Biomasa Lemnaceae jako alternatywny substrat dla ekoenergetyki Z. Romanowska-Duda i W. Pszczółkowski Uniwersytet Łódzki, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska Eutrofizacja i jej przyczyny Eutrofizacja zbiorników wodnych zachodząca najczęściej na skutek antropopresji staje się zjawiskiem coraz bardziej powszechnym. Przyczyną tego procesu jest wzrost dopływu ze zlewni pierwiastków biogennych, głównie azotu (N) i fosforu (P), oraz nadmierne obciążenie jezior i rzek ściekami, które zawierają potężne ilości detergentów (fosforanów). Nadmierna emisja tlenków azotu do atmosfery powoduje, że wraz z opadami atmosferycznymi do dużych zbiorników wodnych dostają się coraz większe ilości azotu. Dodatkowo nieprawidłowe nawożenie pól i niewłaściwa orka przyczyniają się do wymywania znacznych ilości tego pierwiastka z powierzchniowych warstw gruntu. Nieobojętny jest też udział erozji wietrznej, głównie na terenach suchych, gdzie wiatr łatwo może poderwać cząstki gleby wraz z substancjami biogennymi i przenieść je do zbiornika. Ponadto w wyniku melioracji i likwidowania zbiorników retencyjnych – terenów bagiennych i drobnych zbiorników wodnych, dochodzi do mineralizacji substancji organicznej. W pierwszym etapie eutrofizacji pojawia się niewielki wzrost produkcji biologicznej i wzrasta populacja ryb, co z punktu widzenia gospodarki rybackiej jest elementem pozytywnym. Późniejsze etapy to zakwity fitoplanktonu, w których szczególnie groźne są toksyczne gatunki sinic. Zmniejszają one przezroczystość wody, wydzielają szkodliwe dla zdrowia toksyny, wpływają na niską jakość smaku i zapachu wody, a także ograniczają ilość tlenu, co powoduje powstawanie przyduchy, która prowadzi do masowego śnięcia ryb. Zakwity sinic stwarzają nie tylko problemy natury estetycznej, ale przede wszystkim są niebezpieczne dla zdrowia, gdyż mogą produkować hepato- i neurotoksyny [Carmichael, 1992a, 1992b, 1992c, 1994a, 1994b; Falconer, 1993, 2001; Falconer i in., 1999; Tarczyńska i in., 2001a, 2001b, 2001c; Tarczyńska i Zalewski, 1994a, 1994b], wywołujące choroby lub śmiertelne zatrucia [Codd, 1995, 2000, 2001; Ueno i in., 1996]. W pracach Osieckiej [1995] oraz Fujiki i in. [1996] opisano przypadki cytotoksycznego i genotoksycznego efektu wywołanego przez toksyny sinicowe. W strefie litoralu nieodpowiednie warunki świetlne przyczyniają się do zaniku rozwoju roślinności zanurzonej. Dzieje się to na skutek wzrostu poziomu pierwiastków biogennych, które sprzyjają intensywnemu rozwojowi fitoplanktonu, porastającemu powierzchnię

