SEZONOWA ZMIENNOŚĆ STĘśENIA SUBSTANCJI BIOGENICZNYCH W WODACH JEZIORA DOBRA (POJEZIERZE POMORSKIE); POZIOM TROFII JEZIORA

Transkrypt

1 S ł u p s k i e P r a c e B i o l o g i c z n e SEZONOWA ZMIENNOŚĆ STĘśENIA SUBSTANCJI BIOGENICZNYCH W WODACH JEZIORA DOBRA (POJEZIERZE POMORSKIE); POZIOM TROFII JEZIORA SEASONAL CHANGES IN NUTRIENTS CONCENTRATION IN LAKE DOBRA (POMERANIAN LAKE DISTRICT); TROPHIC STATE OF LAKE Anna Jarosiewicz 1, Tomasz Hetmański 2 Akademia Pomorska 1 Zakład Ekologii Wód 2 Zakład Zoologii Instytut Biologii i Ochrony Środowiska ul. Arciszewskiego 22b, Słupsk poczta.onet.pl ABSTRACT The vertical and seasonal distribution of various nitrogen and phosphorus forms was investigated in lake Dobra (Pomeranian Lake District). Water samples were collected and measured in monthly intervals from September 2007 to October Vertical concentrations of biogens forms changed substantially during the studies. These differences were closely associated with the water circulation and stagnation and with the changes of the oxygen availability. The concentration of N tot was in the range of mgndm -3, and the P tot was from to 0.20 mgpdm -3. The maximum concentrations were observed in summer in bottom layer of deepest station. The trophic state of lake was evaluated according to the Carlson s method (TSI SD ; TSI Chl ; TSI Ptot ). The value of calculated indexes qualify this lake as meso-eutrophic. Słowa kluczowe: azot, fosfor, stratyfikacja, jakość wód jeziornych, poziom trofii Key words: nitrogen, phosphorus, stratification, lake water quality, trophy level WPROWADZENIE Jeziora są bardzo specyficznymi ekosystemami, w dynamiczny sposób zmieniają się w czasie i podlegają rozwojowi, prowadzącemu zwykle do ich wzbogacania 71

2 i intensyfikacji produkcji biologicznej (Kudelska i in. 1994). O stopniu i intensywności przemian zachodzących w poszczególnych jeziorach decyduje między innymi zawartość substancji biogenicznych: azotu i fosforu w ich toni wodnej. Azot i fosfor są składnikami bardzo aktywnymi zarówno pod względem biologicznym, jak i chemicznym, a droga ich przemian obejmuje dostawę ze zlewni, odpływ ze zbiornika, przemiany biologiczne, sedymentację, mineralizację, wymianę woda-atmosfera oraz osad denny-woda (Wetzel 2001). Cykl przemian substancji biogenicznych w środowisku wodnym jest bardzo złoŝonym procesem, uwarunkowanym czynnikami meteorologicznymi, hydrobiologicznymi, właściwościami geochemicznymi zlewni oraz rodzajem i intensywnością antropopresji (Lehner i Döll 2004), a próba zrozumienia tych przemian wymaga dokładnej ich analizy w czasie i przestrzeni. Celem niniejszego opracowania było określenie zawartości i prześledzenie sezonowych zmian stęŝenia związków biogenicznych w wodach jeziora Dobra oraz wyznaczenie poziomu troficznego tego zbiornika wodnego. TEREN I METODY BADAŃ Prezentowane w niniejszej pracy jezioro Dobra (Dobrskie) (54 23,4 ; 17 20,3 ) połoŝone jest na obszarze Wysoczyzny Damnickiej (Pojezierze Pomorskie; woj. pomorskie, powiat słupski, gmina Dębnica Kaszubska). Wysoczyzna Damnicka jest najbardziej jednorodnym obszarem w obrębie dorzecza Słupi i Łupawy. Tworzy ją dość płaska lub lokalnie falista strefa moreny dennej, wyraźnie dominująca nad okolicą (50-90 m n.p.m) (Zasoby ). Jezioro Dobra jest niewielkim (powierzchnia zwierciadła wody 28 ha), bezprzepłwowym jeziorem rynnowym o głębokości średniej ok. 5 m (tab. 1). Jego zlewnię Tabela 1 Parametry morfometryczne jeziora Dobra (źródło: Jańczak 1997) Table 1 Morphometric data of lake Dobra Wskaźnik Jednostka Wartość Wysokość n.p.m. m 91,8 Powierzchnia ha 28,5 Długość maksymalna m 1500 Szerokość maksymalna m 280 Objętość misy jeziornej tys. m Głębokość maksymalna m 12,0 Głębokość średnia m 4,8 Długość linii brzegowej m 3390 Rozwinięcie linii brzegowej - 1,79 Wskaźnik odsłonięcia - 5,9 72

