growth in
contaminated soil also boosted respiration, the
activity of phosphatase, urease and dehydrogenase, and the genetic diversity of microbial
communities (Gao et al. 2010).
This study showed that although high
metal concentrations may adversely affect
microbial activity, biomass or functional diversity, the high nutrient content of contaminated soils and the presence of highly diverse
plant communities can significantly mitigate
those effects. Further research should address
the impact of different levels of plant species
diversity on microorganisms of degraded soils.
Few authors have investigated this problem,
and studies on the subject are limited to
assemblages of only several plant species (up
to 2–4 species) (Yang et al. 2007; Gao et al.
2010; Gao et al. 2012). Field studies of soil
microorganisms from under plant communities developing through natural succession in
post-mining areas need to be done.
303
References
Anderson J.P.E., Domsch K.H. 1978. A physiological method for the quantitative measurement of microbial biomass in soils. Soil Biology
and Biochemistry 10: 215–221.
Avidano L., Gamalero E., Cossa G.P., Carraro E. 2005. Characterization of soil health
in an Italian polluted site by using microorganisms as bioindicators. Applied Soil Ecology 30:
21–33.
Babich H., Stotzky G. 1983. Developing standards for environmental toxicants: the need
to consider abiotic environmental factors and
microbe – mediated ecologic processes. Environmental Health Perspectives 49: 247–260.
Baldrian P. 2010. Effect of heavy metals on saprotrophic soil fungi, pp: 263–279. In: I. Sherameti, A. Varma (Eds.). Soil heavy metals.
Springer-Verlag Berlin Heidelberg.
Balogh J., Pintér K., Fóti Sz., Cserhalmi D.,
Papp M., Nagy Z. 2011. Dependence of soil
respiration on soil moisture, clay content,
soil organic matter, and CO2 uptake in dry
grasslands. Soil Biology and Biochemistry 43:
1006–1013.
Bååth E. 1989. Effects of heavy metals in soil on
microbial processes and populations (a review).
Blagodatskaya E.V., Anderson T.-H. 1998.
Interactive effects of pH and substrate quality
on the fungal-to-bacterial ratio and qCO2 of
microbial communities in forest soils. Soil Biology and Biochemistry 30: 1269–1274.
Chodak M., Gołębiewski M., Morawska-Płoskonka J., Kuduk K., Niklińska M. 2013.
Diversity of microorganisms from forest soils
differently polluted with heavy metals. Applied
Soil Ecology 64: 7–14.
Eisenhauer N., Bebler H., Engels C., Gleixner G., Habekost M., Milcu A., Partsch S.,
Sabais A.C.W., Scherber C., Steinbeiss S.,
Weigelt A., Weisser W.W., Scheu S. 2010.
Plant diversity effects on soil microorganisms
304
support the singular hypothesis. Ecology 91:
485–496.
Eisenhauer N., Yee K., Johnson E.A., Maraun M., Parkinson D., Straube D.,
Scheu S. 2011. Positive relationship between
herbaceous layer diversity and the performance
of soil biota in a temperate forest. Soil Biology
and Biochemistry 43: 462–465.
Filip Z. 2002. International approach to assessing
soil quality by ecologically-related biological
parameters. Agriculture, Ecosystems and Environment 88: 169–174.
Gao Y., Zhou P., Mao L., Zhi Y., Zhang C., Shi
W. 2010. Effects of plant species coexistence
on soil enzyme activities and soil microbial
community structure under Cd and Pb combined pollution. Journal of Environmental Sciences 22: 1040–1048.
Gao Y., Miao C., Xia J., Mao L., Wang Y., Zhou
P. 2012. Plant diversity reduces the effect of
multiple heavy metal pollution on soil enzyme
activities and microbial community structure.
Frontiers of Environmental Science and Engineering 6: 213–223.
Ge C.-R., Zhang Q.-C. 2011. Microbial community structure and enzyme activities in
a sequence of copper-polluted soils. Pedosphere
21: 164–169.
Gómez-Sagasti M.T., Alkorta I., Becerril
J.M., Epelde L., Anza M., Garbisu C. 2012.
Microbial monitoring of the recovery of soil
quality during heavy metal phytoremediation.
Grayston S.J., Vaughan D., Jones D. 1996. Rhizosphere carbon flow in trees, in comparison
with annual plants: the importance of root
exudation and its impact on microbial activity
and nutrient availability. Applied Soil Ecology 5:
29–56.
Gremion F., Chatzinotas A., Kaufmann K., Von
Sigler W., Harms H. 2004. Impacts of heavy
metal contamination and phytoremediation on
a microbial community during a twelve-month
microcosm experiment. FEMS Microbiology
Ecology 48: 273–283.
Hinsinger P., Plassard C., Jaillard B. 2006.
Rhizosphere: A new frontier for soil biogeochemistry. Journal of Geochemical Exploration
88: 210–213.
Insam H., Hutchinson T.C., Reber H.H. 1996.
Effects of heavy metal stress on the metabolic
quotient of the soil microflora. Soil Biology and
Biochemistry 28: 691–694.
Kabata-Pendias A., Pendias H. 1993. Biogeochemia pierwiastków śladowych. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.
Kandeler E., Kampichler C., Horak O. 1996.
Influence of heavy metals on the functional
diversity of soil microbial communities. Biology
and Fertility of Soils 23: 299–306.
Kim K.R., Owens G., Naidu R. 2010. Effect of
root-induced chemical changes on dynamics
and plant uptake of heavy metals in rhizosphere soils. Pedosphere 20: 494–504.
Kuperman R.G., Carreiro M.M. 1997. Soil
heavy metal concentrations, microbial biomass
and enzyme activities in a contaminated grassland ecosystem. Soil Biology and Biochemistry
29: 179–190.
Loranger-Merciris G., Barthes L., Gastine A.,
Leadley P. 2006. Rapid effects of plant species
diversity and identity on soil microbial communities in experimental grassland ecosystems.
Soil Biology and Biochemistry 38: 2336–2343.
Markham J.H., Grime J.P., Buckland S. 2009.
Reciprocal interactions between plants and soil
in an upland grassland. Ecological Research 24:
93–98.
Marschner P., Crowley D., Yang C.-H. 2004.
Development of specific rhizosphere bacterial communities in relation to plant species,
nutrition and soil type. Plant and Soil 261:
199–208.
tools for ecological risk assessment of a metal
contaminated site in Brazil. Applied Soil Ecology
59: 96–105.
Characterization of the forest humus microbial
community in a heavy metal polluted area. Soil
Biology and Biochemistry 37: 2185–2194.
Pan J., Yu L. 2011. Effects of Cd or/and Pb on
soil enzyme activities and microbial community structure. Ecological Engineering 37:
1889–1894.
Rajapaksha R.M.C.P., Tobor-Kapłon M.A.,
Bååth E. 2004. Metal toxicity affects fungal
and bacterial activities in soil differently.
Applied and Environmental Microbiology 70:
2966–2973.
Reich P.B., Oleksyn J., Modrzynski J., Mrozinski P., Hobbie S.E., Eissenstat D.M.,
Chorover J., Chadwick O.A., Hale C.M.,
Tjoelker M.G. 2005. Linking litter calcium,
earthworms and soil properties: a common
garden test with 14 tree species. Ecology Letters
8: 811–818.
Soler-Rovira P., Fernández-Calviño D., AriasEstévez M., Plaza C., Polo A. 2013. Respiration parameters determined by the ISO-17155
method as potential indicators of copper pollution in vineyard soils after long-term fungicide treatment. Science of the Total Environment
447: 25–31.
Spehn E.M., Joshi J., Schmid B., Alphei J.,
Körner C. 2000. Plant diversity effects on soil
heterotrophic activity in experimental grassland ecosystems. Plant and Soil 224: 217–230.
Stefanowicz A.M., Niklińska M., Laskowski R.
2008. Metals affect soil bacterial and fungal
functional diversity differently. Environmental
Toxicology and Chemistry 27: 591–598.
Milcu A., Partsch S., Scherber C., Weisser
W.W., Scheu S. 2008. Earthworms and legumes control litter decomposition in a plant
diversity gradient. Ecology 89: 1872–1882.
Stephan A., Meyer A.H., Schmid B. 2000. Plant
diversity affects culturable soil bacteria in
experimental grassland communities. Journal
of Ecology 88: 988–998.
Niemeyer J.C., Lolata G.B., de Carvalho G.M.,
Da Silva E.M., Sousa J.P., Nogueira M.A.
2012. Microbial indicators of soil health as
Strojan C.L. 1978. Forest leaf litter decomposition in the vicinity of a zinc smelter. Oecologia
(Berl.) 32: 203–212.
305
Wang Y.P., Shi J.Y., Wang H., Lin Q., Chen
X.C., Chen Y.X. 2007. The influence of soil
heavy metals pollution on soil microbial biomass, enzyme activity, and community composition near a copper smelter. Ecotoxicology and
Environmental Safety 67: 75–81.
Wang F., Yao J., Si Y., Chen H., Russel M.,
Chen K., Qian Y., Zaray G., Bramanti E.
2010. Short-time effect of heavy metals upon
microbial community activity. Journal of Hazardous Materials 173: 510–516.
Wardle D.A., Ghani A. 1995. A critique of
the microbial metabolic quotient (qCO2) as
a bioindicator of disturbance and ecosystem
development. Soil Biology and Biochemistry 27:
1601–1610.
Yang R., Tang J., Chen X., Hu S. 2007. Effects
of coexisting plant species on soil microbes and
soil enzymes in metal lead contaminated soils.
Applied Soil Ecology 37: 240–246.
Zak D.R., Holmes W.E., White D.C., Peacock A.D., Tilman D. 2003. Plant diversity,
soil microbial communities, and ecosystem
function: are there any links? Ecology 84:
2042–2050.
14
Właściwości fizykochemiczne gleb i roślinność
jako czynniki determinujące funkcjonowanie
mikroorganizmów glebowych na terenach
zanieczyszczonych metalami ciężkimi
Anna M. Stefanowicz
Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: a.stefanowicz@
botany.pl
Mikroorganizmy glebowe, czyli przede
wszystkim bakterie i grzyby, pełnią szereg istotnych funkcji w ekosystemach. Rozkładają one
martwą materię organiczną pochodzenia roślinnego i zwierzęcego do prostych związków nieorganicznych, które mogą być pobrane i wykorzystane
przez rośliny. Niektóre mikroorganizmy posiadają
zdolność wiązania azotu atmosferycznego, dzięki
czemu wzbogacają glebę w ten pierwiastek. Mikroorganizmy wchodzą w interakcje z roślinami,
wspomagając, bądź ograniczając ich rozwój (grzyby
mikoryzowe, ryzobakterie, patogeny). Biorą również udział w kształtowaniu struktury gleby, a niektóre z nich potrafią rozkładać zanieczyszczenia
organiczne.
Niekorzystne czynniki, do których należy
zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi, mogą
ograniczać aktywność, redukować biomasę,
zmniejszać różnorodność oraz zmieniać strukturę
zespołów mikroorganizmów (Kandeler i in. 1996;
Ge i Zhang 2011; Pan i Yu 2011). Zaburzenia
struktury i funkcji zespołów mikroorganizmów
mogą mieć niekorzystny wpływ na funkcjonowanie
całego ekosystemu. Już pionierskie badania dotyczące wpływu metali ciężkich na procesy glebowe
przeprowadzone w lasach w pobliżu huty cynku
w Palmerton w Pensylwanii wykazały, że zanieczyszczenie Zn, Pb i Cd prowadzi do zmniejszenia
tempa dekompozycji martwej materii organicznej
i jej zwiększonej akumulacji (Strojan 1978). Stwierdzono, że zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi
prowadzi do istotnego spadku aktywności enzymów
glebowych – ureazy, kwaśnej fosfatazy, dehydrogenazy, arylosulfatazy, proteazy, ß-glukozydazy, endocelulazy i innych (Kandeler i in. 1996; Kuperman
i Carreiro 1997; Pan i Yu 2011). Ze względu na kluczową rolę pełnioną przez mikroorganizmy i inne
organizmy glebowe w ekosystemach, zwiększenie
różnorodności i aktywności mikroorganizmów, jak
również mikro-, mezo- i makrofauny, oraz przywrócenie funkcji gleb zdegradowanych w wyniku
działalności człowieka powinno być jednym z celów
rekultywacji prowadzonej na terenach poprzemysłowych (Gómez-Sagasti i in. 2012).
