Dr hab. prof. ndzw. Jacek Kubiak

Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie.

WNoŻiR, Zakład Hydrochemii i Ochrony Wód

1. Wstęp

 

Stan czystości jezior jest głównie następstwem postępującej ich eutrofizacji (Lossow 1996b; Zdanowski 1996; Kalff 2002). Proces ten, stanowią zmiany związane z niekontrolowanym lub niedostatecznie kontrolowanym dopływem biogenów ze źródeł zewnętrznych, jak też w wyniku antropogennej, bezpośredniej ingerencji w wewnętrzną strukturę ekosystemu (Gotkiewicz i in. 1990; Kajak 1979; Kalff 2002). Ładunki pierwiastków biogennych często przekraczają poziom uznawany przez Vollenweidera (1989) za niebezpieczny. Uznaje się, że w śródlądowych zbiornikach wodnych w ogromnej większości przypadków fosfor jest czynnikiem limitującym produkcję pierwotną, a zatem warunkującym poziom ich trofii (Kajak 1979; Wetzel 2001; Kalff 2002). Również nadmiar materii organicznej, pochodzenia allo- lub autochtonicznego intensyfikuje eutrofizację, bowiem na skutek jej mineralizacji następuje uwalnianie mineralnych form substancji biogennych (Kajak 1979; Kalff 2002). Aktualnie uważa się, że eutrofizacja jest największym zagrożeniem dla bioróżnorodności siedlisk słodkowodnych (Hillbricht - Ilkowska 1998). W przeżyźnionych jeziorach następuje obniżenie przydatności wody dla gospodarki komunalnej, przemysłu oraz rybactwa a także dla rekreacji. Jeziora będące ważnym ogniwem w retencjonowaniu wody, przy pogarszaniu się jakości oraz kurczeniu się zapasów wód podziemnych, stają się zasadniczym źródłem wody odpowiedniej jakości, rola jezior zatem dodatkowo rośnie (Kajak 1979).

 

Duże tempo eutrofizacji oraz wzrost trofii wód powierzchniowych, zwłaszcza jezior, nasiliły się w latach trzydziestych ubiegłego stulecia, a obecnie w wielu krajach - w tym również w Polsce - przybrały szczególnie niekorzystne rozmiary (Lossow 1998). W Polsce stan jezior jest zbliżony do sytuacji stwierdzanej w jeziorach Anglii, Walii, Hiszpanii, Rumunii, Danii i Holandii. Ponad 85% polskich jezior badanych w ostatnich latach charakteryzuje się stężeniem fosforu całkowitego i przezroczystością wód właściwą dla zbiorników eutroficznych (Hillbricht - Ilkowska 1989; Lossow 1998). Postępujący proces eutrofizacji, prowadzący do obniżenia jakości i zaburzeń równowagi biocenotycznej wód, objął nawet akweny szczególnie chronione, tj. położone na terenie parków narodowych (Zdanowski 1999; Kubiak 2003), a także estuaria oraz morza o ograniczonym kontakcie z wodami oceanicznymi. Szczególnymi przykładami są Zatoka Gdańska, Zatoka Pomorska, Zalew Szczeciński, a nawet całe Morze Bałtyckie (Kubiak i Chojnacki 1995, 1996; Kubiak i in. 1999a, b), w którym 30% fosforu oraz 40% azotu odprowadzanego z całego zlewiska, pochodzi z Polski (Lossow 1998).

 

Wielorakie funkcje oraz znaczenie jezior wymaga podjęcia działać ochronnych. Konieczność działań również w zakresie ochrony wód wynika z faktu integracji z Unią Europejską, wymagane jest podjęcia działań, które powinny spowodować osiągnięcie przez wody homeostazy do końca 2010 roku.

 

 

2. Obieg oraz źródła pierwiastków biogennych w jeziorach

 

Występowanie w jeziorach pierwiastków biogennych zależy od szeregu czynników, które wpływają na ich skomplikowane cykle biogeochemiczne, określające cyrkulacje pomiędzy elementami biotycznymi i abiotycznymi. Jeziora w odróżnieniu od wód płynących, nie reagują na wpływy z zewnątrz w sposób gwałtowny, chociaż są prawie zamkniętymi jednostkami, a równocześnie podzielonymi na oddzielne piętra o różnych właściwościach (Wetzel 2001; Kalff 2002). Stanowią one dynamiczne ekosystemy, zmieniające się w czasie oraz zmierzające do wzbogacania i intensyfikacji produkcji biologicznej. Krążąca w ekosystemie jeziornym materia trafia do niego różnymi drogami. Transport, wymiana i redystrybucja materii mineralnej pochodzącej z procesów biogeochemicznych, materii organicznej powstającej w ekosystemie i wreszcie zanieczyszczeń wprowadzanych do środowiska są procesami, określającymi kierunek i tempo ewolucji jezior (Gotkiewicz i in. 1990; Lossow, Więcławski 1991). W warunkach lokalnych są one zależne od całego zespołu czynników: klimatycznych, hydrologicznych, hydrogeologicznych i glebowych na obszarze zlewni (Lossow 1996b). Dodatkowo warunkują je cechy morfometryczne, a także stosunki hydrochemiczne zbiornika. Zasadnicze znaczenie ma również dynamika mas wodnych w jeziorze, funkcjonowanie jego biocenozy oraz wymiana elementów pomiędzy fazą stałą a roztworem (Wetzel 2001; Kalff 2002).