zanurzonych roślin. W efekcie makrofity są wypierane przez nitkowate formy fitoplanktonu (Cladophora, Spirogyra). Osady denne i hypolimnion zostają odtlenione. W takim środowisku organizmy tlenolubne nie mają możliwości rozwoju, a wiele gatunków ryb strefy pelagicznej nie może się rozmnażać. Warunki beztlenowe sprzyjają zachodzeniu takich procesów, jak desulfurykacja, denitryfikacja, amonifikacja czy wreszcie powstawanie metanu i siarkowodoru. W wyniku tych zjawisk zostaje uruchomione wewnętrzne nawożenie jeziora, co jeszcze bardziej wzmaga proces eutrofizacji. Fosfor, obok azotu i węgla, jest powszechnie uważany za główny czynnik decydujący o poziomie trofii zbiorników wodnych. Podobnie jak wszystkie substancje biogenne, związki fosforu docierają do jeziora ze zlewni przez spływ powierzchniowy i gruntowy, ze ściekami oraz z atmosfery [Dillon i Kirchner, 1975; Landner, 1976; Ulrich, 1997]. Pierwiastek ten ze źródeł zewnętrznych dociera do zbiorników w postaci mineralnych i organicznych związków rozpuszczonych w wodzie oraz zawieszonych w toni wodnej. Bezpośrednio dostępne dla glonów i roślin są mineralne fosforany, natomiast estry fosforowe i organiczne związki fosforu są hydrolizowane przez enzymy fosfohydrolazy (fosfatazy kwaśne i alkaliczne) lub podlegają lizie do formy przyswajalnego ortofosforanu [Chróst i in., 1984; Chróst i Rai, 1994; Chróst 1995; Siuda, 1984].

Rola makrofitów w przywracaniu równowagi ekologicznej ekosystemów słodkowodnych Makrofity wodne w tym pływające Lemnaceae odgrywają znaczącą rolę w regulacji dynamiki nutrientów w ekosystemach słodkowodnych, a znaczna biomasa tych roślin może pełnić rolę bufora asekuracyjnego przed eutrofizacją [Jeppesen i in., 1998], stabilizować procesy ekologiczne i obieg biogenów w ekosystemach wodnych oraz umożliwiać reprodukcję ryb [Petr, 2000; Rock, 1997]. Makrofity są narzędziem ekorozwoju w ekosystemach słodkowodnych i należy rozpatrywać je w dwóch komplementarnych płaszczyznach: jako tania technologia neutralizacji ścieków na niskim i średnim poziomie oraz zgodnie z koncepcją ekohydrologii (Zalewski i in., 1997; Zalewski, 2000, 2002; Zalewski i in., 2003) jako składnik zintegrowanej strategii zarządzania ekosystemami wodnymi i narzędzie zwiększające zdolność ekosystemów słodkowodnych do absorbowania czynników antropogenicznych. Efektywnym sposobem w redukcji nadmiernej ilości fosforu i azotu (Tab. 1) jest naturalne bądź

sztuczne

wprowadzenie

makrofitów

do

zbiornika

i

dodatkowe

techniki

biomanipulacyjne prowadzące do poprawy przezroczystości wody, a w dalszym etapie do uzyskania stanu czystej wody [Scheffer i in., 1993; Frankiewicz, 1997]. Tab. 1. Dzienne pobieranie azotu i fosforu przez rzęsę wodną (wg Floating aquatic macrophytes – duckweeds - FAO 1997) Kraj Gatunek roślin Pobieranie w g/m2 N

P

Włochy

L. gibba, L. minor

0,42

0,01

Czechy

rzęsa wodna

0,20

-

USA

Lemna sp.

1,67

0,22

USA/Louisiana

rzęsa wodna

0,47

0,16

Indie

Lemna sp.

0,50-0,59

0,14-0,30

USA/Minnesota

Lemna sp.

0,27

0,04

USA/Floryda

S. polyrrhiza

-

0,015

Makrofity wpływają na : -

akumulację pierwiastków w tkankach, prowadzącą do redukcji puli ortofosforanów;

-

oddziaływanie allelopatyczne – hamujące rozwój fitoplanktonu [Romanowska-Duda i Tarczyńska, 2001, 2002a, 2001b; Romanowska-Duda i in., 2002];

-

natlenianie powierzchni osadów dennych i redukcję uwalniania fosforu z osadów [Carpenter i in., 1983];

-

zmniejszenie mętności wody w wyniku ograniczenia falowania i resuspensji osadów;

-

pojawienie się bezkręgowców przy znacznej kondensacji makrofitów [Frankiewicz, 1997].