Parametry mikrobiologiczne gleb, takie jak
respiracja (oddychanie), biomasa mikroorganizmów, struktura taksonomiczna zespołu mikroor
ganizmów i jego różnorodność, aktywność enzymów
wydzielanych przez mikroorganizmy, a związanych z obiegiem węgla, azotu, siarki czy fosforu,
307
zdolność mikroorganizmów do rozkładu różnych
związków organicznych oraz stopień mikoryzacji
korzeni roślin są ważnymi wskaźnikami jakości
biologicznej gleb i powinny być uwzględniane
w biomonitoringu (Filip 2002; Avidano i in. 2005;
Gómez-Sagasti i in. 2012). Jednak ocena wpływu
zanieczyszczeń na mikroorganizmy w warunkach
terenowych, na przykład w pobliżu hut metali,
nie jest zadaniem łatwym. O stanie mikrobiologicznym gleby, oprócz zanieczyszczenia, decyduje
szereg innych czynników, zarówno biotycznych, jak
i abiotycznych, między innymi temperatura, wilgotność, struktura gleby, zawartość pierwiastków
odżywczych, odczyn, obecność/brak roślin, różnorodność i skład gatunkowy zbiorowisk roślinnych (Stephan i in. 2000; Marschner i in. 2004;
Niklińska i in. 2005; Balogh i in. 2011; Chodak
i in. 2013). Wykazano, że nawet w terenach relatywnie silnie zanieczyszczonych metalami ciężkimi
zawartość siarki, stosunek C/N czy odczyn gleby ma
dla mikroorganizmów glebowych większe znaczenie
niż obecność znacznych ilości metali (Niklińska
i in. 2005). Wymienione wyżej czynniki abiotyczne
i biotyczne oddziałują na mikroorganizmy zarówno
bezpośrednio, jak i pośrednio – poprzez wpływ
na zachowanie się substancji chemicznej w środowisku, jej mobilność, biodostępność i toksyczność
(Babich i Stotzky 1983; Hinsinger i in. 2006; Gao
i in. 2012). Przykładowo, wysoka zawartość materii
organicznej i frakcji ilastej w glebie nie tylko
poprawia warunki troficzne, lecz również sprzyja
unieruchamianiu metali, obniżając ich biodostępność (Bååth 1989). Odczyn gleby nie tylko determinuje strukturę zespołu mikroorganizmów, jak
na przykład stosunek grzybów do bakterii (Blagodatskaya i Anderson 1998), lecz również decyduje
o sorpcji metali przez materię organiczną (Kabata-Pendias i Pendias 1993).
Rośliny wpływają na mikroorganizmy glebowe
poprzez depozycję ściółki oraz produkcję wydzielin
korzeniowych o zróżnicowanej jakości chemicznej.
Martwa materia organiczna stanowi źródło pokarmu
dla glebowych saprobiontów, a także modyfikuje
środowisko życia organizmów, wpływając na właściwości chemiczne gleby, między innymi na zawartość
pierwiastków i odczyn. Reich i in. (2005) stwierdzili
znaczne różnice w ilości i właściwościach chemicznych materii organicznej deponowanej przez 14
308
gatunków drzew rosnących w eksperymentalnych
monokulturach. Na przykład ilość Ca mieściła się
w zakresie od 3.7 mg g–1 w igłach Pinus nigra do
22.4 mg g–1 w liściach Tilia cordata. Co ważniejsze,
ilość Ca w aparacie asymilacyjnym drzew korelowała istotnie z odczynem i ilością Ca w glebie (Reich
i in. 2005). Rośliny zielne mogą również znacznie
modyfikować właściwości fizykochemiczne gleby.
Stwierdzono, że różne gatunki traw (Agrostis capillaris, Festuca ovina, Lolium perenne, Nardus stricta)
w zróżnicowany sposób wpływały na wilgotność
gleby, odczyn oraz zawartość azotu nieorganicznego
(Markham i in. 2009).
Rośliny produkują szereg substancji, które
wydzielają do gleby na drodze ryzodepozycji. Zalicza
się do nich związki organiczne: węglowodany, aminokwasy, amidy, kwasy tłuszczowe, sterole, enzymy,
witaminy i regulatory wzrostu roślin oraz gazy:
etylen, dwutlenek węgla i cyjanowodór (Grayston
i in. 1996). Wydzieliny korzeniowe mogą być specyficzne dla gatunku, a nawet odmiany rośliny.
Różnice w ilości i jakości chemicznej wydzielin
korzeniowych oraz martwej materii organicznej
są jedną z głównych przyczyn różnic w aktywności i różnorodności mikroorganizmów żyjących
w glebie, zarówno w ryzosferze, jak i poza nią. Wraz
ze wzrostem różnorodności roślin rośnie zróżnicowanie i/lub aktywność mikroorganizmów glebowych (Stephan i in. 2000; Loranger-Merciris i in.
2006; Eisenhauer i in. 2011). Niektóre gatunki, na
przykład rośliny motylkowate, mogą oddziaływać
na mikroorganizmy szczególnie korzystnie (Stephan
i in. 2000).
Celem badań podjętych w ramach projektu
MF EOG PL0265 pt. „Roślinność gleb galmanowych i jej znaczenie dla zachowania różnorodności
była ocena stanu mikrobiologicznego gleb terenów
znajdujących się pod wpływem wydobycia i przetwórstwa rud metali. Cele szczegółowe obejmowały
(1) analizę aktywności i biomasy mikroorganizmów
oraz zdolności bakterii i grzybów do rozkładu
związków organicznych w dwóch poziomach gleby,
(2) porównanie wpływu metali ciężkich na mikroorganizmy gleb ekosystemów leśnych i nieleśnych
(muraw i odłogów), (3) porównanie właściwości
mikrobiologicznych gleb siedlisk dominujących
w badanym terenie pogórniczym, obejmujących
lasy i murawy na piasku oraz na odpadzie górniczym, jak również odłogi, (4) ocenę wpływu właściwości fizykochemicznych gleby oraz różnorodności
i składu gatunkowego roślinności zielnej na mikroorganizmy glebowe.
Materiały i metody
Badania przeprowadzono na 49 powierzchniach zaklasyfikowanych do 6 dominujących kategorii siedlisk (GW, MW, FW, GS, FS, P; Kapusta
i Godzik – Rozdział 6, niniejszy tom). Parametry
mikrobiologiczne zmierzono w dwóch poziomach
gleby: górnym obejmującym, w zależności od stanowiska, poziom próchniczy A, Ap lub AE oraz
w położonym poniżej poziomie B. Próby gleby
pobrano, jak opisano w rozdziałach 6 (Kapusta
i Godzik) i 13 (Kapusta i in.) niniejszego tomu,
i przesiano przez sito o boku oczka 2 mm. Przed
pomiarami mikrobiologicznymi oznaczono wilgotność gleby oraz maksymalną pojemność wodną.
W celu oceny ogólnej aktywności mikroorganizmów zmierzono poziom respiracji (oddychania)
gleby (tzw. respiracji bazowej), inkubując próby
gleby o wystandaryzowanej wilgotności (50% maksymalnej pojemności wodnej) w szczelnych słojach
w temperaturze 22°C. Wydzielający się z gleby CO2
absorbowano w 0.2 M NaOH, którego nadmiar po
zakończeniu inkubacji miareczkowano 0.1 M HCl
w obecności BaCl2 i fenoloftaleiny jako wskaźnika.
Czas inkubacji był uzależniony od aktywności
mikrobiologicznej gleby i mieścił się w zakresie od
1 do 5 dób. Na podstawie ilości HCl zużytego do
miareczkowania obliczono ilość CO2 wydzielonego
przez określoną masę gleby w jednostce czasu. Po
pomiarach respiracji bazowej do prób gleby dodano
glukozę (10 mg gSM–1 gleby) w celu oceny tzw.
respiracji indukowanej substratem. Po 4-godzinnej
inkubacji w temperaturze 22°C dokonano pomiaru
respiracji, jak opisano powyżej. Na tej podstawie
obliczono ilość biomasy (węgla w biomasie, Cmic)
mikroorganizmów w glebie zgodnie z formułą: Cmic
(μg g–1) = 40.04x + 0.37, gdzie x oznacza tempo
respiracji wyrażone w μl CO2 h–1 g–1 (Anderson
i Domsch 1978). Respirację bazową oraz biomasę
mikroorganizmów gleby wyrażono zarówno na jednostkę suchej masy gleby, jak i na jednostkę materii
organicznej obecnej w glebie. Ponadto wyliczono
współczynnik metaboliczny qCO2 – stosunek
respiracji do biomasy mikroorganizmów. Współczynnik ten może być pomocny w ocenie wpływu
czynników stresowych, takich jak metale ciężkie, na
zespoły mikroorganizmów glebowych.
W celu analizy zdolności mikroorganizmów
glebowych do rozkładu związków organicznych
wykorzystano 96-dołkowe płytki Biolog – GN2 dla
bakterii i SFN2 dla grzybów (Preston-Mafham i in.
2002; Stefanowicz 2006). Płytki te zawierają 95 różnych związków węglowych, między innymi z grupy
węglowodanów, aminokwasów i kwasów karboksylowych, które stanowią substancje odżywcze dla
mikroorganizmów heterotroficznych. Dodatkowo,
płytki GN2 zawierają barwnik będący wskaźnikiem
aktywności bakterii.
Próby gleby wytrząsano w soli fizjologicznej,
a uzyskane ekstrakty rozcieńczano 10-krotnie solą
fizjologiczną (płytki GN2) lub roztworem agaru
z dodatkiem detergentu (monooleinianu polioksyetylenosorbitolu – Tween 80) i antybiotyków:
streptomycyny i chlorotetracykliny (płytki SFN2).
Dodatek agaru i detergentu umożliwia równomierną dyspersję zarodników grzybowych w roztworze, a antybiotyki zapobiegają wzrostowi bakterii
(Dobranic i Zak 1999; Buyer i in. 2001; Kraus i in.
2004). Roztwory zaszczepiano na płytki, które były
następnie inkubowane w temperaturze 22°C przez
około 115 (GN2) lub 216 (SFN2) godzin. Podczas okresu inkubacji absorbancję odzwierciedlającą
aktywność mikroorganizmów mierzono spektrofotometrycznie 2 razy na dobę przy długości fali
590 nm (GN2 – zmiana koloru na skutek redukcji
obecnego na płytkach barwnika przez bakterie) lub
raz na dobę przy długości fali 650 nm (SFN2 –
zmętnienie roztworu na skutek wzrostu grzybni).
Aktywność mikroorganizmów na każdym
związku węglowym (substracie) wyrażono jako powierzchnię pod krzywą (czas inkubacji vs absorbancja). Średnią aktywność bakterii i grzybów każdej
gleby wyrażono jako średnią powierzchnię pod
krzywą (liczoną ze wszystkich związków). Policzono
substraty, na których zaobserwowano aktywność
mikroorganizmów – liczba zużytych związków odzwierciedla tzw. bogactwo funkcjonalne zespołu
mikroorganizmów.
Wykonano analizę czynnikową, która miała na
celu wyodrębnienie wzajemnie nieskorelowanych
309
czynników charakteryzujących właściwości siedliska
(Kapusta i in., niniejszy tom). W sumie w analizie
czynnikowej wykorzystano 30 zmiennych: udział
frakcji piasku i iłu, zawartość C organicznego,
stężenie form ogólnych Ca, Cd, Fe, K, Mg, Mn,
N, P, Pb, S i Zn, form Ca, Cd, K, Mg, i Zn ekstrahowanych BaCl2 oraz Cd, Pb, Zn rozpuszczalnych w wodzie, ilość dostępnego P, odczyn, liczbę
gatunków roślin zielnych, skład gatunkowy roślinności (reprezentowany przez osie DCA1 i DCA2;
Kapusta i in. – Rozdział 13, niniejszy tom), całkowity procent pokrycia roślinności oraz procent
pokrycia roślin należących do 2 grup funkcjonalnych: traw i turzyc oraz pozostałych roślin zielnych
z wyłączeniem motylkowatych. Rośliny motylkowate nie zostały uwzględnione w analizie, ponieważ
dane nie spełniały założeń analizy czynnikowej.