 

Podstawowym źródłem zanieczyszczenia wód występujących w krajobrazie jest rolnictwo (Gotkiewicz i in. 1990; Lossow, Więcławski 1991; Lossow 1998). Agroekosystemy cechują się otwartymi cyklami biogeochemicznymi, znacznie uproszczonymi, stąd straty składników pokarmowych, głównie w procesie migracji wodnej, są znaczące. Przekształcenia krajobrazu pierwotnego w krajobraz rolniczy wpłynęło na deformację stosunków wodnych, polegającej głównie na skróceniu i uproszczeniu małego obiegu wody. Następowało zmniejszenie retencji gleb, pogorszenie warunków infiltracji oraz ułatwienie powierzchniowego spływu wód opadowych (Stachowicz 1995). Dodatkowo przyśpieszony odpływ wód gruntowych intensyfikuje proces ługowania gleb. W efekcie zwiększa się eksport składników pokarmowych ze zlewni do wód powierzchniowych. Podobne następstwa (szczególnie na glebach organicznych) na skutek intensywnej mineralizacji materii organicznej, powodują melioracje (Wetzel 2001; Kalff 2002).

 

Rolniczo użytkowane gleby są dla wód podstawowym źródłem azotu i fosforu (Vollenweider 1971; Gotkiewicz i in. 1990; Gotkiewicz i in. 1990; Kalff 2002), ponieważ znaczna część stosowanych nawozów przedostaje się do wód naturalnych. Durkowski (1998) określił rocznie straty z gleb dla obszarów rolniczych intensywnie nawożonych na poziomie 4% wniesionej dawki nawozów, co wynosi rocznie maksymalnie 5,5 kg N×ha-1 oraz 0,6 kg P×ha-1. Zdaniem Lossowa (1995b) 1-5% fosforu i 10-20% azotu, wprowadzonego do gleby z nawozami mineralnymi, jest wypłukiwanych do okolicznych wód. W zlewni Odry ze źródeł obszarowych (głównie z obszarów użytkowanych rolniczo) pochodziło 43% azotu i 30% fosforu (Niemrycz i in. 1993). W okresie od 1979/1980 do 1992/1993r. nastąpił w skali kraju spadek, nawożenia mineralnego (średnio ze 193 do 66 kg NPK×ha-1, a w gospodarstwach indywidualnych nawet do 61 kg×ha-1 użytków rolnych) (Rajda i in. 1995). Obecnie (2002r.) ukształtowało się ono na poziomie 66,9 kg N ha-1 i 18,7 kg P2O5 ha-1. W ostatnich latach, eutrofizacja jezior w Polsce mogła ulec wyhamowaniu na skutek znacznego spadku nawożenia pól (Zdanowski 1996).

 

Wpływ na proces eutrofizacji jezior ma również hodowla zwierząt w związku z rolniczym wykorzystywaniem odchodów zwierzęcych (Kajak 1979; Vollenweider 1989; Stachowicz 1995). Zdecydowanie najmniejszy wpływ na wzrost trofii wód powierzchniowych mają przemysł spożywczy oraz turystyka wzmagająca presję związaną z ruchliwością i napływem ludności, zwłaszcza w kilku miesiącach letnich (Kajak 1979; Vollenweider 1971).

Istotną przyczyną eutrofizacji wód jest niewłaściwa gospodarka wodno-ściekowa na obszarach wiejskich. Wraz z rozbudową wodociągów, musi równocześnie następować przejmowanie i oczyszczanie ścieków. W przeciwnym razie nastąpi nie tylko szybka degradacja jezior, lecz także pogorszenie jakości wód podziemnych (Lossow 1995b; Lossow 1998). W ostatnich latach nastąpiły korzystne zmiany w gospodarce wodno-ściekowej. Wzrosła ilość ścieków, z których usuwano biogeny, zmalały ładunki zanieczyszczeń odprowadzane do wód powierzchniowych. Wyniknęło to ze wzrostu ilość komunalnych biologicznych oczyszczalni ścieków oraz szczególnie wyraźnie komunalnych oczyszczalni z podwyższonym usuwaniem biogenów. Zwiększyła się długość sieci kanalizacyjnych, zmniejszyła się ilość ścieków odprowadzanych do wód powierzchniowych, spadło zużycie wody. Takie tendencje mogą wpłynąć na korzystne zmiany w jeziorach.