3 stanowią lasy i pola uprawne, a w okresie letnim często przebywają nad nim okoliczni mieszkańcy. W najbliŝszym czasie planowana jest istotna zmiana uŝytkowania zlewni tego jeziora oba jego dłuŝsze brzegi przewidziane są pod zabudowę jednorodzinną. Badania, których celem było prześledzenie sezonowych zmian stęŝenia związków biogenicznych, prowadzone były w miesięcznych odstępach od września 2007 roku do października 2008 roku (z wyjątkiem grudnia i stycznia). Na jeziorze wyznaczone zostały 4 stanowiska pomiarowe, zlokalizowane wzdłuŝ dłuŝszej jego osi (ryc. 1). Przed pobraniem prób wody na kaŝdym ze stanowisk w przekroju pionowym co metr mierzona była temperatura wody, widzialność krąŝka Secchiego oraz na stanowisku najgłębszym, za pomocą sondy tlenowej (HANNA HI9146) stęŝenie rozpuszczonego w wodzie tlenu. Ryc. 1. Lokalizacja stanowisk badawczych na jeziorze Dobra Fig. 1. Location of measurement sites in lake Dobra Próby do określenia stęŝenia poszczególnych form azotu i fosforu pobierane były czerpakiem horyzontalnym typu van Dorna z powierzchniowej (1 m pod powierzchnią) i przydennej warstwy wody oraz z warstwy nad i pod termokliną. W warunkach laboratoryjnych, w dniu pobrania prób, bezpośrednio w kaŝdej z nich oznaczano stęŝenie fosforu całkowitego i całkowitego fosforu mineralnego, azotu całkowitego i jego form mineralnych, tzn. azotanów i jonów amonowych. Metodykę oznaczeń fizykochemicznych oparto na opracowaniu Hermanowicza i in. (1976). Wszystkie oznaczenia kolorymetryczne wykonano, uŝywając spektrofotometru SP-830 plus Metertech. Na podstawie uzyskanych wyników, korzystając z metody Carlsona (1977), oceniono stan troficzny jeziora. Metoda ta polega na wyznaczeniu wartości trzech 73

4 wskaźników stanu trofii (Trophic State Index), związanych z: widzialnością krąŝka Secchiego (TSI SD ); stęŝeniem chlorofilu (TSI Chl ); stęŝeniem fosforu całkowitego (TSI Ptot ) w epilimnionie w sezonie letnim. Obliczeń tych wskaźników dokonuje się na podstawie wzorów podanych przez Carlsona (1977): TSI Chl lnsd TSI SD = 10 6 ln2 2,02 0,68lnChl = 10 6 ln2 TSI Ptot 48 ln = 10 6 Ptot ln2 Z kolei analiza cech morfometrycznych, hydrograficznych i zlewniowych (wg Kudelska i in. 1994) pozwoliła na określenie naturalnej podatności jeziora na degradację. WYNIKI Na podstawie przeprowadzonych badań stwierdzono, Ŝe jezioro Dobra ma silnie zaznaczoną cyrkulację jesienną oraz wyraźną stratyfikację termiczną (ryc. 2a) i chemiczną latem. W okresie letnim epilimnion jeziora sięgał 4 m, hypolimnion zaś rozpoczynał się od głębokości 8 m. Obserwowana wówczas róŝnica temperatur pomiędzy warstwą powierzchniową a przydenną wynosiła około 12 C. Maksymalny gradient termiczny w termoklinie wyniósł 5,9 Cm -1 (średni 3 Cm -1 ). Ryc. 2. Sezonowe zmiany temperatury (a) i stęŝenia tlenu rozpuszczonego (mgo 2 dm -3 ) (b) w toni wodnej jeziora Dobra (wybrane terminy) Fig. 2. Vertical profiles of water temperature (a) and seasonal changes in dissolved oxygen concentration (b) (mgo 2 dm -3 ) in lake Dobra (selected data) 74