Otrzymane czynniki wykorzystano następnie jako
zmienne niezależne w analizie regresji wielorakiej
w celu analizy wpływu właściwości siedliska, reprezentowane przez poszczególne czynniki, na parametry mikrobiologiczne górnego poziomu gleby
(N = 49).
Nieparametryczny test U Manna-Whitneya
wykorzystano w celu porównania aktywności
mikrobiologicznej pomiędzy poziomami gleby.
Z 49 badanych stanowisk wybrano 34 (N = 34),
dla których możliwe było wydzielenie tych dwóch
poziomów. Odrzucono stanowiska, gdzie występował tylko poziom przejściowy, na przykład AB
lub jeden z poziomów był nieobecny.
Aby ocenić wpływ metali na mikroorganizmy
górnego poziomu gleb leśnych i nieleśnych przeprowadzono analizy korelacji osobno w tych dwóch
grupach (N = 21 dla lasów i N = 28 dla muraw
i odłogów). W celu porównania zmiennych mikrobiologicznych pomiędzy 6 kategoriami siedlisk
użyto jednoczynnikowej analizy wariancji oraz testu
Tukeya dla nierównych N.
Wyniki
Szczegółowe dane dotyczące respiracji, biomasy mikroorganizmów i ich aktywności na płytkach Biolog przedstawiono w Tabeli 1. Aktywność
oraz biomasa mikroorganizmów były istotnie
wyższe w górnym (tj. A, Ap lub AE w zależności
od stanowiska) niż w dolnym (tj. B) poziomie
310
gleby, co wynikało zapewne z lepszych warunków
troficznych poziomu górnego (próchnicznego).
Wartości parametrów mikrobiologicznych gleby
dla obu poziomów wykazywały znaczną zmienność
pomiędzy stanowiskami badawczymi (Tabela 1).
Największą zmiennością w górnym poziomie charakteryzowała się biomasa mikroorganizmów
oraz respiracja gleby, dla których współczynniki
zmienności wynosiły odpowiednio CV = 123%
oraz CV = 97%, a najmniejszą bogactwo funkcjonalne grzybów (liczba zużytych substratów na
płytkach Biolog) o CV = 31%. Odmienną sytuację zaobserwowano dla dolnego poziomu gleby:
współczynniki zmienności dla 5 z 7 badanych
zmiennych przekraczały 100%, osiągając najwyższą
wartość dla aktywności i bogactwa grzybów (odpowiednio CV = 154% i CV = 127%) oraz qCO2
(CV = 127%). Najmniejszą zmiennością cechowała
się biomasa (CV = 47%).
Wyniki analizy korelacji ogólnej zawartości Zn,
Pb i Cd w glebie z parametrami mikrobiologicznymi zamieszczono w Tabeli 2. Stwierdzono istotne
ujemne korelacje pomiędzy całkowitą zawartością metali w glebie stanowisk bezleśnych a biomasą mikroorganizmów (przeliczoną na jednostkę
materii organicznej) oraz aktywnością i bogactwem
funkcjonalnym zespołów bakterii. Ponadto, dla
tych stanowisk wykazano istotne dodatnie korelacje między całkowitą zawartością Cd, Pb i Zn
a współczynnikiem qCO2. Nie stwierdzono negatywnego wpływu metali na aktywność i bogactwo
funkcjonalne grzybów glebowych. Nie wykazano
także ujemnego wpływu metali na żaden z badanych parametrów mikrobiologicznych gleb leśnych.
Właściwości mikrobiologiczne gleby różniły się
istotnie pomiędzy 6 kategoriami powierzchni (GW,
MW, FW, GS, FS, P; Kapusta i Godzik – Rozdział 6,
niniejszy tom; Ryc. 1). Najniższą respirację, biomasę oraz aktywność bakterii i grzybów na płytkach
Biolog wykazywały gleby muraw i lasów na podłożu
piaszczystym. Najwyższą respirację oraz biomasę
mikroorganizmów zaobserwowano dla gleb wytworzonych na odpadzie górniczym. Z kolei wysokie
wartości parametrów analizowanych z wykorzystaniem płytek Biolog stwierdzono dla gleb związanych
z odpadem górniczym oraz dla odłogów.
Analiza czynnikowa umożliwiła redukcję oryginalnych zmiennych fizykochemicznych oraz
roślinnych do 5 nieskorelowanych czynników,
które zinterpretowano jako: rodzaj podłoża (odpad
górniczy vs piasek), żyzność gleby, bogactwo gatunkowe roślin, zawartość metali rozpuszczalnych
w wodzie oraz dostępność fosforu (Tabela 3).
Czynniki wykorzystano w analizie regresji wielorakiej jako zmienne niezależne (Tabela 4). Analiza
ta wykazała, że zespoły mikroorganizmów glebowych były kształtowane przede wszystkim przez
trzy czynniki: rodzaj podłoża, żyzność gleby oraz
bogactwo gatunkowe roślin. Rodzaj podłoża,
opisujący względną zawartość zanieczyszczonego
odpadu górniczego w podłożu, wpływał na respirację bazową gleby oraz biomasę mikroorganizmów. Żyzność gleby, związana przede wszystkim
z zawartością wymiennych form Mg, Ca i K, jak
również z zawartością C organicznego i N, korelowała silnie dodatnio z wszystkimi badanymi parametrami mikrobiologicznymi. Bogactwo i skład
gatunkowy roślinności miały szczególne znaczenie
dla bakterii, słabo wpływając na grzyby glebowe.
Stężenie metali rozpuszczalnych w wodzie korelowało ujemnie z respiracją bazową gleby oraz
dodatnio z aktywnością i bogactwem funkcjonalnym grzybów glebowych. Dostępność P nie
miała znaczenia dla mikroorganizmów.
Dyskusja
Jednym z głównych celów prowadzonych
badań była ocena wpływu metali ciężkich na zespoły
mikroorganizmów glebowych. Stwierdzono, że
metale ciężkie negatywnie wpływały na biomasę
mikroorganizmów, aktywność bakterii oraz ich
zdolność rozkładania związków organicznych; efekt
ten wykazano dla gleb muraw i odłogów. Toksyczny wpływ metali na mikroorganizmy obserwowany był również przez innych autorów (Wang
i in. 2007; Niemeyer i in. 2012; Chodak i in.
2013). Niemeyer i in. (2012) prowadzili badania
na terenach zanieczyszczonych Pb, Zn, Cd i Cu
w wyniku działalności huty ołowiu i zaobserwowali
negatywne korelacje pomiędzy poziomem zanieczyszczenia gleby, a respiracją gleby, biomasą mikroorganizmów, aktywnością fosfatazy i asparaginazy.
Podobnie, Wang i in. (2007) stwierdzili obniżenie
biomasy mikroorganizmów, różnorodności bakterii i aktywności fosfatazy oraz zmianę struktury
zespołu bakterii w glebach zanieczyszczonych Zn
i Cu w pobliżu huty miedzi.
Niekorzystny wpływ Zn, Pb i Cd na mikroorganizmy gleb muraw i odłogów został potwierdzony dodatnią zależnością między zawartością
metali w glebie a współczynnikiem qCO2. Zmiany
współczynnika qCO2 mogą wskazywać na zmiany
struktury zespołu mikroorganizmów lub zmiany
w wykorzystaniu zasobów (Wardle i Ghani 1995;
Insam i in. 1996). Wzrost qCO2 w wyniku zanieczyszczenia może oznaczać, że mikroorganizmy
mniej zasobów zużywają na produkcję biomasy,
a więcej na bieżące utrzymanie, w tym koszty
detoksykacji metali ciężkich.
W niniejszych badaniach nie stwierdzono toksycznego wpływu metali na aktywność i bogactwo
funkcjonalne grzybów. Wyniki wskazują na mniejszą
wrażliwość grzybów niż bakterii na zanieczyszczenie metalami ciężkimi. Można zatem przypuszczać, że ujemna zależność pomiędzy zawartością
metali ogólnych w glebie a biomasą mikroorganizmów wynikła z niekorzystnego wpływu metali na
komponent bakteryjny biomasy mikrobiologicznej.
Otrzymane wyniki są zgodne z doniesieniami
kilku innych autorów, którzy wykazali większą
wrażliwość bakterii niż grzybów na metale ciężkie
(Bååth 1989; Rajapaksha i in. 2004; Stefanowicz
i in. 2008; Wang i in. 2010). Zarówno bakterie,
jak i grzyby wykształciły mechanizmy chroniące do
pewnego stopnia przed niekorzystnym wpływem
metali. Jednak komórki bakteryjne są mikroskopijne i ściśle związane ze swoim otoczeniem oraz
charakteryzują się wysokim stosunkiem powierzchni
do objętości, co czyni je na ogół wysoce podatnymi
na niekorzystne wpływy środowiska. Grzyby, dzięki
silnemu rozrastaniu się grzybni w glebie, zdolne
są do penetracji względnie rozległych przestrzeni,
przez co zdają się mieć większe niż bakterie możliwości unikania szkodliwych czynników, na przykład szczególnie zanieczyszczonych mikrosiedlisk
(Baldrian 2010).
Należy zwrócić uwagę, że zawartość form
metali rozpuszczalnych w wodzie (czynnik 4
wyłoniony w analizie czynnikowej) korelowała
dodatnio z aktywnością i bogactwem funkcjonalnym grzybów. Wzrost aktywności grzybów
w odpowiedzi na wzrost czynnika 4 mógł wynikać
z dwóch przyczyn: eliminacji wrażliwych na metale
311
bakterii, stanowiących konkurencję dla grzybów, co
przełożyło się na lepsze funkcjonowanie grzybów
w środowiskach zanieczyszczonych lub też z dodatniego wpływu C organicznego na grzyby, przy
braku szkodliwego działania metali (w czynniku
4 ładunek C organicznego był względnie wysoki
i wynosił 0.47; dane nie prezentowane w Tabeli 3).
Wyższa zawartość C organicznego (materii organicznej) w glebie przekłada się na wyższą dostępność związków odżywczych dla mikroorganizmów
saprotroficznych, a w konsekwencji na wzrost ich
aktywności i biomasy.
W niniejszych badaniach nie stwierdzono
negatywnego wpływu metali na mikroorganizmy
gleb leśnych. Może to być wynikiem niższych koncentracji metali w glebach leśnych niż w glebach
muraw i odłogów: poziomy próchnicze i mineralne
uwzględnione w badaniach są w glebach lasów do
pewnego stopnia chronione przed depozycją zanieczyszczeń z atmosfery przez korony drzew i poziom
organiczny gleby (Kapusta i Godzik – Rozdział 6,
niniejszy tom). Badane gleby leśne charakteryzowały się również mniejszą zmiennością koncentracji
metali pomiędzy stanowiskami, co mogło uniemożliwić wykrycie wpływu metali na mikroorganizmy
w tych ekosystemach.
Metale ciężkie nie były głównym czynnikiem
kształtującym zespoły mikroorganizmów glebowych. Największe znaczenie dla mikroorganizmów
miał rodzaj podłoża oraz żyzność gleby (czynnik
1 i 2). Rodzaj podłoża, związany z zawartością
odpadu górniczego w podłożu, silnie wpływał na
respirację i biomasę mikroorganizmów. Z kolei
żyzność gleby, skorelowana głównie z zawartością
wymiennych form Mg, Ca, K, jak również organicznego C oraz ogólnego N, oddziaływała w istotny
sposób na wszystkie badane parametry mikroorganizmów. Stanowiska badawcze różniły się zawartością w podłożu, z jednej strony, odpadu górniczego,
z drugiej strony – piasku. Odpad górniczy, składający się głównie z dolomitu i kalcytu, był bardzo
silnie zanieczyszczony metalami ciężkimi, jednak
zawierał również duże ilości makroelementów
(Ca, Mg i K) oraz charakteryzował się zasadowym
odczynem (Kapusta i in. – Rozdział 13, niniejszy
tom). Z tego względu mógł korzystnie oddziaływać
na mikroorganizmy. Negatywny wpływ zawartych
w odpadzie metali na biomasę mikroorganizmów
312
ujawnił się, gdy parametr ten został przeliczony
na jednostkę materii organicznej. Przeliczenie
parametrów mikrobiologicznych na jednostkę
materii organicznej umożliwia częściową eliminację
różnic w zawartości substancji organicznej w glebie
pomiędzy powierzchniami badawczymi i daje możliwość wykrycia efektów innych czynników, w tym
przypadku negatywnego wpływu metali (Soler-Rovira i in. 2013). Podobny efekt zaobserwowano
również dla czynnika 4 reprezentującego zawartość
form metali rozpuszczalnych w wodzie. Czynnik
ten korelował ujemnie z respiracją gleby przeliczoną
na jednostkę materii organicznej.