 

2. „Wewnętrzne zasilanie” jeziora w biogeny

 

Pierwiastki skumulowane w ekosystemie powracają do obiegu w różnych ilościach, w różnym czasie i drogą różnych mechanizmów. (Gotkiewicz i in. 1990; Lossow, Więcławski 1991; Wetzel 2001; Kalff 2002).

 

Podstawowe zasoby fosforu i azotu są skumulowane w osadach dennych (Kajak 1979,; Lossow i Gawrońska 1992, 1998; Kalff 2002). W powierzchniowej 10-centymetrowej warstwie osadów dennych znajduje się ok. 90% fosforu, jaki występuje w całym ekosystemie (Wetzel 2001; Kalff 2002). Najważniejszymi procesami w retencji fosforu w osadach dennych są: sorpcja i wiązanie tego pierwiastka przez wodorotlenki żelaza oraz przyłączanie przez węglany wapnia i autogeniczne formowanie minerałów (Boers i in. 1998). Zasilenie wód biogenami zawartymi w osadach dennych odgrywa najistotniejszą rolę w czasie stagnacji letniej, głównie za sprawą bakterii oraz mechanizmów uwalniania do roztworu, w warunkach beztlenowych, połączeń Fe-P oraz Al-P (Wetzel 2001; Kalff 2002). Proces ten jest intensyfikowany przez mieszanie się wód przydennych z położonymi bliżej powierzchni, Średnie tempo pionowego transportu fosforu z hypolimnionu do strefy fotycznej wynosi 4 mg×m-2 na dobę (Mataraza i Cooke 1998). Badania szwajcarskie wykazują, że transport ten może przebiegać szybciej i wynosić od 20 do 33 mg×m-2 na dobę (Kalff 2002).

 

Uwalnianie fosforu z osadów dennych położonych w obrębie epilimnionu, jest znacznie ważniejsze niż ten sam proces realizowany w hypolimnionie na granicy osadów i wody, w warunkach beztlenowych (Wetzel 2001; Kalff 2002). Intensywność wymiany fosforu między wodą a osadami dennymi jest zróżnicowana pod względem kierunku oraz tempa; zależy od poziomu trofii jeziora. W zbiornikach oligotroficznych i mezotroficznych fosfor jest uwalniany do wody bez względu na warunki tlenowe panujące w wodach przydennych; przy braku tlenu tempo tej wymiany jest szybsze. W jeziorach eutroficznych w obecności tlenu fosfor jest pochłaniany przez osady denne (Kalff 2002).

 

Uwalnianie fosforu z osadów dennych położonych w obrębie epilimnionu, jest znacznie ważniejsze niż ten sam proces realizowany w hypolimnionie na granicy osadów i wody, w warunkach beztlenowych (Kalff 2002). Szybkość obiegu biogenów w wodach jezior wzmaga dynamika mas wodnych, zwykle zbiorniki o dużej dynamice mas wodnych są bardziej podatne na eutrofizację (Patalas 1960).

Najważniejszymi procesami w retencji fosforu w osadach dennych są sorpcja i wiązanie tego pierwiastka przez wodorotlenki żelaza, przyłączanie przez węglany wapnia i autogeniczne formowanie minerałów.

 

Znacznie mniejsze zasoby fosforu znajdują się w organizmach wodnych (zawierających niewielki procent ogólnych zasobów biogenów), ale ze względu na szybkie tempo recyrkulacji tych zasobów, szczególnie latem, w ekosystemie odgrywają dużą rolę. Z konsumpcji i rozkładu przyżyciowego oraz z wydzielania różnych form materii przez organizmy wodne pochodzi jej zasadnicza część, która krąży i podlega transformacji w ekosystemie. Wydzielanie mineralnych związków azotu i fosforu przez zwierzęta bezkręgowe jest podstawowym mechanizmem ich krążenia w toni wodnej, a także istotnym, oprócz rozkładu bakteryjnego, w osadach dennych (Wetzel 2001; Kalff 2002). W jeszcze większym stopniu dotyczy to bakterii. Ich biomasa jest mała, natomiast rola w zasilaniu ekosystemu w rozpuszczalne formy substancji biogennych jest podstawowa (Kajak 1998). Wszystkie procesy łącznie powodują, że latem w epilimnionie jezior czas obiegu fosforu wynosi kilka minut (Wetzel 2001).