Zależności pomiędzy makrofitami i abiotycznymi komponentami ekosystemów oraz innymi reprezentantami biota są wielowymiarowe i wyrażają niepowtarzalne wzory wzajemnych oddziaływań dla różnych stref klimatycznych i typologicznie różnych ekosystemów [Zalewski i in., 2003]. Rozumienie fizjologii i reakcji poszczególnych gatunków roślin w tym z rodziny Lemnaceae jest niezbędne dla optymalnego zastosowania fitotechnologii w danym środowisku.

Charakterystyka roślin z rodziny Lemnaceae

Rośliny należące do rodziny Lemnaceae są bardzo drobne, bezlistne, posiadają małe zielone spłaszczone pędy wolno pływające na powierzchni wód (nymfeidy) lub zanurzone pod wodą (elodeidy). Jedynie Wolfia swobodnie unosi się w toni wodnej. Lemnaceae rozwijają na dolnej powierzchni jeden korzeń lub pęk korzeni; niekiedy bez korzeni. Kwiaty są bardzo rzadko spotykane, jednopłciowe. Rośliny te pokrywają powierzchnię wód stojących. Służą za pokarm ptactwu wodnemu, rybom, ptactwu domowemu oraz zwierzętom hodowlanym [Mowszowicz , 1973]. Przedstawiciele rodziny Lemnaceae (rzęsowate) należą do pięciu rodzajów:

Spirodela

Landoltia

Wolfiella

Wolfia

Lemna

Rośliny te są bardzo popularnym źródłem materii organicznej. W Tab. 2 zamieszczono klasyfikację wybranych gatunków roślin z rodziny Lemnaceae.

Tab. 2. Wybrane gatunki roślin z rodziny Lemnaceae (wg Floating aquatic macrophytes – duckweeds - FAO 1997) Lemna L. gibba L. disperma L. japonica L. minima L. minor L. minuscula L. paucicostata L. perpusilla L. polyrrhiza L. turionifera L. trisulca L. valdiviana

Spirodela S. biperforata S. intermedia S. oligorrhiza S. polyrrhiza S. punctata

Wolffia W. arrhiza W. australiana W. columbiana W. microscopia W. neglecta

Wolffiella W. caudate W. denticulata W. lingulata W. oblinga W. rotunda

W Polsce pospolitymi gatunkami są: rzęsa drobna (Lemna minor), rzęsa trójrowkowa (Lemna trisulca), rzęsa garbata (Lemna gibba), spirodela wielokorzeniowa (Spirodela polyrrhiza) i wolfia bezkorzeniowa (Wolffia arrhiza).

Rys. 1. Porównanie krajowych przedstawicieli rodziny rzęsowatych (Lemnaceae) (wg Piotr Sikorski, www.atlas.roślin.pl) Rośliny wodne z rodziny Lemnaceae posiadają wiele zalet w porównaniu z typowymi roślinami energetycznymi. Wyróżniają się wyższym tempem przyrostu biomasy, (podwojenie