Kilku autorów badających zależności pomiędzy
właściwościami fizykochemicznymi i mikrobiologicznymi gleby w terenach zanieczyszczonych
metalami ciężkimi wykazało, że większe znaczenie
dla mikroorganizmów miała zawartość składników
odżywczych w glebie i jej odczyn, niż obecność
metali (Niklińska i in. 2005; Chodak i in. 2013;
Soler-Rovira i in. 2013). Niklińska i in. (2005)
stwierdzili, że na respirację i biomasę mikroorganizmów humusu glebowego wpływała głównie zawartość S i stosunek C/N w glebie. Efekt odczynu oraz
metali ciężkich był mniejszy, choć istotny statystycznie. Z kolei odczyn gleby miał dominujący
wpływ na aktywność i profile fizjologiczne bakterii na płytkach Biolog. Podobne wyniki opisali
Chodak i in. (2013). Respiracja i biomasa mikroorganizmów zależały głównie od zawartości C organicznego lub N, a struktura i różnorodność zespołu
od odczynu. Wpływ metali był mniejszy niż efekty
innych czynników fizykochemicznych i uwidocznił
się w poziomie respiracji gleby i różnorodności
zespołu bakterii. Również Soler-Rovira i in. (2013)
wykazali, że respiracja gleb winnic, zanieczyszczonych Cu w wyniku stosowania fungicydów, zależała
głównie od odczynu i zawartości węgla organicznego, a nie od poziomu zanieczyszczenia Cu.
Trzecim czynnikiem wpływającym silnie na
badane parametry mikrobiologiczne gleby było
bogactwo gatunkowe roślin, czyli liczba gatunków
roślin zielnych na poletkach badawczych. Liczba
gatunków korelowała dodatnio z respiracją gleby,
biomasą oraz, szczególnie silnie, z aktywnością
i bogactwem funkcjonalnym bakterii glebowych.
Pewne znaczenie dla mikroorganizmów glebowych
mógł mieć również skład gatunkowy roślinności.
Parametr ten był silnie skorelowany z bogactwem
gatunkowym roślin (obie zmienne charakteryzowały się wysokim ładunkiem czynnikowym w czynniku 3). Rośliny mogą oddziaływać na zespoły
mikroorganizmów zarówno bezpośrednio, jak
i pośrednio. Bezpośredni wpływ wiąże się z depozycją ściółki o zróżnicowanym składzie chemicznym,
jak również z wydzielaniem przez korzenie roślin
licznych związków stymulujących aktywność mikrobiologiczną gleby (Grayston i in. 1996; Spehn i in.
2000; Zak i in. 2003; Reich i in. 2005). Większa
różnorodność gatunkowa roślin wiąże się na ogół ze
zwiększoną różnorodnością produkowanych przez
nie substancji stanowiących związki odżywcze dla
mikroorganizmów heterotroficznych. Zróżnicowanie tych związków może przekładać się na różnorodność i aktywność mikroorganizmów (Eisenhauer
i in. 2010). Ponadto, im większa jest różnorodność
zbiorowisk roślinnych, tym wyższe jest prawdopodobieństwo wystąpienia gatunków roślin oddziałujących na mikroorganizmy w wyjątkowo korzystny
sposób. Do takich gatunków należą rośliny motylkowate, mające zdolność wiązania azotu atmosferycznego (Spehn i in. 2000; Milcu i in. 2008).
Stephan i in. (2000) wykazali, że obecność Trifolium
repens prowadziła do zwiększenia aktywności i funkcjonalnej różnorodności mikroorganizmów – parametry te w glebie pod monokulturą T. repens były
równie wysokie, jak pod zbiorowiskami roślinnymi
o wysokiej różnorodności gatunkowej.
Pośredni wpływ roślin na mikroorganizmy
w terenach zanieczyszczonych związany jest z ich
oddziaływaniem na ilość i mobilność metali ciężkich w glebie. Wiadomo, że rośliny mogą zmieniać
odczyn roztworu glebowego lub zawartość rozpuszczonego węgla organicznego (szczególnie w ryzosferze), co może prowadzić do zwiększenia lub
zmniejszenia mobilności metali (Kim i in. 2010).
Szczególnie wyraźny wpływ na glebę mają rośliny
charakteryzujące się wyjątkowymi właściwościami,
na przykład zdolnością akumulacji znacznych ilości
metali w tkankach. Gremion i in. (2004) wykazali,
że obecność hiperakumulatora Zn i Cd – Thlaspi
caerulescens – powodowała nie tylko zmniejszenie
koncentracji Zn i Cd w zanieczyszczonej glebie
dzięki pobieraniu metali i ich akumulacji w tkankach roślinnych, lecz również stymulowała aktywność metaboliczną bakterii glebowych. Korzystny
wpływ roślin na mikroorganizmy w zanieczyszczonej glebie wykazali Gao i in. (2010). Obecność jednego (Solanum nigrum), a w szczególności
dwóch gatunków roślin (Solanum nigrum i Zea
mays) w glebie zanieczyszczonej eksperymentalnie
Cd i Pb wpływała dodatnio na wielkość populacji
promieniowców, innych bakterii oraz grzybów.
Wzrost roślin w zanieczyszczonej glebie powodował
również podniesienie poziomu respiracji, aktywności fosfatazy, ureazy i dehydrogenazy oraz różnorodności genetycznej zespołów mikroorganizmów
(Gao i in. 2010).
Badania opisane w niniejszym rozdziale
wykazały, że chociaż metale mogą wpływać negatywnie na aktywność, biomasę, bądź różnorodność
funkcjonalną mikroorganizmów, to wysoka zawartość pierwiastków odżywczych w zanieczyszczonych
glebach oraz obecność zbiorowisk roślinnych o dużej
różnorodności gatunkowej mogą w znacznym
stopniu łagodzić niekorzystne skutki wysokich
stężeń metali ciężkich dla zespołów mikroorganizmów glebowych. Konieczne są dalsze badania
wpływu zróżnicowanej liczby gatunków roślin na
mikroorganizmy gleb zdegradowanych, ponieważ
do tej pory niewielu autorów podejmowało to
zagadnienie, a nieliczne prace eksperymentalne
oparte są jedynie na układach kilkugatunkowych
(maksymalnie 2–4 gatunki roślin) (Yang i in. 2007;
Gao i in. 2010; Gao i in. 2012). Badania takie warto
prowadzić w warunkach terenowych, uwzględniając
zbiorowiska roślinne wykształcające się na terenach
pogórniczych w wyniku naturalnej sukcesji.
15
Protected and protection-worthy ecological areas
or features in the Olkusz Ore-bearing Region
Monika Jędrzejczyk-Korycińska1, Monika Zagórna1, Barbara Godzik 2
1
Department of Botany and Nature Conservation, Faculty of Biology and Environmental Protection, University of
Silesia, 28 Jagiellońska St., 40-032 Katowice, e-mail: [email protected]
2 W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, 46 Lubicz St., 31-512 Kraków, e-mail: b.godzik@
botany.pl
Calamine areas occur on different continents, and in Europe they can be found in
Germany, the Netherlands, Belgium, England
and elsewhere (Ernst 1974). Many of these
areas are under legal protection. Until recently,
in Poland it was widely held that areas associated with zinc and lead mining were of little
natural value. In recent years these same areas
have been shown to be potentially of high
natural and landscape value. The importance
of calamine areas is increasingly recognised in
Poland and worldwide. Establishment of the
Natura 2000 European Ecological Network
was one of the largest tasks related to protection of biological diversity ever faced by the
European Union nations. The Habitats Directive (92/43/EEC) of 21 May 1992, on the
conservation of natural habitats and of wild
fauna and flora, lists low calamine grasslands
of the Violetea calaminariae class as rare and
vulnerable biotopes, that is, Sites of Community Importance or potential Special Areas of
Conservation.
In Poland, calamine grasslands occur
only in the vicinity of Olkusz and Chrzanów,
where lead and zinc mining and industry have
been documented dating to at least the 12th
century (Molenda 1963, 1972; Godzik and
Woch – Chapter 3 and Woch – Chapter 4,
this volume). The Olkusz Ore-bearing Region
(OOR) is characterised by significant natural
and landscape diversity. Areas with elevated
substrate levels of heavy metals, such as those
within the OOR, have been of much interest
to biologists for many years. On one hand,
they are historical remains of zinc and lead
ore mining, and on the other hand they are
specific natural habitats favouring the growth
of diverse fauna and flora (Grodzińska and
Szarek-Łukaszewska 2002). Due to the unfavourable physicochemical characteristics of the
substrate, combined with other abiotic factors, these areas are inhabited by a number of
specialised species capable of coping with the
stress caused by high levels of heavy metals in
the soil. These plants are referred to as metallophytes or pseudometallophytes and, in rare
cases of accumulation of very high levels of
metals in aboveground parts, hyperaccumulators (Brooks 1998). The natural development
315
of the flora of such areas is very slow; in time,
however, biocoenoses featuring some rare and
protected species can form. In some cases
their biodiversity surpasses that of the habitat
that predated the impact of mining (Molenda
2005). Spoil heaps from zinc and lead extraction, particularly the older ones, may therefore
serve as refuges for these specific plant species
(Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2008).
A total of 736 vascular plant species have
been recorded from the Olkusz Ore-bearing
Region (Nowak et al. 2011; Nowak et al. –
Chapter 8, this volume). Taxonomically they
are highly diverse (102 families, 372 genera).
Forty-six of these species are legally protected,
including 39 under strict protection and 7
under partial protection. Some of them have
only single or a few localities, while others are
quite common and form large populations
(Nowak et al. – Chapter 8, this volume). Rare
species of fungi and lichens have also been
identified within the OOR (Mleczko 2004;
Mleczko et al. 2009; Bielczyk – Chapter 10,
Mleczko and Beszczyńska – Chapter 11, this
volume). These data are enough to demonstrate
the high natural value of the Olkusz region.
Current forms of nature protection
in force in the Olkusz Ore-bearing
Region
On the list of Sites of Community Importance there are two Natura 2000 areas protecting calamine grasslands (code 6130) in
Małopolska Province; they are called Pleszczotka and Armeria.
Pleszczotka Natura 2000 area
The Pleszczotka nature area (PLH120092)
and ecological site is located in the southern
part of Bolesław municipality and covers 4.9 ha
(Kapusta et al. 2010). The name of the site
316
originates from the Polish name of the alpine
plant buckler mustard (Biscutella laevigata),
a glacial relict for which the old spoil heap is the
second documented site in Poland and also the
only lowland locality of this species (MesjaszPrzybyłowicz 2001; Pielichowska and Wierzbicka 2004) (Fig. 1). This species differentiates
the Bolesław grassland from other calamine
grasslands of the Armerietum halleri association in Europe (Ernst 1974; Matuszkiewicz
2005; Grodzińska and Szarek-Łukaszewska
2011). Other interesting species found within
the area include Alyssum montanum, Armeria
maritima, Dianthus carthusianorum, Gentianella germanica, Gypsophila fastigiata, Erysimum
odoratum and Silene vulgaris.
This nature area protects a single type of
natural habitat (Violetalia calaminariae calamine grassland) listed in Annex I to Directive 43/92/EEC, covering 81.84% of the
area (http://natura2000.gdos.gov.pl/). The
area features a historic spoil heap more than
a century old, left from extraction of Zn-Pb
ore. The heap was never subjected to any
recultivation. Vegetation appeared gradually
by spontaneous succession (Grodzińska and
Szarek-Łukaszewska 2002, 2009). For many
years the area was covered by dense grassland,
with isolated trees. Until the 1950s the growth
and development of vegetation was restricted
by pasturing of goats and sheep (Dobrzańska
1955). By the 1980s, pollution of the air by
SO2 and metallic dust emitted by the Bolesław
Mining and Metallurgical Plant in Bukowno
was making a significant impact on the area
(Kapusta et al. 2009). Cessation of pasturing
and reduction of industrial emissions led to
rapid, unhampered development of tree seedlings, particularly pine. Tree cover shaded
more and more of the grassland (SzarekŁukaszewska and Grodzińska 2008; Zielonka
et al. – Chapter 12, this volume).