 

3. Skutki eutrofizacji

 

W wyniku postępującej eutrofizacji zmniejsza się przydatność wody z przeżyźnionych jezior dla gospodarki komunalnej, przemysłu i rekreacji, z czego wynikają określone skutki ekonomiczne, np. wzrost kosztów uzdatniania wody oraz straty w turystyce.

 

Również rybactwo narażone jest na niekorzystne skutki eutrofizacji. Wywiera ona na ryby wpływ pośredni, poprzedzony zmianami warunków środowiskowych (Zdanowski 1993; Opuszyński 1997; Leopold i in. 1986). Do zmian tych należą m.in.: zmniejszenie przezroczystości wody, zanikanie roślinności zanurzonej, zmiany ilościowe i jakościowe w zooplanktonie i faunie dennej, zakwity glonów, zwiększenie ilości osadów dennych, pogorszenie się warunków tlenowych, szczególnie w najgłębszych warstwach wody, a także okresowe drastycz­ne zmiany pH (Zdanowski 1993; Wetzel 2001; Kalff 2002). Kształtujące się pod wpływem tych zmian warunki siedliskowe są niekorzystne dla jednych gatunków ryb, a jednocześnie sprzyjające dla rozwoju gatunków o innych wymaganiach.

 

Przeobrażenia w zespołach ryb są czułym wskaźnikiem zmian trofii jezior (Opuszyński 1997; Zdanowski 1993). W jeziorach oligotroficznych ichtiofauna jest początkowo zdominowana przez gatunki z rodziny Salmonidae, które w miarę postępującej eutrofizacji są zastępowane przez gatunki z rodziny karpiowatych Cyprinidae. W początkowej fazie tego okresu karpiowate koegzystują z rybami drapieżnymi. Przy dalszym postępie eutrofizacji ryby drapieżne znikają. Następnie obserwowane są zmiany w obrębie rodziny karpiowatych, które polegają na wypieraniu gatun­ków większych, niezbyt licznych, odgrywających ważną rolę w rybactwie i sporcie wędkarskim, przez tzw. chwast rybny tj. gatunki ryb o niewielkich rozmiarach, ale licznie występujących. Wraz z przekształceniami jakościowymi zespołów ichtiofauny, wynikającymi ze wzrostu trofii wód, zachodzą też zmiany w wielkości produkcji rybackiej, która początkowo szybko się zwiększa, następnie ulega zahamowaniu, a w zbiornikach silnie zeutrofizowanych zdecydowanie się zmniejsza (Opuszyński 1997; Zdanowski 1996).

 

 

 

 

4. Rekultywacja i ochrona jezior.

 

Wzrost poziomu trofii wód oraz jego skutki powodują konieczność szukania sposobów spowolnienia, zahamowania, a nawet cofania tego niekorzystnego procesu lub usuwania ujemnych jego następstw (Lossow i Gawrońska 1992, 1998; Gawrońska 1994; Lossow 1998). Obecnie w ochronie jezior wyróżnia się metody „rekultywacyjne” – stosowane w obrębie zbiorników oraz metody „ochronne” dotyczące ich zlewni, zwane są one odpowiednio rekultywacjami wewnętrznymi i zewnętrznymi. Za zasadę przyjmuje się, że każda rekultywacja w obrębie zbiornika musi być poprzedzona działaniami ochronnymi w kierunku zlikwidowania lub znacznego ograniczenia dopływu związków biogennych i organicznych ze zlewni (Gawrońska 1994; Lossow 1996a, 1998).

 

Analiza skuteczności rekultywacji prowadzonych w Polsce wykazała, że wszystkie zabiegi prowadzone na jeziorach nadmiernie obciążonych zewnętrznie zawiodły, wówczas gdy nie spowodowano znacznego zmniejszenia ładunku zanieczyszczeń dopływających ze zlewni (Lossow 1998)

 

Stosowane obecnie metody rekultywacja jezior szeroko zostały opisane przez Lossowa (1998), Straskraba, Tundisiego (1999), Wetzela (2001). Polegają one przede wszystkim na:

- sztucznym mieszaniu wód jeziora celem polepszenia warunków tlenowych w wybranych warstwach wody,

- oddziaływaniu na osady denne ( usuwanie, natlenianie, izolowaniu od zalegających nad nimi wód),

- biomanipulacjach (kontrolowaniu ilości fitoplanktonu poprzez odpowiednie populacje zooplanktonu),

- regulacje poziomu biogenów i materii organicznej poprzez zmiany obciążenia hydraulicznego zbiorników,

- regulację ilości fitoplanktonu poprzez stosowanie algicydów,

- zmiany poziomu światła w toni wodnej celem ograniczenia produkcji pierwotnej,

- kontrola ilości makrofitów występujących z akwenach,

- inaktywacja fosforu poprzez chemiczne usuwanie go z toni wodnej oraz trwałe wiązanie w osadach dennych.