biomasy członów pędowych można odnotować już po 24 h), a ich naturalnym środowiskiem są śródlądowe akweny wodne, co sprawia, iż nie stanowią konkurencji dla upraw glebowych dedykowanych na cele spożywczo-żywieniowe lub paszowe. Na świecie istnieją doniesienia dotyczące wykorzystania tego rodzaju biomasy wodnej jako substratu w procesach pozyskiwania energii odnawialnej, a w chwili obecnej również ta grupa roślin jest postrzegana jako wysokowartościowy surowiec w procesach wytwarzania biogazu, produkcji bioetanolu, biodiesla, paszy dla zwierząt oraz w procesach fitoremediacji zanieczyszczonych wód śródlądowych. Biomasa wodna roślin Lemnaceae Obecnie na świecie jednym z najważniejszych i najszerzej rozwijanych kierunków w produkcji energii odnawialnej jest użycie biomasy roślinnej na cele energetyczne w tym również z roślin wodnych. Prace badawcze dotyczące produkcji biopaliw (bioetanolu i biodiesla) z biomasy wodnej stały się dynamiczne ze względu na możliwość uniezależnienia się od paliw kopalnych oraz redukcję emisji CO2. W produkcji tradycyjnych roślin energetycznych może powstać wiele problemów, które są związane z konkurencyjnością dostępnych gleb i przeznaczeniem ich na cele konsumpcyjne, ograniczeniem bioróżnorodności gatunków roślin energetycznych oraz zużyciem bardzo dużych ilości wody. Woda jest wysoce cennym surowcem naturalnym, którego wartość nieustannie wzrasta ze względu na postępujące zanieczyszczenie środowiska. Z tego względu bardzo ważne jest odpowiednie oczyszczanie i powtórne jej wykorzystanie. Odrębny problem stanowi nawożenie i stosowanie pestycydów na plantacjach energetycznych. Dlatego poszukuje się nowych i wydajnych energetycznie źródeł biomasy roślin, której produkcja będzie proekologiczna. Połączenie produkcji biomasy roślin Lemnaceae z oczyszczaniem ścieków i odpadów płynnych pochodzących z przemysłu, jest zrównoważoną formą produkcji biopaliw z zachowaniem dbałości o czystość wód i recykling odpadów [Fedler and Duan 2011]. Obiecującym potencjałem energetycznym może stać się wykorzystanie roślin wodnych z rodziny Lemnaceae. Rośliny z rodziny Lemnaceae zostały dobrze przebadane pod kątem zastosowanie ich w fitoremediacji zarówno zanieczyszczeń organicznych jak i nieorganicznych. Posiadają one szereg bardzo korzystnych dla tego procesu cech. Charakteryzują się szybkim wzrostem i wysoką produkcja pierwotną, dużą zdolnością bioakumulowania pierwiastków, a także

zdolnościami biotransformacji, biodegradacji i kontroli rozprzestrzeniania się oraz biodostępności niektórych zanieczyszczeń. Szczególnie godna uwagi jest wyższa niż u innych roślin wodnych czy glonów zdolność do akumulacji metali ciężkich, radionuklidów i pierwiastków śladowych. Dla wielu z tych pierwiastków gatunki z rodzaju Lemna są hiperakumulatorami (akumulują więcej niż 1000 mg pierwiastka na kg suchej masy). Ponadto rośliny z rodziny Lemnaceae wykazują tolerancje w stosunku do wysokich stężeń różnorodnych zanieczyszczeń występujących jednocześnie. Produkują one także i wydzielają do środowiska niskocząsteczkowe związki organiczne, które zwiększają biodostępność i bioakumulacje zanieczyszczeń. Udowodniono ich wysoką skuteczność w usuwaniu pierwiastków takich jak azot, fosfor, potas, wapń, magnez, sód i żelazo. Zastosowanie Lemna sp. do biooczyszczenia ścieków skutkowało zmniejszeniem

ChZT

(chemiczne

zapotrezbowanie

na

tlen)

i

BZT

(biologiczne

zapotrzebowanie na tlen) oraz ponad 88% redukcją zawartości amoniaku. Ponadto obecność roślin Lemnaceae zmniejszyła o 20% parowanie w porównaniu do otwartych systemów oczyszczania ścieków. Rośliny z rodziny Lemnaceae mogą być zastosowane jako surowiec do wydajnej i opłacalnej ekonomicznie produkcji bioetanolu ze względu na bardzo dużą zdolność akumulacji skrobi (do 70% suchej masy) oraz niską zawartość celulozy (około 10%). Sposób uprawy Spirodella polyrrhiza i konwersji jej biomasy na bioetanol zaprezentował Xu [2011]. Również Lemna minor jest potencjalnie opłacalnym surowcem do produkcji bioetanolu. W porównaniu do roślin lądowych zawiera niewiele lignin i hemiceluloz, które przy obecnym poziomie technologicznym nie mogą zostać efektywnie wykorzystane do produkcji biopaliw na dużą skalę. Zarówno frakcja skrobi jak i celulozy zawarta w biomasie Lemna minor podatna jest na enzymatyczny rozkład do glukozy bez konieczności stosowania wstępnej obróbki termicznej. Dodatkowo taka hydroliza enzymatyczna poprawia wydajność fermentacji etanolowej [Ge i in. 2012]. Produkcja biomasy roślin Lemnaceae może zachodzić w bioreaktorach lub zbiornikach otwartych. Stawy z uprawą roślin z rodziny Lemnaceae zostały uznane za skuteczną i tanią metodę końcowego oczyszczania odpadów rolniczych takich jak gnojowica. W takim systemie wykazano jeden z najwyższych poziomów usuwania azotu, przy dużym przyroście biomasy o wysokiej zawartości białka.