Fig. 1. Pleszczotka Natura 2000 area dominated by Biscutella laevigata (photo P. Kapusta)
Ryc. 1. Obszar Natura 2000 Pleszczotka z dominującym gatunkiem Biscutella laevigata (fot. P. Kapusta)
The soil of the protected area is shallow,
skeletal and alkaline (pH >7); it has high levels
of metal ions (Zn 4%, Pb 0.3%, Cd 0.02%)
which vary significantly on a small spatial scale
due to the heterogeneity of the mining material
on which the soils were formed (JędrzejczykKorycińska 2006). Harsh habitat conditions
(strong insolation, low substrate humidity, low
nutrient content) challenge the plants. This
protected area is a habitat for a specific vegetation type, calamine grassland, typical for spoil
heaps rich in zinc and lead ore (Grodzińska and
Szarek-Łukaszewska 2009; Szarek-Łukaszewska
and Grodzińska 2011). Numerous plant species have developed distinctive varieties and
ecotypes in the area. Under strong selection
pressure they have developed morphological
and physiological adaptations that allow them
to tolerate above-typical soil loads of heavy
metals and to survive in an extremely hostile
environment.
In 2008–2009 a qualitative and quantitative assessment of the vegetation cover on
more than ca. 20% of the Pleszczotka ecological site was made. Selected habitat conditions were also characterised, including
land slope, shading, cover by undecomposed
organic matter, and soil physicochemistry.
Due to ongoing overgrowth by pine trees over
the calamine grassland, leading to a changes
in habitat conditions, it was decided that
the tree and shrub layers had to be removed
from the study area. The need to actively protect the calamine grassland so as to preserve
its unique species composition and features
was demonstrated (Kowolik 2010; Kowolik
et al. 2010). In 2011, as part of a scheme of
active grassland protection, trees and shrubs
were eliminated from the area of interest and
it was placed under monitoring. As early as
two years after the clearance, the composition of the grassland changed to include
317
a higher number of species covering a larger
percentage of the land (Jędrzejczyk-Korycińska
et al. 2014). The area is under continuous
monitoring.
Armeria Natura 2000 area
The second nature area in the OOR is
Armeria (PLH120091). This protected area
(7.4 ha) includes post-excavation areas in the
vicinity of the Bolesław Mining and Metallurgical Plant in Bukowno, including older
non-recultivated areas and younger areas that
were subjected to recultivation in the late
1990s. The oldest part consists of cave-ins
and land irregularities secondary to exploratory shafts (Fig. 2). This part probably has
remained unchanged since at least the 1920s.
The younger part of the Armeria site is what
remains of the Michalska exposure (3 ha in area
and 10 m in depth), where zinc-lead deposits
were excavated in 1953–1969, along with
deposits from earlier mining work. The excavation pit was filled with waste, including residue
from a zinc smelter; after filling, the pit was
covered with a 30 cm layer of soil to plant tree
and shrub species including silver birch (Betula
pendula), European larch (Larix decidua), Scots
pine (Pinus sylvestris), common sea-buckthorn
(Hippophaë rhamnoides) and wild olive (Eleagnus angustifolia) (Szarek-Łukaszewska and
Grodzińska 2008).
The substrate in the oldest part of the area
is covered with dense grass. The organic layer
is ca. 20 cm thick and has very high heavymetal content (e.g. Zn up to 8%, Pb 1%).
In places subjected to recultivation and tree
planting the substrate is somewhat less contaminated and contains ca. 1% Zn and 0.3% Pb.
Fig. 2. Armeria Natura 2000 area dominated by Armeria maritima (photo P. Kapusta)
Ryc. 2. Obszar Natura 2000 Armeria z dominującym gatunkiem Armeria maritima (fot. P. Kapusta)
318
The soils are neutral to alkaline (pH 7.0–7.6)
(Grodzińska 2007).
The Armeria nature area is covered by calamine grassland composed of species that tolerate high soil loads of heavy metals. There are
large shares of sheep fescue (Festuca ovina) and
sea thrift (Armeria maritima); the latter gave
this Natura 2000 area its name (Abratowska
2006) (Fig. 2). The nature area serves the purpose of protection of a single type of natural
habitat (Violetalia calaminariae calamine grassland) listed in Annex I to Directive 43/92/
EEC, covering ca. 85.37% of the area (http://
land
natura2000.gdos.gov.pl/). Calamine grass
habitats are very rare in Poland and Europe.
Other important vascular plant species in
this nature area include Anthericum ramosum,
Biscutella laevigata, stemless carline thistle
(Carlina acaulis), dark red helleborine (Epipactis atrorubens), broadleaved helleborine
(Epipactis helleborine), baby’s breath (Gypsophila fastigiata), common cock-rose (Helianthemum nummularium) and spiny restharrow
(Ononis spinosa) (Nowak et al. 2011).
Sztoła river valley ecological site
On 18 September, 1996, the Bukowno
Town Council placed the Sztoła river valley
including the buffer zone under site protection (http://krakow.rdos.gov.pl/files/artykuly/
14223/rejestr2014uzytekol.pdf ). The Sztoła
valley has particular landscape value due to its
morphology; it is deeply cut into loose sand.
It is a meandering valley with steep slopes,
particularly in the upper course. Flow in the
middle course is high. Another landscape
value is that the water (abyssal waters pumped
from limestone formations) appears turquoise.
Starting from the lower part of the middle
course, the valley floor widens and flood basins
begin to form. The river bed is entirely natural.
The Sztoła valley is subject to strong anthropopression involving constant changes in water
conditions in the reception basin due to
mining activity. The river dries up periodically
in the upper course, while high water levels are
maintained in the remaining courses after it is
joined by the southern canal (http://www.jura.
eko.org.pl/doc/srodowisko/Gmina_Bukowno.
pdf ). The plant cover on the valley bed and
slopes is relatively meager and not diversified.
It consists mainly of coniferous forest and
riparian species grouped in small areas next to
the watercourse. High uniformity of habitat
conditions leads to low plant diversity. Plant
communities associated with humid and fertile
habitats are only partially developed. Protected
species have been found in the area (Nowak
et al. 2011).
Eagles’ Nests Landscape Park
protection zone
Municipalities in the Olkusz Ore-bearing
Region, particularly in its northern part, have
sites with outstanding natural values, partially
due to their location within the Eagles’ Nests
Landscape Park buffer zone. The landscape
park covers an area protected for its natural,
historical, cultural and landscape values,
while the buffer zones surrounding the nature
preservation areas are established individually
for particular forms of nature protection to
protect these areas from external threats due
to human activity. In Bolesław, the Eagles’
Nests Landscape Park buffer zone, in the
northern part of the municipality, features
interesting and valuable natural enclaves such
as Laski-Krzykawka marsh in the Biała river
valley, gullies in Krzykawka and Krzykawa,
and slopes of the Przemsza river valley in
Krzykawka.
Nature monuments
As of 1 July 2014, the registry of nature
monuments in Olkusz contained only one such
entry within the OOR (http://krakow.rdos.
319
gov.pl/files/artykuly/14223/rejestr2014pomnprzy_1212.pdf ), a European ash (Fraxinus
excelsior) with a trunk circumference of 333
cm, located in Bukowno at the border of lot
no. 23 and Wodąca Street.
Nature and landscape features
worthy of interest and protection
in the OOR
Historic settlement in Stary Olkusz with
xerothermic turf and fringe communities
The old settlement has remnants of the
walls of a Gothic church dedicated to St. John.
An obelisk was placed on the church ruins in 1937
(http://www.polskaniezwykla.pl/web/place/
20183, olkusz-grodzisko.html) (Fig. 3). In
1979, an archaeological survey of the site
revealed a number of Gothic stone window
arches, ceramics, horse stirrups and items of
silver jewelry. The terrain surrounding the settlement is overgrown by turf communities of
Festuco-Brometea and fringe communities of
Trifolio-Geranietea sanguinei. Species of the
area include bloody crane’s-bill (Geranium sanguineum), white swallowwort (Vincetoxicum
hirundinaria) and Peucedanum cervaria.
Loess gullies north of Nowy Ujków
This beautiful landscape with loess gullies
is home to turf communities of Festuco-Brometea. Broadleaved thyme (Thymus pulegioides),
Fig. 3. Historic settlement in Stary Olkusz (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 3. Grodzisko w Starym Olkuszu (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
320
Fig. 4. Wet meadows in the Krążek-Bolesław region (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 4. Wilgotne łąki w rejonie Krążka-Bolesławia (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
hedge bedstraw (Galium mollugo) and dyer’s
greenweed (Genista tinctoria) form a multicoloured carpet of flowers during the vegetation
season.
Meadows between Nowy Ujków
and Kolonia Nowy Ujków
This is a complex of Molinio-Arrhenatheretea meadows with particularly valuable wet
and marshy meadows of Molinietalia, rich
in rare and protected species. Species include
Turkish marsh gladiolus (Gladiolus imbricatus),
siberian iris (Iris sibirica), broadleaved marsh
orchid (Dactylorhiza majalis), pepper saxifrage
(Silaum silaus), sawwort (Serratula tinctoria)
and autumn crocus (Colchicum autumnale).
A very interesting species of false helleborine
(Veratrum lobelianum) also grows in the
vicinity.
Krążek-Bolesław wet meadow complex
This complex of wet meadows preserves
numerous valuable patches despite the cessation of traditional exploitation (Fig. 4). Among
its rare and protected species are early marsh
orchid (Dactylorhiza incarnata), Ascherson’s
march orchid (Dactylorhiza ×aschersoniana),
broadleaved marsh orchid (Dactylorhiza
majalis), adder’s tongue (Ophioglossum vulgatum), variegated horsetail (Equisetum variegatum), marsh helleborine (Epipactis palustris),
broadleaved helleborine (Epipactis helleborine)
and autumn crocus (Colchicum autumnale).
Trees
There are a number of beautiful old trees
within the OOR. They grow as isolated specimens or in clusters, particularly in old parks.
321
The parks are mostly adjacent to heritage
buildings such as manor houses.
The Old Polish Manor in Krzykawka
dates to 1724. Some species of trees growing
in the manor park today probably date to that
period (Sawicki and Szlęzak 2011). There are
some aged trees of monumental size such as
a horse chestnut (Aesculus hippocastanum)
355 cm in trunk circumference at breast
height, two small-leaved limes (Tilia cordata)
(515, 505 cm), a sycamore maple (Acer pseudoplatanus) (303 cm), pedunculate oaks (Quercus
robur) (560, 370, 325, 300 cm), a European
beech (Fagus sylvatica) (310 cm), and an
orchard tree, sweet cherry (Prunus avium)
(177 cm). The park has other tree species of
beautiful form and spreading crowns, such
as eastern white pine (Pinus strobus), Norway
spruce (Picea abies), European larch (Larix
decidua), European hornbeam (Carpinus
betulus) and an old variety of European pear
(Pyrus communis). The park stand generally
is in very good or good condition, with only
a few trees requiring attention.
Also of note is a park-type tree stand near
the manor in Bolesław (Maria Płonowska
Memorial Cultural Centre in Bolesław). The
manor dates to the second half of the 19th century. On the north side the manor adjoins the
erstwhile garden which turns into a huge park
on the southern side (Fig. 5). The park tree
stand near the Bolesław manor is much younger
than the manor park described above, but
well worth our attention. There are very large
trees both near and inside the park, including
white cedar (Thuja occidentalis) (150 cm trunk
Fig. 5. Park-type tree stand near the manor in Bolesław (Maria Płonowska Memorial Cultural Centre in Bolesław)
photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 5. Drzewostan parkowy przy Dworku w Bolesławiu (Centrum Kultury im. Marii Płonowskiej w Bolesławiu) (fot.
M. Jedrzejczyk-Korycińska)
322
Fig. 6. Pedunculate oak (Quercus robur), more than century old growing near Krzykawka (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 6. Okolice Krzykawki – ponad 100-letni dąb szypułkowy (Quercus robur) (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
circumference), Norway maples (Acer platanoides) (320, 295 cm), and trees expected to
reach very large circumference in later years.