 

Rekultywacja jezior w Polsce została zapoczątkowania w 1956 r. kiedy na jeziorze Kortowskim w Olsztynie została uruchomiona instalacja (syfon) odprowadzająca do odpływu wody hypolimnionu („selektywne odprowadzanie wód hypolimnionu”. Największą liczbę jezior w Polsce rekultywowano poprzez sztuczne napowietrzanie, z destratyfikacją termiczną lub z jej zachowaniem. Stosowano inaktywację fosforu poprzez wytrącanie z wody i trwałe jego utrzymywanie w osadach dennych, jako koagulantów używano soli żelaza i wapnia, ale przede wszystkim glinu, który nawet w warunkach beztlenowych trwale wiąże fosfor. W pojedynczych przypadkach celem rekultywacji jezior zastosowano metodę przepłukiwania jezior oraz usuwania osadów dennych. Stosowane zabiegi rekultywacyjne tylko w niewielu przypadkach spowodowały obniżenie trofii poszczególnych zbiorników (Lossow 1998).

 

W ostatnim czasie w Polsce podjęto prace nad rekultywację jezior przy użyciu koagulantów glinowych. Wcześniej takie działania podejmowano m.in. w USA i Szwecji (Straskrab, Tundisi - 1999). Omawiana metoda polega na wiązaniu przez wodorotlenek glinu fosforanów a także związków organicznych, wielkość tych agregatów ulega szybkiemu powiększaniu (flokulacja), które następnie sedymentują do osadów dennych. Procesy te powodują m. in. usuwanie z wody fosforanów i trwale ich wiązanie w osadach. Badania wykazują, że chemiczna wiązanie fosforu jest wysoce efektywne długotrwałe - zwykle 4 – 5 lat (Cooke i in. 1993; Welch E. B., Cooke G. D. 1999). Wymagane ilości stosowanych koagulantów glinowych podawane są w piśmiennictwie (Kennedy i Cooke- 1982; Kennedy i in. 1987). Ograniczeniami, stosowania tej metody są małe możliwości stosowania w zbiornikach zarośniętymi makrolitami oraz mających wody znacznej mętności i niskim pH. W akwenach gdzie czas retencji wody jest mniejszy niż rok, metodę ta można stosować tylko przy niskich ładunkach przedostających się z dopływem. Przy wysokich ładunkach możliwości wiązania fosforu przez koagulant ulega szybkiemu wyczerpaniu. Negatywne środowiskowe skutki zastosowania koagulantów glinowych mogą wystąpić w związku z toksycznością glinu przy pH poniżej 6,0. Stężenia poniżej 50 μg Al dm-3 nie stanowi zagrożenia dla biocenozy. W wodach jeziornych w stwierdzanych stężeniach glin nie są toksyczny dla organizmów. Koszt tej metody jest zmienny i zależy od stwierdzonych stężeń fosforanów w wodach rekultywowanego akwenu (ilość stosowanego koagulantu) oraz od kosztów pracy (Straskraba, Tundisi - 1999).

 

Ostatnio w piśmiennictwie podawane są rezultaty rekultywacji kilku polskich jezior z zastosowaniem koagulantów glinowych. Lossow i in. (2001) stosując koagulanty PAX-18 produkcji firmy Kemipol (www.kemipol.com.pl) podjęli próbę rekultywacji jeziora Głęboczek w Tucholi. Zbiornik ten został silnie zeutrofizowany na skutek dopływu zanieczyszczeń z okolicznych silnie zurbanizowanych terenów, Przy niewielkiej głębokości jezioro to charakteryzowało się w wodach naddennych całkowitym odtlenieniem, a zawartość fosforu całkowitego i azotu ogólnego przekraczała odpowiednio 1,0 i 7,0 mg dm-3. Po pięciu miesięcy po zastoso­waniu koagulantu nastąpiło obniżenie stężenia fosforu o około 50 % , pod­wyższenie stosunku N/P. Wzrost przezro­czystości wody i obniżenie zawartości chlorofilu „a" oraz zmniejszenie ilości materii orga­nicznej świadczyło o obniżeniu produkcji pierwotnej.