Tab. 3. Skład chemiczny (% suchej masy) (wg. Parametr/Roślina Lucerna Materia organiczna Białka Naturalne włókna Kwaśny błonnik Wilgotność

89,3 19,2 37,0 27,4 75-83

Kiszonka z kukurydzy 94,7 6,25 42,2 22,7 60-70

Lemnaceae 78,5 23,0 30,2 13,7 92-94

Biomasa taka może zostać potencjalnie wykorzystana jako pasza dla trzody chlewnej. Białko w niej zawarte, ze wzglądu na wysoką zawartość lizyny i metioniny, składem aminokwasowym bardziej przypomina białko zwierzęce niż roślinne [Mkandawire i Dudel 2007]. Produkcja roślin z rodzaju Lemnaceae na wstępnie oczyszczonej gnojowicy w znaczący sposób ograniczyła negatywny wpływ na środowisko i dzięki zastosowaniu wytworzonej biomasy jako paszy może potencjalnie poprawić opłacalność uprawy [Mohedano i in. 2012]. Liczne badania wykazały skuteczność zastosowania roślin z rodziny Lemnaceae do oczyszczania ścieków komunalnych i rolniczych, a ponadto wielokierunkowe możliwości wykorzystania uzyskanej biomasy roślinnej w tym produkcji biogazu, biopaliw, w biorafineriach, fitoremediacji oraz jako wysokobiałkowa pasza dla zwierząt (Rys. 1). Europejska Platforma Technologiczna Biopaliw promuje koncepcję biorafinerii, jako wytwórnię wielu cennych produktów i stanowi kompleksowy układ technologiczny, w którym połączone są procesy konwersji biomasy i dalszego przetwarzania jej produktów. Wytwory te powinny być proekologiczne i nie stanowić zagrożenia dla środowiska, zwłaszcza w zakresie emisji gazów cieplarnianych. Zadania te wpisują się doskonale w zakres badawczy Polskiej Platformy Technologicznej Biopaliw i Biokomponentów dla założeń krajowych, w tym – wprowadzanie nowych odmian roślin z przeznaczeniem do produkcji biopaliw [Biernat, 2008; Rogulska i in. 2011].

Rys. 1. Schemat wykorzystania roślin z rodziny Lemnaceae (wg. Z. Romanowska-Duda, W. Pszczółkowski) Problem utylizacji ścieków mleczarskich, zawiera opracowanie innowacyjnych technologii energetycznych opartych na produkcji nowych zasobów biomasy wodnej roślin Lemnaceae, które z powodzeniem mogą być dostępne na obszarach wiejskich i nie kolidować z priorytetową funkcją rolnictwa jaką jest produkcja żywności. Uprawa roślin wodnych Lemnaceae z wykorzystaniem ścieków i płynnych odpadów organicznych pochodzących z przemysłu mleczarskiego i produkcji biogazu, pozwoli na wytworzenie biomasy roślinnej o różnorodnym zastosowaniu, włączając fitoremediację zbiorników wodnych. Metoda ta jest efektywnym sposobem zagospodarowania odpadów z przemysłu mleczarskiego i ekonomicznym systemem produkcji biomasy wysokiej jakości o szerokim spektrum zastosowań w bioenergetyce (biopaliwa ciekłe i gazowe) i rolnictwie (pasza, nawóz). Dynamiczny rozwój biogazowni sprawia, że poszukiwanie taniej i dostępnej biomasy roślinnej w tym Lemnaceae, prowadzi do zrównoważonego rozwoju środowiska.