Examples include a beautiful small-leaved lime
(Tilia cordata) (285 cm), a silver birch (Betula
pendula) (177 cm), Norway maples (Acer platanoides) (215, 220 cm), a black locust (Robinia pseudoacacia) (256 cm), a European larch
(Larix decidua) (204 cm) and a European hornbeam (Carpinus betulus) (180 cm). Most trees
in the park are in very good shape. It would be
advisable to eliminate the overly dense brushwood there, in order give the terrain around
the manor a fresher, more attractive look.
An interesting specimen worth protecting
is a pedunculate oak (Quercus robur) more
than a century old, growing near Krzykawka
(Fig. 6). The tree has reached monumental
size, with ca. 330 cm trunk circumference
at breast height. The oak has a beautifully
formed, healthy crown.
Protection of natural values
Areas that seem worthy of protection due
to their natural and landscape values include
the Laski-Krzykawka marsh located in the Biała
river valley, as well as gullies in Krzykawka and
Krzykawa (Fig. 7).
The Laski-Krzykawka marsh in the Biała
river valley in the northern part of Bolesław
enhances this interesting and original marsh
landscape. Reed communities, mud sedges
and riparian forests are developed in the area.
Common floral components are sedge (Carex)
species, as well as marsh cinquefoil (Comarum
palustre), marsh marigold (Caltha palustris) and
wood club-rush (Scirpus sylvaticus). The terrain
provides an optimum habitat for protected
323
Fig. 7. Laski-Krzykawka marsh in the Biała river valley (photo P. Kapusta)
Ryc. 7. Bagna w dolinie rzeki Białej w okolicy Lasek-Krzykawki (fot. P. Kapusta)
amphibians and reptiles as well as a large
number of rare bird and mammal species.
The loess gullies in Krzykawka and
Krzykawa, largely covered by deciduous forest,
form an area of high natural and landscape
value (Fig. 8). The site is covered by a tree stand
consisting of pedunculate oak (Quercus robur),
small-leaved lime (Tilia cordata), European
324
beech (Fagus sylvatica), European ash (Fraxinus
excelsior) and sycamore maple (Acer pseudoplatanus). The most frequent undergrowth species
include wood anemone (Anemone nemorosa),
common hepatica (Hepatica nobilis), wood
bluegrass (Poa nemoralis) and Melica nutans.
The area is a refuge and habitat for various
groups of animals.
Fig. 8. Loess gullies in Krzykawka covered by deciduous forest (photo M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Ryc. 8. Lasy liściaste porastające jary lessowe w Krzykawce (fot. M. Jędrzejczyk-Korycińska)
Threats
The largest threats to grassland communities include natural succession or inappropriate
recultivation leading to turfs being overgrown
by shrub and tree species, with excessive
growth of foreign invasive species such as Siberian peashrub (Caragana arborescens) and black
locust (Robinia pseudoacacia), most commonly
introduced during land recultivation. Another
potential threat is posed by land rezoning for
agriculture and construction, littering, and
damage from motorised vehicles.
The threats to wet marshes in the OOR
include drainage and development of boggy
areas, regulation of rivers and small watercourses, abandonment of the traditional uses of
meadows, and invasion by foreign species such
as wild black cherry (Padus serotina), green ash
(Fraxinus pennsylvanica) and A
siatic dock (Rumex
confertus). As in the case of turfs, rezoning also is
a potential threat to these habitats.
Invasion of foreign species including Japanese knotweed (Reynoutria japonica), Canadian
goldenrod (Solidago canadensis), New York aster
(Aster novi-belgii), Himalayan balsam (Impatiens glandulifera) and small balsam (I. parviflora) constitutes a serious threat to OOR
habitats. Uncontrolled dumping of rubble and
litter also has a big impact on environmental
conditions in this valuable area.
References
Abratowska A. 2006. Armeria maritima – Gatunek roślin przystosowany do wzrostu na glebach skażonych metalami ciężkimi. Kosmos 55:
217–227.
325
Brooks R. 1998. Geobotany and hyperaccumulators, pp. 55–94. In: Brooks R. (Ed.). Plants
that hyperaccumulate heavy metals. CAB International, New York.
Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Grodzińska
K., Godzik B. 2010. Murawy galmanowe
okolic Olkusza (południowa Polska). Chrońmy
Przyrodę Ojczystą 66(1): 27–34.
Dobrzańska J. 1955. Badania florystyczno-ekologiczne nad roślinnością galmanową okolic
Bolesławia i Olkusza. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 24(2): 357–416.
Kowolik M. 2010. Wpływ zróżnicowania siedliskowego na różnorodność florystyczną murawy
galmanowej w małej skali przestrzennej. Praca
magisterska. Wydział Biologii i Ochrony środowiska. Uniwersytet Śląski. Katowice.
Ernst W. 1974. Schwermetallvegetation der Erde.
Gustav Fischer Verlag, Stuttgart.
Grodzińska K. 2007. Powstawanie układów o wy
sokiej różnorodności biologicznej na terenach pogórniczych silnie skażonych metalami ciężkimi
– badania spontanicznej sukcesji. Raport końcowy PBZ–KBN–087/P04/2003. Archiwum
Instytutu Botaniki im. W. Szafera PAN,
Kraków.
51(2): 127–138.
Kowolik M., Szarek-Łukaszewska G., Jędrzej
czyk-Korycińska M. 2010. Użytek ekologiczny “Pleszczotka górska” w cynkowo-ołowiowym terenie pogórniczym – potrzeba
66(1): 35–38.
Matuszkiewicz W. 2005. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. PWN.
Warszawa.
Mesjasz-Przybyłowicz J. 2001. The nuclear
microprobe – a challenging tool in plant sciences. Acta Physica Polonica A 100(5): 659–668.
Mleczko P. 2004. Mycorrhizal and saprobic macrofungi of two zinc wastes in Southern Poland.
Acta Biologica Cracoviensa Series Botanica 46:
25–38
Jędrzejczyk-Korycińska M. 2006. Floristic diversity in calamine areas of the Silesia-Cracow
Monocline. Biodiversity: Research and Conservation 3–4: 340–343.
Mleczko P., Gawroński S., Kapusta P. 2009.
New inland localities of a rare gasteroid basidiomycete, Scleroderma septentrionale, in natural
and anthropogenic habitats in Central Europe.
Polish Botanical Journal 54(1): 99–104.
Jędrzejczyk-Korycińska M., Szarek-Łukaszewska G.,
Kapusta P., Zagórna M. 2014. Changes in species composition of calamine grassland after
the removal of woody plants – effect of a conservation management. Acta Biologica Cracoviensia Series Botanica 56, Supplement 2: 26.
Kapusta P., Szarek-Łukaszewska G., Ociepa A.,
Zarzyka-Ryszka M., Grodzińska K.,
Godzik B. 2009. Wpływ sosny zwyczajnej
(Pinus sylvestris L.) na szatę roślinną terenów
pogórniczych Olkuskiego Regionu Rudnego,
pp. 94–96. In: M. Sporek (Ed.). Zagrożenia
biotopów – streszczenia. Materiały pokonferencyjne I Krajowej Konferencji Naukowej
“Zagrożenia biotopów”. Głuchołazy ’09,
22–25.IV.2009. Uniwersytet Opolski. Opole.
326
Studia dziejów Górnictwa i Hutnictwa VIII,
złóż śląsko-krakowskich w XVI–XVIII w.
Z dziejów postępu technicznego w eksploatacji
kruszców. Ossolineum, Wrocław.
Molenda T. 2005. Górnicze środowiska antropogeniczne – obiekty obserwacji procesów geomorfologiczno-biologicznych (na przykładzie
województwa śląskiego). Prace Naukowe Instytutu Górnictwa Politechniki Wrocławskiej.
Konferencje 111(43): 187–196.
w okolicy Bolesławia i Bukowna (region śląskokrakowski południowa Polska). Przegląd Geologiczny 56: 528–531.
Pielichowska M., Wierzbicka M. 2004. Uptake
and localization of cadmium by Biscutella laevigata, a cadmium hyperaccumulator. Acta Biologica Cracoviensia Series Botanica 46: 57–63.
Sawicki T., Szlęzak P. 2011. Bolesław i okolice. Centrum Kultury im. M. Płonowskiej
w Bolesławiu.
15
Obiekty chronione prawem i warte ochrony
w Olkuskim Okręgu Rudnym
Monika Jędrzejczyk-Korycińska1, Monika Zagórna1, Barbara Godzik 2
1
Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska, Uniwersytet Śląski, 40-032 Katowice, ul. Jagiellońska 28, e-mail: [email protected]
2 Instytut Botaniki im. W. Szafera Polskiej Akademii Nauk, 31-512 Kraków, ul. Lubicz 46, e-mail: b.godzik@
botany.pl
Tereny galmanowe występują na różnych
kontynentach, w tym również i w Europie: m.in.
w Niemczech, Holandii, Belgii, Anglii (Ernst
1974). Wiele z nich podlega ochronie prawnej.
W Polsce, do niedawna funkcjonowało przekonanie o niewielkiej wartości przyrodniczej obszarów
związanych z przemysłem cynkowo-ołowiowym.
W ostatnich latach, pogląd ten zweryfikowano
i okazało się, że tereny te mogą mieć wielką wartość
przyrodniczą i krajobrazową. Znaczenie obszarów
galmanowych w Polsce i na świecie powoli wzrasta.
Utworzenie Europejskiej Sieci Ekologicznej, zwanej
siecią Natura 2000, było jednym z najważniejszych wyzwań w zakresie ochrony różnorodności
biologicznej, stojących przed krajami Unii Europejskiej. Co więcej, Dyrektywa Siedliskowa (Habitatowa) (92/43/EEC) z dnia 21 maja 1992 roku
w sprawie ochrony siedlisk naturalnych oraz dzikiej
fauny i flory, ujmuje w swoim wykazie zbiorowiska
niskich muraw galmanowych z klasy Violetea calaminariae jako biotopy rzadkie i ginące – Obszary
o Znaczeniu Wspólnotowym, czyli potencjalne
Specjalne Obszary Ochrony Siedlisk.
W Polsce najlepiej wykształcone murawy gal
manowe występują w okolicach Olkusza i Chrza
nowa, gdzie udokumentowane kopalnictwo i hutnictwo ołowiu i cynku trwa od co najmniej XII wieku
(Molenda 1963, 1978; Godzik i Woch – Rozdział 3
oraz Woch – Rozdział 4, niniejszy tom). Olkuski
Okręg Rudny (OOR) jest obszarem niezwykle zróżnicowanym pod względem przyrodniczym i krajobrazowym. Tereny o podwyższonej zawartości metali
ciężkich w podłożu, których udział w OOR jest
znaczny, od wielu lat budzą zainteresowanie biologów. Z jednej strony stanowią pozostałości działalności górniczej – wydobycia rud cynku i ołowiu, z drugiej natomiast stanowią specyficzne siedliska
przyrodnicze, sprzyjające występowaniu zróżnicowanej fauny i flory (Grodzińska i Szarek-Łukaszewska
2002). Niekorzystne właściwości fizyko-chemiczne
podłoża oraz działanie innych czynników abiotycznych powodują, iż na terenie tym tylko występuje
szereg wyspecjalizowanych gatunków, które radzą
sobie ze stresem spowodowanym wysokimi stężeniami metali ciężkich w glebie. Rośliny te określane
są mianem metalofitów lub pseudometalofitów,
a w szczególnych przypadkach (akumulacja bardzo
wysokich ilości metali w nadziemnych częściach) hyperakumulatorów (Brooks 1998). Naturalny rozwój
roślinności na tego typu terenach jest bardzo powolny, ale z czasem może doprowadzić do wytworzenia biocenoz z gatunkami rzadkimi i chronionymi.
W niektórych przypadkach, bioróżnorodność na
takich obszarach zaczyna przewyższać różnorodność
329
biologiczną siedliska, które występowało uprzednio
(Molenda 2005). Odpady po górnictwie rud cynku
i ołowiu, szczególnie te starsze mogą zatem stanowić
refugia tych specyficznych gatunków roślin (Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2008).