Tanderyk i in. (2001) stosując siarczan glinu, prowadziła rekultywację jeziora Starodworskiego w Olsztynie. W wyniku przeprowadzonych badań autorzy stwierdzili, że znaczna ilość fosforu mineralnego, została strącona i trwale unieruchomiony w osa­dach dennych pomimo warunków redukcyjnych panu­jących w głębszych partiach wód. Największa reduk­cja ilości fosforu notowana była przez trzy lata. Po 6 la­tach od rozpoczęcia eksperymentu inaktywacji śred­nia roczna zawartość fosforu mineralnego w wodach jeziora nadal jest była obniżona do ok. 35% w stosunku do okresu przed eksperymentem. Z warstw powierzchniowych fosfor mineralny został trwale wy­eliminowany. W późniejszej publikacji wyniki tego eksperymentu są szerzej omawiane (Tanderyk – 2002).

 

Gawrońska i Brzozowska (2002) prowadziły badania nad ograniczeniem przy użyciu koagulantu glinowego PAX-18 „wewnętrznego zasilenia” w fosfor jeziora Długiego w Olsztynie. Ten silnie zdegradowany zbiornik w latach 1987 - 2000 był rekultywowany metodą sztucznego napowietrzania z destratyfikacją. W celu przy­spieszenia jego odnowy, w roku 2001 do jeziora wprowadzono 20 ton koagulantu glinowego PAX 18 (6,75g Al/m2 powierzchni dna). Przeprowadzone badania potwierdziły dużą skuteczność zastosowanego koagulantu w usu­waniu fosforu z wody. Obniżeniu uległa stężenia fosforanów; w wodach nadosadowych były 5 - krotnie niższe , w wodach międzyosadowych zaś ponad 2- krotnie.

 

Szerzej wpływ koagulantu glinowego PAX na środowisko wodne jeziora Długiego opisali w późniejszej publikacji Gawrońska i in. (2002). W omawianym jeziorze dwa tygodnie po wprowadzeniu chlorku poliglinowego stwierdzono znaczne obniżenie koncentracji tlenu w powierzchnio­wych warstwach wody (do ok. 10 mg O2/dm-3, 100 - 120 % nasycenia). Zawartość jego była wyrównana w całym epilimnionie, w metalimnionie nie spadała poniżej 1 mg O2/dm3, zaś odtlenione były jedynie wody hypolimnionu. Zastosowanie koagulantu spowodowało po­nad dwukrotne obniżenie ilości fosforu ogólne­go w wodzie, głównie w wyniku reduk­cji fosforu mineralnego w niewielkim stopniu fosforu organicznego. Największą re­dukcję koncentracji fosforanów stwierdzono w wodach epi- i metalimnionu. W hypolimnionie obniżenie stężenia fosforu mineralnego było niewielkie lecz nastąpiło wyraźne zahamowanie uwalniania fosforanów z osadów dennych. Mimo utrzymujących się w wodach naddennych warunków beztlenowych, koncentracje fosfora­nów pozostały na tym samym poziomie (ok. 0,15 mg P/dm3), podczas gdy w latach wcze­śniejszych systematycznie rosły. Ograniczenie dostępności fosforu mineral­nego w wodzie spowodowało obniżenie pro­dukcji pierwotnej w zbiorniku, w jeziorze stwierdzono istotne zmniejszenie zawartości materii organicznej. Dalsze zabiegi rekultywacyjne z zastosowaniem glinu w jeziorze Długim, spowodowały stopniowe polepszanie i stabilizowanie się warunków środowiskowych w jeziorze. Strą­cenie fosforu mineralnego z wody wpłynęło na zmniejszenie produkcji pierwotnej - zmniejszenie ilości materii łatwo rozkładalnej, chlorofilu „a", obniżenie odczynu wody i wzrost jej przezroczystości(Gawrońska i in. 2004).

 

5. Podsumowanie

 

Wzrost trofii zbiorników wodnych spowodował konieczność przeciwdziałania lub przynajmniej ograniczenie niekorzystnych skutków eutrofizacji. Metody rekultywacji jezior polegają na działaniach ochronnych prowadzonych na obszarze zlewni oraz zabiegach w obrębie zbiornika. Pierwsze z nich maja ograniczać ładunek zanieczyszczeń dopływających do jeziora. Skutkiem drugich ma być ograniczenie ilości biogenów pozostających do dyspozycji autotrofów, poprzez ich eliminowanie z wody i trwałe wiązanie w osadach dennych. Szczególnie efektywnymi w inaktywacji fosforu są sole glinu, ich stosowanie zapewnia wysoką skuteczność zabiegów rekultywacyjnych. W ostatnich latach takie rekultywacje przeprowadzono w Polsce, z obiecującymi rezultatami. Zasadą winno jednak być takie postępowanie, iż rekultywację jezior muszą poprzedzić działania ochronne na obszarze zlewni. Nie przestrzeganie tej zasady spowodowało, ze prowadzone w Polsce rekultywacje jezior w niewielu przypadkach przyniosły obniżenie trofii poszczególnych akwenów.