Literatura Biernat K. (red.), 2008. Narodowa Strategiczna Agenda Badawcza w Zakresie Biopaliw. Polska Platforma Technologiczna Biopaliw i Biokomponentów, Warszawa, 2008. Carmichael W.W., 1992a. Cyanobacterial secondary metabolites-the cyanotoxins. J. Appl. Bacter. 72: 445-459. Carmichael W.W., 1992b. A status report on planktonic cyanobacteria (blue-green algae) and their toxins. EPA/600/R-92/079: 1-71. Carmichael W.W., 1992c. A status report on planktonic cyanobacteria (blue-green algae) and their toxins. EPA, Cincinnati, Ohio, USA, 141. Carmichael W.W., 1994a. The toxins of Cyanobacteria. Sci. Am. 270: 78-86. Carmichael W.W., 1994b. Toksyny cyjanobacterii. Świat Nauki 3: 32-39. Carpenter S.R., Elser J.J., Olson K.M., 1983. Effect of roots of Myriophyllum verticillatum L. on sediment redox conditions. Aquatic Botany 17: 243-250. Chróst R.J., Siuda W., Halemejko G.Z., 1984. Longterm studies on alkaline phosphatase activity (APA) in a lake with fish-aquaculture in relation to lake eutrophication and phosphorus cycle. Arch. Hydrobiol. (Suppl.) 70: 1-32. Chróst R.J., Rai H., 1994. Bacterial secondary production. [W:] Overbeek J. Van, Chróst R.J. (eds). Microbial Ecology of Lake Plußsee. Springer-Verl. New York: 92-117. Chróst R.J., 1995. Znaczenie procesów mikrobiologicznych dla intensywności występowania symptomów eutrofizacji wód. [W:] Zalewski M. (red.). Procesy biologiczne w ochronie i rekultywacji nizinnych zbiorników zaporowych. WIOŚ, Łódź, Zakład Ekologii Stosowanej UŁ: 71-84. Codd G.A., 1995. Cyanobacterial toxins: occurence, properties and biological significance. Wat. Sci. Tech. 32: 149-156. Codd G.A., 2000. Cyanobacterial toxins, the perception of water quality, and the prioritisation of eutrophication control. Ecological Engineering 16: 51-60. Codd G.A., 2001. Cyanobacterial toxins: their actions and multiple fates in microbes, animals and plants. J. Phycol. 37: 13. Dillon P.J., Kirchner W.B., 1975. The effects of geology and land use on the export of phosphorus from watersheds. Wat. Res. 9: 135-148. Falconer I.R., 1993. Measurement of Toxins from Blue-green Algae in Water and Foodstuffs. Chaper 10: 165-175. ISBN 0-12-247990-4. Acad. Press Limited 24-28 Oval Road, London NW1 7DX. Falconer I.R., Bartram J., Chorus I., Kuiper-Goodman T., Utkilen H., Codd G., 1999. Safe levels and practices [W:] Chorus I., Bartram J. (red.). Toxic cyanobacteria in water: a guide to their public health consequences, monitoring and management. WHO I E&FN Spon: 155-178. Falconer I.R., 2001. Toxic cyanobacterial bloom problems in Australian waters: risks and impacts on human health. Phycologia 40: 228-233.