W Olkuskim Regionie Rudnym stwierdzono
występowanie 736 gatunków roślin naczyniowych (Nowak i in. 2011; Nowak i in. – Rozdział
8, niniejszy tom). Reprezentują one duże zróżnicowanie przynależności do grup systematycznych (102 rodzin botanicznych i 372 rodzajów).
Wśród nich na badanym terenie występuje 46
gatunków objętych ochroną prawną, w tym 39
ściśle, a 7 chronionych częściowo. Część z nich ma
tylko pojedyncze lub nieliczne stanowiska, część
natomiast rośnie tu często, w dużych populacjach
(Nowak i in. – Rozdział 8, niniejszy tom). Interesujace, rzadkie gatunki na terenie OOR, stwierdzono również wśród grzybów i porostów (Mleczko
2004; Mleczko i in. 2009; Bielczyk – Rozdział 10,
Mleczko i Beszczyńska – Rozdział 11, niniejszy
tom). Już tylko te dane wskazują na dużą wartość
przyrodniczą rejonu olkuskiego.
Aktualnie istniejące formy ochrony
przyrody na terenie Olkuskiego Okręgu
Rudnego
Zgodnie z rejestrem obszarów mających znaczenie dla Wspólnoty Europejskiej w województwie
małopolskim istnieją 2 obszary Natura 2000 chroniące murawy galmanowe (6130), tj. Pleszczotka
i Armeria.
Obszar Natura 2000 Pleszczotka
Obszar naturowy (PLH120092), a zarazem
użytek ekologiczny Pleszczotka, położony jest
w południowej części gminy Bolesław i zajmuje
powierzchnię 4,9 ha (Kapusta i in. 2010). Nazwa
użytku pochodzi od polskiej nazwy górskiego
gatunku – pleszczotka górska (Biscutella laevigata) –
reliktu glacjalnego, dla którego stara hałda stanowi
jego drugie, udokumentowane stanowisko w Polsce,
a tym samym jedyne na niżu (Mesjasz-Przybyłowicz
2001; Pielichowska i Wierzbicka 2004) (Ryc. 1).
Gatunek ten wyróżnia również murawę w Bolesławiu od innych muraw galmanowych zespołu
330
Armerietum halleri w Europie (Ernst 1974; Matuszkiewicz 2005; Grodzińska i Szarek-Łukaszewska
Inne ciekawe gatunki z tego terenu to: Alyssum
montanum, Armeria maritima, Dianthus carthusianorum, Gentianella germanica, Gypsophila fastigiata,
Erysimum odoratum i Silene vulgaris.
Ten obszar naturowy służy ochronie jednego
typu siedliska przyrodniczego (Murawy galmanowe z Violetalia calaminariae) z zał. I Dyrektywy
43/92/EWGW, zajmującego 81,84% powierzchni
obszaru (http://natura2000.gdos.gov.pl/). Jest to
obszar historycznej, ponad 100-letniej, tzw. „starej
hałdy” powstałej z wydobycia rud Zn-Pb. Zwałowisko to nigdy nie było rekultywowane. Roślinność
pojawiała się stopniowo, na drodze spontanicznej
sukcesji (Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2002,
2009). Przez wiele lat teren ten porastała zwarta
murawa z pojedynczymi tylko drzewami. Do lat
50. XX wieku ich rozwój i wzrost ograniczony był
przez wypas kóz i owiec (Dobrzańska 1955). Do
lat 80. XX wieku znaczącą rolę odgrywało również
zanieczyszczenie powietrza SO2 i pyłami metalicznymi z emisji z Zakładów Górniczo-Hutniczych
Bolesław w Bukownie (Kapusta i in. 2009). Brak
wypasu i spadek emisji przemysłowych spowodował szybki, nie hamowany już rozwój siewek
drzew, głównie sosny. Zaczęły one pokrywać teren
w znacznie większym stopniu zaciemniając murawę
(Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2008; Zielonka
i in. – Rozdział 12, niniejszy tom).
Gleba tego obszaru jest płytka i szkieletowa.
Jej odczyn jest zasadowy (pH > 7). Stężenia metali
ciężkich są w niej wysokie (Zn 4%, Pb 0,3%, Cd
0,02%) i znacznie zróżnicowane w małej skali
przestrzennej. Jest to związane z heterogenicznością materiału górniczego, z którego wykształciły się te gleby (Jędrzejczyk-Korycińska 2006).
Warunki siedliskowe (silne nasłonecznienie, niska
wilgotność podłoża, niska zawartość składników
odżywczych) są dla roślin ekstremalne. Ten obszar
naturowy jest miejscem występowania specyficznej
roślinności – murawy galmanowej, charakterystycznej dla zwałowisk bogatych w rudy cynku
i ołowiu (Grodzińska i Szarek-Łukaszewska 2009;
Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2011). Wiele
gatunków roślin wykształciło tu swoiste odmiany
i ekotypy. W warunkach silnej presji selekcyjnej
wytworzyły one wiele morfologicznych i fizjologicznych adaptacji, umożliwiających tolerowanie
ponadnormatywnych stężeń metali ciężkich
w podłożu, a zatem przetrwania w skrajnie nieprzyjaznym siedlisku.
W latach 2008–2009, na około 20% powierzchni użytku ekologicznego Pleszczotka,
określo
no skład jakościowy i ilościowy pokrywy
roślinnej. Scharakteryzowano również wybrane
warunki siedliskowe – nachylenie terenu, stopień
zacienienia, pokrycie nierozłożoną materią organiczną oraz właściwości fizyko-chemiczne gleby.
W związku z postępującym zarastaniem murawy
galmanowej przez sosnę i zmianą panujących tam
warunków, stwierdzono że niezbędnym jest wycięcie warstwy drzew i krzewów na badanej powierzchni. Wykazano potrzebę aktywnej ochrony
murawy galmanowej, w celu zachowania jej unikatowego składu gatunkowego i właściwości (Kowolik 2010; Kowolik i in. 2010). W 2011 roku,
w ramach aktywnej ochrony murawy, usunięto
drzewa i krzewy z analizowanej powierzchni,
a obszar objęto monitoringiem. Już po 2 latach od
wycinki skład murawy zmienił się, zwiększyła się
liczba i pokrycie przez gatunki światłożądne (Jędrzejczyk-Korycińska i in. 2014). Teren ten podlega ciągłemu monitoringowi.
Obszar Natura 2000 Armeria
Drugim obszarem naturowym na terenie OOR
jest Armeria (PLH120091). Ochroną zostały objęte
tereny pogórnicze (7,4 ha) położone w najbliższym otoczeniu Zakładów Górniczo-Hutniczych
Bolesław – huty cynku w Bukownie (ZGH Bolesław), które obejmują nierekultywowane (starsze)
oraz zrekultywowane pod koniec lat 90. XX wieku
(młodsze) powierzchnie. Najstarszą część, stanowią
zapadliska i nierówności terenu, będące pozostałością po szybach poszukiwawczych (Ryc. 2).
Z dużym prawdopodobieństwem można powiedzieć, że teren ten jest niezmieniony co najmniej
od lat 20. XX wieku. Natomiast młodsza część
obszaru chronionego Armeria, jest pozostałością po działającej w latach 1953–1969 odkrywce
Michalska (o powierzchni 3 ha i głębokości 10 m),
skąd wydobywano złoża cynkowo-ołowiowe, jak
również wykorzystywano zasoby rud, pozostałych
w odpadach po wcześniejszych pracach górniczych.
Powstałe wyrobisko, zasypano odpadami, m.in.
żużlami z huty cynku, a po wypełnieniu odkrywki,
na powierzchnię nawieziono 30 cm gleby i posadzono gatunki drzewiaste i krzewiaste, takie jak:
brzoza zwyczajna (Betula pendula), modrzew europejski (Larix decidua), sosna zwyczajna (Pinus
sylvestris) oraz rokitnik zwyczajny (Hippophaë rhamnoides) i oliwnik wąskolistny (Eleagnus angustifolia)
(Szarek-Łukaszewska i Grodzińska 2008).
Podłoże w najstarszej części omawianego terenu
jest porośnięte gęstą murawą. Warstwa organiczna
ma tu około 20 cm miąższości i charakteryzuje się
bardzo wysoką zawartością metali ciężkich (m.in.
Zn do około 8%, Pb 1%). Na powierzchni rekultywowanej, z nasadzonymi drzewami, podłoże jest
nieco mniej zanieczyszczone i zawiera około 1%
cynku i 0,3% ołowiu. Gleby mają odczyn od obojętnego do zasadowego – w granicach pH 7,0 do
7,6 (Grodzińska 2007).
Obszar naturowy Armeria pokryty jest murawą
galmanową złożoną z gatunków tolerujących
wysokie stężenia metali ciężkich w glebie, z dużym
udziałem kostrzewy owczej (Festica ovina) i zawciągu
pospolitego (Armeria maritima) – od tego gatunku
wzięła się nazwa obszaru Natura 2000 (Abratowska
2006) (Ryc. 2). Obszar służy ochronie jednego
typu siedliska przyrodniczego (Murawy galmanowe
z klasy Violetalia calaminariae) z zał. I Dyrektywy 43/92/EWGW, zajmującego ok. 85,37%
powierzchni obszaru (http://natura2000.gdos.gov.
pl/). Siedlisko muraw galmanowych jest wyjątkowo
rzadkie w naszym kraju i Europie.
Wśród innych ważnych gatunków roślin naczyniowych występujących na obszarze naturowym
należy wymienić: pajęcznicę gałęzistą (Anthericum
ramosum), pleszczotkę górską (Biscutella laevigata),
dziewięćsiła bezłodygowego (Carlina acaulis),
kruszczyka rdzawoczerwonego (Epipactis atrorubens), kruszczyka szerokolistnego (Epipactis helleborine), łyszczca baldachogronowego (Gypsophila
fastigiata), posłonka rozesłanego (Helianthemum
nummularium), czy wilżynę ciernistą (Ononis spinosa) (Nowak i in. 2011).
Użytek Ekologiczny „Dolina rzeki Sztoły”
W dniu 18 września 1996 r. Rada Miejska
w Bukownie wprowadziła ochronę indywidualną
„Doliny rzeki Sztoły wraz ze strefą ochronną”
331
(http://krakow.rdos.gov.pl/files/artykuly/14223/
rejestr2014uzytekol.pdf ). Dolina rzeki Sztoły
ma ogromny walor krajobrazowy z uwagi na
swój kształt – głęboko wciętej w luźne piaski
znajdujące się w jej podłożu. Dolina jest przeważnie kręta, o stromych zboczach, szczególnie
w górnym biegu rzeki. W środkowym biegu jej
przepływy są wysokie. Woda ma lekko turkusowe zabarwienie (wody głębinowe pompowane
z utworów wapiennych), co dodatkowo wzmacnia
walory krajobrazowe. Począwszy od dolnej części
środkowego biegu rzeki dno doliny się rozszerza.
Od tego miejsca zaczynają się tworzyć rozlewiska.
Koryto Sztoły posiada całkowicie naturalny charakter. Dolina Sztoły ulega silnej antropopresji,
polegającej na ciągłych zmianach stosunków
wodnych w jej obszarze zlewniowym, na skutek
działalności górniczej. Obecnie rzeka w części
górnej biegu okresowo wysycha, a w pozostałej
jej części po połączeniu z kanałem południowym,
jej stany są stale wysokie (http://www.jura.eko.
org.pl/doc/srodowisko/Gmina_Bukowno.pdf ).
Szata roślinna porastająca zbocza i dno doliny
jest dość uboga i mało urozmaicona. Tworzą ją
głównie gatunki borowe i siedlisk łęgowych, których nieduże powierzchnie sąsiadują z nurtem
rzeki. Efektem znacznej jednorodności warunków
siedliskowych jest niewielkie zróżnicowanie roślinności. Zbiorowiska roślinne związane z siedliskami
wilgotnymi i żyznymi wykształcone są fragmentarycznie. Na tym terenie stwierdzono występowanie gatunków podlegających ochronie prawnej
(Nowak i in. 2011).