 

6. Literatura

 

1. Boers P., Raaphorst W., Molen D. 1998. Phosphorus retention in sediments. Water Sci. Technol. 37 (3): 31-39.

2. Cooke G.D.; Welch A.B., Martin D. G., Fullmer J. B., Hyde J. B., Schrive G. D. 1993. Effectiveness of Al, Ca and Fe salts for control of internal phosphorus loading in shallow and deep lakes. Hydrobiology, 253, 323 – 335.

3. Durkowski T., Walczak B. 1998. Jakość wód powierzchniowych małych zlewniach rolniczych. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 459 (supl.): 173-174.

4. Gawrońska H. 1994. Wymiana fosforu i azotu miedzy osadami a wodą w jeziorze sztucznie napowietrzanym. Zesz. Nauk. ART Olszt. Ser. Ochr. Wód Ryb. Śródl. E 19 (supl.): 1-50.

5. Gawrońska H., Brzozowska R. Influence of the PAX coagulant application on internal loading in Lake Długie. Limnological Review, 2, 111- 119.

6. Gawrońska H., Lossow K., Grochowska J. 2002. Influence of the aluminium coagulant PAX on the aquatic environment of Lake Długie in Olsztyn, Limnological Review 2, 121-130

7. Gawrońska H., Lossow K., Grochowska J., Brzozowska R. 2004. Rekultywacja jeziora Długiego w Olsztynie metodą inaktywacji fosforu. Materiały V Konf. Nauk. – Tech. „Ochrona i rekultywacja jezior”. Grudziądz 15-15.05.2004., 25-31.

8. Gotkiewicz J., Hutorowicz H., Lossow K., Mosiej J., Pawłat H., Szymczak T., Traczyk T.: Czynniki kształtujące obieg wody i biogenów w krajobrazie młodoglacialnym. Wyd. Nauk. UAM Poznań, 105-126, 1990.

9. Hillbricht - Ilkowska A. 1998. Różnorodność biologiczna siedlisk słodkowodnych – problemy, potrzeby, działania. Idee Ekol.  Ser. Szkice 13 (7): 13-55.

10. Kajak Z. 1979. Eutrofizacja jezior. PWN, Warszawa: 1-233.

11. Kajak Z. 1998. Hydrobiologia – limnologia. PWN, Warszawa: 1-355.

12. Kalff J. 2002. Limnology. Prentice Hall Ltd., New Jersey: 1-592.

13. Kennedy R. H., Barko J. W., James W. D., Godshalk G. L. 1987. Aluminium sulphate treatment of a aquatic reservoir: Rationale, application methods and preliminary results. Lake and Reservoir Management, 3, 85 – 90.

14. Kennedy R. H., Cooke G. D. 1982. Control of lake phosphorus with aluminium sulphate; dose determination and application techniques. Wat. Res. Bull., 18, 389 – 395.

15. Kubiak J., Chojnacki J. 1995. Pomeranian Bay -Trophic level. Part 1. Abiotic factors, [in: 4rd Internat. Symp. on Model Estuaries], Nantes 21-24 March 1995. Inst. Francais de Recherche pour l’Exploitation de la Mer, Nantes: 100-102.

16. Kubiak J., Chojnacki J. 1996. The dynamics of biotic processes in Pomeranian Bay at Wolin Island Sea coast [in: Ecology, protection, shaping of coastal zone of Southern Baltic]. Proc. 1th Inter. Symp., Słupsk, Ustka 23-25 May 1996. Pedagogice Univ., Słupsk: 20-22.

17. Kubiak J., Tórz A., Nędzarek A. 1999. Changes of the phosphorus content during mixing of waters of different materialization degree in Pomeranian Bay [in: Ecology, protection, shaping of coastal zone of Southern Baltic]. Proceedings 2nd of International Symposium University of Słupsk, Słupsk, Ustka 20-22 May 1999. Pedagogice Univ., Słupsk: 26-30.

18. Leopold M., Bnińska M., Nowak W. 1986. Commercial fish catches as an index of lake eutrophication. Arch. Hydrobiol. 106: 513-524.