Fedler i Duan 2011. Biomass production for bioenergy using recycled wastewater in a natural waste treatment system. Resources, Conservation and Recycling 55 (2011) 793–800. Frankiewicz P., 1997. Regulacja i kontrola procesów biologicznych w celu poprawy jakości wody w zbiorniku zaporowym. [W:] Zastosowanie biotechnologii ekosystemalnych do poprawy jakości wód. Zesz. Nauk. Kom. „Człowiek i Środowisko” 18: 115-135. Fujiki H., Sueoka E., Suganuma M., 1996. Carcinogenesis of microcystins. [W:] Watanabe M.F., Harada K., Carmichael W.W., Fujiki H. (red.). Toxic Microcystis. CRS Press: 203-233. Ge X. , N. Zhang, G. C. Phillips, J. Xu 2012. Growing Lemna minor in agricultural wastewater and converting the duckweed biomass to etanol. Bioresource Technology 124 (2012) 485–488. Jeppesen E., Lauridsen T.L., Kairesalo T., Perrow M.R., 1998. Impact of submerged macrophytes on fish – zooplankton interactions in lakes. [W:] The structuring role of Submerged Macrophytes in Lakes, Jeppesen E., Sondergaard M., Christoffersen K. (eds.) Springer: New York: 91-114. Landner L., 1976. Eutrophication of Lasek. WHO, Regional Office for Europe, Genewa, ICP CEP, No. 210. Mkandawire M. and E. G. Dudel 2007. Are Lemna spp. Effective Phytoremediation Agents? Bioremediation, Biodiversity and Bioavailability 1 (1), p. 56-71. Mohedano R. A. , R.H.R. Costa, F. A. Tavares, P. B. Filho 2012. High nutrient removal rate from swine wastes and protein biomass production by full-scale duckweed ponds. Bioresource Technology 112 (2012) 98–104. Mowszowicz J., 1973. Rośliny wodne krajowe. Wydawnictwo Uniwersytetu Łódzkiego 1973. Osiecka R., 1995. Mutageniczne i cytotoksyczne działanie toksyn sinicowych. [W:] M. Zalewski (red.). Procesy biologiczne w ochronie i rekultywacji nizinnych zbiorników zaporowych. Biblioteka Monitoringu Środowiska, PIOŚ, Łódź: 111-124. Petr T., 2000. Interactions between fish and aquatic macrophytes in inland waters. A review. FAO Fisheries Technical Paper No. 396. FAO, Rome: 185. Rock S., 1997. Phytoremediation. In Standard Handbook of Hazardous Waste Treatment and Disposal. 2nd Edition, Freeman H (ed) Mc Grow Hill: New York, NY, 138-206. Rogulska M. , A. Grzybek, J. Szlachta, J. Tys, E. Krasuska, K. Biernat, K. Bajdor 2011. Powiązanie rolnictwa i energetyki w kontekście realizacji celów gospodarki niskoemisyjnej w Polsce; Polish Journal of Agronomy 2011, 7, 92–101. Romanowska-Duda Z., Tarczyńska M., 2001. Allelopathic reaction metabolites from Cyanobacteria against water plant (Spirodela oligorrhiza). Acta Physiol. Plant. 3: 87-88. Romanowska-Duda Z., Mankiewicz J., Tarczyńska M., Walter Z., Zalewski M., 2002. The effect of Toxic Cyanobacteria (Blue-Green Algae) on Water Plants and Animal Cells. Polish Journal of Environmental Studies 11: 561-566. Romanowska-Duda Z., Tarczyńska M., 2002a. Wzajemne oddziaływanie metabolitów Cyanoprocaryota i rośliny wodnej Spirodela oligorrhiza. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., PAN, Wydz. Nauk Rolniczych, Leśnych i Weterynaryjnych: 569-577.