Otulina Parku Krajobrazowego Orlich Gniazd
Gminy wchodzące w skład Olkuskiego Okrę
gu Rudnego posiadają duże walory przyrodnicze
zwłaszcza w jego północnej części. Wynikają one
m.in. z położenia w otulinie Parku Krajobrazowego Orlich Gniazd. Park krajobrazowy obejmuje
obszar chroniony ze względu na wartości przyrodnicze, historyczne i kulturowe oraz walory krajobrazowe. W celu zabezpieczenia przed zagrożeniami
zewnętrznymi wynikającymi z działalności człowieka otulinę, czyli strefę ochronną graniczącą z formą ochrony przyrody, wyznacza się indywidualnie
dla tej formy. Teren otuliny Parku Krajobrazowego
Orlich Gniazd w granicach gminy Bolesław, w jej
332
północnej części posiada ciekawe i wartościowe
enklawy przyrodnicze, do których należą m.in.:
Bagna Laski – Krzykawka, położone w dolinie rzeki Białej, Jary w Krzykawce i Krzykawie, Zbocza
doliny Przemszy w Krzykawce.
Pomniki przyrody
W Rejestrze pomników przyrody powiatu olkuskiego z dnia 01.07.2014 r. jest zapis o istnieniu
jednego tylko takiego obiektu na terenie OOR
(http://krakow.rdos.gov.pl/files/artykuly/14223/
rejestr2014pomnprzy_1212.pdf ). Jest to jesion
wyniosły (Fraxinus excelsior) o obwodzie 333 cm,
zlokalizowany w Bukownie na granicy dz. nr 23
i ul. Wodącej.
Obiekty przyrodnicze i krajobrazowe
OOR godne uwagi i ochrony
Gród w Starym Olkuszu z murawami
kserotermicznymi i zbiorowiskami okrajkowymi
W miejscu starego grodziska znajdują się do
dziś pozostałości murów gotyckiego kościoła św.
Jana. Na jego ruinach postawiono w roku 1937
obelisk (http://www.polskaniezwykla.pl/web/ place/20183,olkusz-grodzisko.html)
(Ryc.
3).
W 1979 r. przeprowadzono tam badania archeologiczne i znaleziono sporo gotyckich, kamiennych
łuków okiennych, ceramikę, bełty kusz, strzemiona, srebrną biżuterię. Tereny wokół grodu
porastają zbiorowiska z gatunkami murawowymi
z klasy Festuco-Brometea oraz gatunkami zbiorowisk okrajkowych z klasy Trifolio-Geranietea sanguinei. Występuje tu m.in. bodziszek czerwony
(Geranium sanguineum), ciemiężyk białokwiatowy
(Vincetoxicum hirundinaria) oraz gorysz siny (Peucedanum cervaria).
Jary lessowe na północ od Nowego Ujkowa
Niezwykłymi elementami pięknego krajobrazu
z jarami lessowymi, na których wykształciły się
zbiorowiska murawowe z klasy Festuco-Brometea
są: macierzanka zwyczajna (Thymus pulegioides),
przytulia pospolita (Galium mollugo) i janowiec
barwierski (Genista tinctoria), które w czasie sezonu
wegetacyjnego tworzą kwietny, wielobarwny
kobierzec.
Łąki między Nowym Ujkowem a Kolonią Nowy
Ujków
Występują tu zbiorowiska z klasy Molinio-Arrhenatheretea, w tym szczególnie cenne łąki zmiennowilgotne i bagienne z rzędu Molinietalia. Jest
to wyjątkowo interesujące miejsce, gdzie spotkać
możemy łąki bogate w rzadkie i chronione gatunki.
Znaleźć tu można m.in. mieczyka dachówkowatego (Gladiolus imbricatus), kosaćca syberyjskiego
(Iris sibirica), kukułkę szerokolistną (Dactylorhiza
majalis), koniopłocha łąkowego (Silaum silaus), sierpika barwierskiego (Serratula tinctoria), czy zimowita jesiennego (Colchicum autumnale). W okolicy
rośnie też niezwykle ciekawy gatunek – ciemiężyca
zielona (Veratrum lobelianum).
Kompleks wilgotnych łąk Krążek-Bolesław
W rejonie tym występuje kompleks wilgotnych łąk, gdzie mimo zaprzestania tradycyjnego
sposobu użytkowania tych zbiorowisk łąkowych
zachowało się jeszcze wiele cennych ich płatów,
w których odnotowywano szereg gatunków chronionych i rzadkich (Ryc. 4), m.in.: kukułka krwista
(Dactylorhiza incarnata), kukułka Aschersona
(Dactylorhiza ×aschersoniana), kukułka szerokolistna (Dactylorhiza majalis), nasięźrzał pospolity
(Ophioglossum vulgatum), skrzyp pstry (Equisetum
variegatum), kruszczyk błotny (Epipactis palustris),
kruszczyk szerokolistny (Epipactis helleborine), czy
zimowit jesienny (Colchicum autumnale).
Drzewa
Na terenie OOR znajduje się znaczna liczba
starych i bardzo pięknych drzew. Czasami są to
pojedyncze okazy, niekiedy grupy drzew – szczególnie w starych parkach. Parki te najczęściej usytuowane są w bezpośrednim otoczeniu historycznych
zabudowań – dworków.
Staropolski Dworek w Krzykawce pochodzi
z 1724 roku. Z tego okresu pochodzą najprawdopodobniej niektóre gatunki drzew rosnące do dziś
na terenie parku dworskiego (Sawicki i Szlęzak
2011). Można tutaj odnaleźć sędziwe drzewa
o wymiarach pomnikowych, jak m.in. kasztanowiec
zwyczajny (Aesculus hippocastanum) o obwodzie
355 cm w pierśnicy, dwie lipy drobnolistne (Tilia
cordata) o obwodach odpowiednio 515 i 505 cm,
klon jawor (Acer pseudoplatanus) – 303 cm, dęby
szypułkowe: 560 cm, 370 cm, 325 cm i 300 cm,
buk zwyczajny – 310 cm, a także drzewo owocowe
– czereśnia zwyczajna (Prunus avium) o obwodzie
177 cm. Poza tym, na terenie parku znajdują się
inne gatunki drzew, o pięknym pokroju i rozłożystych koronach, takie jak: sosna wejmutka (Pinus
strobus), świerk pospolity (Picea abies), modrzew
europejski (Larix decidua), grab zwyczajny (Carpinus betulus), czy stara odmiana gruszy zwyczajnej
(Pyrus communis). Drzewostan parku, w większości
przypadków, jest w bardzo dobrej i dobrej kondycji,
tylko pojedyncze drzewa wymagają konserwatorskiej interwencji.
Warto również zwrócić uwagę na drzewostan
o charakterze parkowym przy Dworku w Bolesławiu (Centrum Kultury im. Marii Płonowskiej
w Bolesławiu). Dwór ten pochodzi z połowy XIX
wieku. Od jego strony północnej przylegają tereny
dawnego ogrodu przechodzącego w rozległy park
od strony południowej (Ryc. 5). Drzewostan parkowy przy dworku w Bolesławiu jest dużo młodszy
od wcześniej opisywanego, niemniej jednak godny
uwagi. W bezpośrednim otoczeniu dworku, jak
również w dalszej części parku, można odnaleźć drzewa o wymiarach pomnikowych, jak np.
żywotnik zachodni (Thuja occidentalis) o obwodzie 150 cm w pierśnicy, klony zwyczajne (Acer
platanoides) o obwodach 320 i 295 cm, a także
drzewa, których obwody w pierśnicy, za kilka lat,
będą obwodami drzew pomnikowych. Przykładem
takich drzew są: lipa drobnolistna (Tilia cordata)
o obwodzie 285 cm i pięknym pokroju, brzoza brodawkowata (Betula pendula) o obwodzie 177 cm,
klony zwyczajne (Acer platanoides) o obwodach 215
i 220 cm, robinia akacjowa (Robinia pseudoacacia) –
256 cm, modrzew europejski (Larix decidua) – 204,
czy grab zwyczajny (Carpinus betulus) – 180 cm.
Większość drzew na terenie parku jest w bardzo
dobrej kondycji. Wskazanym działaniem na tym
terenie byłoby usunięcie zbyt gęstego podrostu,
co nadałoby świeżości i uatrakcyjniło teren wokół
dworku.
Interesującym obiektem wartym ochrony jest
ponad 100-letni dąb szypułkowy (Quercus robur)
rosnący w okolicach Krzykawki (Ryc. 6). Drzewo
to osiągnęło wymiary drzewa pomnikowego i ma
obecnie około 330 cm obwodu w pierśnicy. Dąb
charakteryzuje się przepięknie uformowaną,
333
kształtną i zdrową koroną. Jest w bardzo dobrej
kondycji.
Ochrona walorów przyrodniczych
Ze względu na walory przyrodnicze i krajobrazowe godnymi ochrony wydają się być takie
obszary, jak: „Bagna Laski-Krzykawka” położone
w dolinie rzeki Białej, jak również jary w Krzykawce
i Krzykawie (Ryc. 7).
„Bagna Laski-Krzykawka” występujące w dolinie rzeki Białej, w północnej części gminy Bolesław, tworzą bardzo interesujący, oryginalny
bagienny krajobraz. Na terenie tym rozwijają się
zbiorowiska szuwarowe, turzycowiska, jak również
lasy o charakterze łęgowym. Częstym składnikiem
flory są tu gatunki z rodzaju turzyca (Carex), jak
również nierzadko można spotkać siedmiopalecznika błotnego (Comarum palustre), czy knieć błotną
(Caltha palustris) i sitowie leśne (Scirpus sylvaticus).
Na terenie tym panują optymalne warunki dla
bytowania chronionych, płazów, gadów, dla dużej
liczby rzadkich ptaków i ssaków.
Jary lessowe w Krzykawce i Krzykawie porośnięte w dużej mierze lasem liściastym, stanowią
niezwykle cenny przyrodniczo i krajobrazowo
obszar (Ryc. 7). Teren ten porasta drzewostan
złożony z takich gatunków, jak: dąb szypułkowy
(Quercus robur), lipa drobnolistna (Tilia cordata),
buk zwyczajny (Fagus sylvatica), jesion wyniosły
(Fraxinus excelsior) oraz klon jawor (Acer pseudoplatanus). W runie najliczniej występują: zawilec
gajowy (Anemone nemorosa), przylaszczka pospolita
(Hepatica nobilis), wiechlina gajowa (Poa nemoralis)
i perłówka zwisła (Melica nutans). Miejsce to jest
schronieniem i miejscem bytowania różnych grup
zwierząt.
Zagrożenia
Do największych zagrożeń zbiorowisk murawowych należy zaliczyć sukcesję naturalną lub
niewłaściwie prowadzoną rekultywację, co w konsekwencji powoduje zarastanie muraw gatunkami
krzewiastymi i drzewiastymi, w tym nadmierne
rozrastanie się obcych gatunków inwazyjnych –
m.in. karagany syberyjskiej (Caragana arborescens)
i robinii akacjowej (Robinia pseudoacacia), które
najczęściej wprowadzane są w ramach rekultywacji
terenów poprzemysłowych. Potencjalnym zagrożeniem jest również zmiana przeznaczenia gruntów
oraz zaśmiecanie i rozjeżdżanie różnymi pojazdami
mechanicznymi.
Do głównych zagrożeń wilgotnych łąk w OOR
należy osuszanie i zabudowywanie terenów podmokłych, regulacja rzek i drobnych cieków wodnych,
zaniechanie użytkowania łąk, wkraczanie gatunków
obcego pochodzenia, m.in. czeremchy amerykańskiej (Padus serotina), jesiona pensylwańskiego (Fraxinus pennsylvanica), szczawiu omszonego (Rumex
confertus). Tak, jak w przypadku muraw, potencjalnym zagrożeniem może być również zmiana
przeznaczenia gruntów.
Istotnym zagrożeniem dla cennych siedlisk
OOR jest inwazja takich gatunków, jak: rdestowiec
ostrokończysty (Reynoutria japonica), nawłoć kanadyjska (Solidago canadensis), aster nowobelgijski
(Aster novi-belgii) oraz niecierpek gruczołowaty
i drobnokwiatowy (Impatiens glandulifera i I. parviflora). Bardzo ważnym elementem, mającym niebagatelny wpływ na kondycję środowiska, jest
niekontrolowane zasypywanie gruzem i śmieciami
tego cennego obszaru, jakim jest OOR.

Natural and historical values of the Olkusz Ore

Transkrypt

Podobne dokumenty

Masa maszyny od 1,5 do 12 ton

charakterystyka właściwości wodnych gleb organicznych obiektu