19. Lossow K. 1995a. Odnowa jezior. Ekoprofit. 5: 11-15.

20. Lossow K. 1995b. Zanikające jeziora. Ekoprofit. 7/8: 40-45.

21. Lossow K. 1996b. Znaczenie jezior w krajobrazie młodoglacialnym pojezierza Mazurskiego. Zesz. Probl. Post. Nauk Rol. 431: 47-59.

22. Lossow K. 1998. Ochrona i rekultywacja jezior – teoria i praktyka. Idee Ekolog. Ser. Szkice 13 (7): 55-71.

23. Lossow K., Gawrońska H. 1992. Możliwości ograniczania zawartości fosforu i azotu w wodach jezior sztucznie napowietrzanych [w: Problemy zanieczyszczenia i ochrony wód powierzchniowych – dziś i jutro]. Wydaw. UAM, Poznań: 49: 195-206.

24. Lossow K., Gawrońska H. 1998. External input to Lake Wadąg – Effective and Estimate Loadings. Pol. J. Envir. Stud. 7 (2): 95-98.

25. Lossow K., Gawrońska H., Łopata M.  2001, Preliminary restoration results of Lake Głęboczek In Tuchola by phosphorus inactivation with polyalumninium chloride (PAX). Limnological Review, 2, 265 -273.

26. Lossow K., Więcławski F. 1991. Migracja podstawowych pierwiastków pożywkowych z gleb, użytkowanych rolniczo do wód powierzchniowych. Biul. Inform. ART Olszt. 31: 123-133.

27. Mataraza I. K., Cooke G. D. 1998. Vertical phosphorus transport in lakes of different morphometry. Ohio J. Sci. 93 (2): 48-68.

28. Niemrycz E., Taylor R., Makowski Z. 1993. Zagrożenie substancjami biogennymi wód powierzchniowych. Bibl. Monit. Śr. PIOŚ, Warszawa: 1-50.

29. Opuszyński K. 1997. Wpływ gospodarki rybackiej, szczególnie ryb roślinożernych, na jakość wody w jeziorach. Bibl. Monitor. Śr., PIOŚ, Zielona Góra: 1-156.

30. Patalas K. 1960. Mieszanie wiatrowe jako czynnik określający intensywność krążenia materii w różnych morfologicznie jeziorach okolic Węgorzewa. Rocz. Nauk Rol. Ser. B 77(1): 224-241.

31. Rajda W., Ostrowski K., Kowalik T., Marzec J. 1995. Stężenia i ładunki niektórych składników chemicznych wynoszonych z opadem i odpływających z mikrozlewni rolniczej. Zesz. Nauk. AR Krak. 298: 45-57.

32. Stachowicz K. 1995. Migracja wodna składników pokarmowych ze zlewni rolniczych. Człow. Śr. 19 (1): 125-141.

33. Straskraba M., Tundisi G. 1999. In - Lake ecotechnological management. (in) Guidelines of Lake Management. Vol. 9, 135-147

34. Tandyrak R. 2002. Influence of lake restoration by the phosphorus inactivation method on the content of organic matter and phosphorus in lake bottom sediments. Limnological Review 2, 399-406.

35. Tandyrak R., Lossow K, Gawrońska H. 2001. Long—term changes of environmental conditions in a lake restored by phosphorus inactivation. Limnological Review. 1, 264-269.  

36. Vollenweider R. A. 1971. Scientific fundamentals of the eutrophication of lakes and following waters, with particular reference to nitrogen and phosphorous as factors in eutrophication. OECD. Environment Directorate, Paris 27: 1-61.

37. Vollenweider R. A. 1989. Global problems of eutrophication and its control. Symp. Biol. Hung. 38: 19-41.

38. Welch E. B., Cooke G. D. 1999. Effectiveness and longevity of phosphorus inactivation with alum. Lake and Reservoir Management, 15, 5 – 27.

39. Wetzel  R.G. Limnology. Lake and River Ecosystems. Academic Press, London, 2001, pp. 1006

40. Zdanowski B. 1993. Eutrofizacja wód [w: Rybactwo śródlądowe]. Red. J. A. Szczerbowski. IRŚ, Olsztyn: 124-135.

41. Zdanowski B. 1996. Czystość jezior a możliwości rybackiego użytkowania [w: Rybactwo jeziorowe. Stan, uwarunkowania, perspektywy]. Materiały I Krajowej Konferencji Użytkowników Jezior, Uroczysko Waszeta, 7-14, IRŚ Olsztyn.

42. Zdanowski B. 1999. Eutrofizacja jezior Wigierskiego Parku Narodowego: Zagrożenia i ocena [w: Funkcjonowanie i odnowa ekosystemów wodnych na obszarach chronionych]. Red. B. Zdanowski, M. Kamiński, A. Martyniak. IRŚ, Olsztyn: 261-278.