Romanowska-Duda Z., Tarczyńska M., 2002b. The influence of Microcystin-LR and hepatotoxic cyanobacterial extract on water plant (Spirodela oligorrhiza). Environm. Toxicol., by John Wiley & Sons, Inc. 17(3): 383-390. Scheffer M., Hosper S., Meijer M.L., Moss B., Jeppesen E., 1993. Alternative equilibria in shallow lakes. Trends in Ecology & Evolution 8: 275-279. Sikorski P., www.atlas.roślin.pl Siuda W., 1984. Phosphatases and their role in organic phosphorus transformation in natural waters. A review. Pol. Arch. Hydrobiol. 31: 207-233. Tarczyńska M., Zalewski M., 1994a. Toksyczność zakwitów sinicowych w eutroficznych zbiornikach. Materiały konf.: Zalewski M. (red.) Zintegrowana strategia ochrony i zagospodarowania ekosystemów wodnych. Woj. Inspektorat Ochrony Środowiska w Łodzi, Zakład Ekologii Stosowanej UŁ: 79-89. Tarczyńska M., Zalewski M., 1994b. Toksyczność zakwitów sinicowych w eutroficznych zbiornikach. [W:] M. Zalewski (red.). Zintegrowana strategia ochrony i zagospodarowania ekosystemów wodnych. Biblioteka Monitoringu Środowiska: 67-77. Tarczyńska M., Izydorczyk K., Zalewski M., 2001a. Optimization of monitoring strategy for eutrophic reservoirs with toxic cyanobacterial blooms. Proceedings of 9th International Conference on the Conservation and Management of Lakes, Otsu, Japan. 3C/D-P83: 572-575 Tarczyńska M., Romanowska-Duda Z., Jurczak T., Zalewski M., 2001b. Toxic cyanobacterial blooms in drinking water reservoir – causes, consequences and management strategy. Wat. Sci. Technol. Water Supply 1: 237-246. Tarczyńska M., Nałęcz-Jawecki G., Romanowska-Duda Z., Sawicki J., Beattie K., Codd G. A., Zalewski M., 2001c. Tests for the Toxicity Assessment of Cyanobacterial Bloom Samples. Environm. Toxicol. 16: 383-390. Ueno Y., Nagata S., Tsutsumi T., Watanabe M.F., Park H.D., Chen G.C., Chen G., Yu S.Z., 1996. Detection of microcystins, a blue-green algal hepatotoxin in drinking water sampled in Haimen and Fusui, endemic areas of primary liver cancer in China, by highly sensitive immunoassay. Carcinogenesis 17: 1317-1321. Ulrich K.U., 1997. Effects of land use in the drainage area on phosphorus binding and mobility In the sediments of four drinking eater reservoirs. Hydrobiologia 345: 21-38. Zalewski M., Janauer G.A., Jolankai G., 1997. Ecohydrology – a new paradigm for the sustainable use of aquatic resources. Conceptual background, Working Hypothesis, Rationale and Scientific Guidelines for the Implementation of the IHP-V Project 2-3, 2-4. Technical Documents in Hydrology No. 7. UNESCO, Paris: 58. Zalewski M., 2000. Ecohydrology – the scientific background to use ecosystem properties as management tools toward sustainability of water resources. Guest editorial. Ecological Engineering 16: 1-8. Zalewski M. (Eds.), 2002. Guidelines for the Integrated Management of the Watershed – Phytotechnology and Ecohydrology: United Nations Environmental Programme – Division of Technology, Industry and Economies – International Environmental Technology Centre (UNEPDTIE-IETC), International Hydrological Programme UNESCO, Regional Bureau for Science in

Europe (IHP, ROSTE), International center for Ecology PAS, Dept. of Applied Ecology, University of Łódź. Venice, Osaka, Shiga, Warsaw, Łódź, IETC Freshwater Management Series No. 5. Zalewski M., Santiago-Fandino V., Neate J., 2003. Energy, water, plant interactions: “Grenn feedback” as a mechanism for environmental management and control through the application of phytotechnology and ecohydrology. Hydrological Processes 17: 2753-2767. Xu J., and G. Shen 2011. Growing duckweed in swine wastewater for nutrient recovery and biomass production. Bioresource Technology 102 (2011) 848–853