5 Ze względu na to, iŝ cyrkulacja wód jest podstawowym źródłem zasilania jeziora w tlen, stęŝenie rozpuszczonego tlenu zasadniczo odpowiadało dynamice mas wody (ryc. 2b). W trakcie stagnacji letniej wody epilimnionu jeziora charakteryzowały się natlenieniem rzędu 100%, natomiast przy dnie obserwowany był deficyt tlenowy (natlenienie poniŝej 5%), powstały na skutek rozkładu materii organicznej, zdeponowanej w strefie przydennej jeziora. Dysproporcję w pionowym rozmieszczeniu zawartości tlenu potęgowały zapewne równieŝ utrudnione warunki mieszania, wynikające z połoŝenia jeziora. Gradient zawartości tlenu w oksyklinie wynosił 2,2 mgo 2 dm -3 m -1, a sama oksyklina występowała na głębokości pomiędzy 3 a 8 m. Na podstawie przeprowadzonych badań stwierdzono, Ŝe przejrzystość wód jeziora silnie skorelowana była z cyklem wegetacyjnym i wynosiła od 1,5 m latem do ponad 3,5 m w okresie jesienno-zimowym. Przemienny cykl stagnacji i cyrkulacji mas wody, a co za tym idzie zmiany jej natlenienia, w istotny sposób wpływały równieŝ na zawartość azotu i fosforu w poszczególnych warstwach jeziora (tab. 2). Zmienność substancji biogenicznych w wodach jeziora Dobra Biogens variability in lake Dobra Tabela 2 Table 2 Parametr Warstwa Średnia Min. Max. SD Amplituda pow 0,095 0,047 0,137 0,022 0,090 P tot, mgp/dm 3 dno 0,149 0,091 0,200 0,035 0,109 P-PO 4, pow. 0,019 0,000 0,046 0,000 0,046 mgp/dm 3 dno 0,046 0,012 0,116 0,032 0,104 pow. 1,269 0,978 1,521 0,136 0,543 N tot, mgn/dm 3 dno 2,208 1,408 4,197 0,924 2,789 N-NO 3, pow. 0,109 0,000 0,327 0,095 0,327 mgn/dm 3 dno 0,092 0,010 0,258 0,086 0,248 N-NH 4, pow. 0,134 0,015 0,441 0,137 0,426 mgn/dm 3 dno 0,994 0,255 2,853 0,908 2,598 pow. próby wody pobierane 1 m pod powierzchnią dno woda pobierana z warstwy przydennej najgłębszego stanowiska SD odchylenie standardowe Zawartość fosforu całkowitego w jeziorze mieściła się w zakresie od 0,047 do 0,200 mgpdm -3 (ryc. 3). NajwyŜsze wartości P tot występowały w warstwie przydennej od lipca do września (wartość maksymalna 0,200 mg, odnotowana we wrześniu 2007 roku). W warstwie powierzchniowej jego stęŝenie wynosiło średnio około 0,09 mgpdm -3 ± 0,

6 Ryc. 3. Sezonowe zmiany stęŝenia (mgpdm -3 ) fosforanów i fosforu całkowitego w toni wodnej jeziora Dobra Fig. 3. Seasonal changes (mgpdm -3 ) in phosphates and total phosphorus in lake Dobra Największe stęŝenie fosforanów odnotowywane było równieŝ w okresie stagnacji letniej, w warstwie przydennej, przy czym maksymalne stęŝenie 0,116 mgpdm -3 było w sierpniu. W warstwie powierzchniowej stęŝenie fosforanów od końca maja do przełomu sierpnia i września wynosiło około 0,03 mgpdm -3. W pozostałej części roku było ono bardzo niskie, niekiedy zerowe. Zawartość azotu całkowitego (ryc. 4) mieściła się w zakresie od około 1,0 do około 4,2 mgndm -3. Największe wartości występowały latem, przy dnie, w okolicy najgłębszego stanowiska pomiarowego. W powierzchniowej warstwie wody natomiast stęŝenie N tot utrzymywało się na w miarę stabilnym poziomie od około 1 do 1,5 mgndm -3. Azot amonowy obecny był w jeziorze przez cały okres badawczy, przy czym znacznie większe jego zmiany obserwowano w warstwie przydennej jeziora (ryc. 4). W warstwie powierzchniowej wyróŝnić moŝna było dwa okresy w ciągu cyklu badań: od przełomu września i października do kwietnia i od maja do sierpnia. W pierwszym stęŝenie NH 4 -N było 10-krotnie wyŝsze (około 0,3 mgndm -3 ) niŝ w pozostałym. Wyraźna sezonowa dynamika zmian obserwowana była w przydennej warstwie jeziora. Od czerwca w tym rejonie nastąpił wzrost NH 4 -N, przy czym najwyŝsze stęŝenie i tym samym najwyŝszy jego gradient pionowy w jeziorze były we wrześniu. Pod koniec października, na skutek cyrkulacji wody, nastąpiło wyrównanie stęŝeń w całym profilu jeziora. Azot azotanowy występował w mniejszych ilościach (ryc. 4). W okresie zimowo-wiosennym jego stęŝenie było najwyŝsze i wyrównane w całej toni wodnej (0,2-0,3 mgndm -3 ). W sezonie wegetacyjnym natomiast znacznie spadło i poza jednorazowym wzrostem w lipcu wynosiło poniŝej 0,1 mgndm

7 Ryc. 4. Sezonowe zmiany stęŝenia (mgndm -3 ) azotu amonowego, azotu azotanowego i całkowitego w toni wodnej jeziora Dobra Fig. 4. Seasonal changes (mgndm -3 ) in ammonium nitrogen, nitrate nitrogen and total nitrogen in lake Dobra DYSKUSJA Na podstawie przeprowadzonych badań stwierdzono, Ŝe stęŝenia poszczególnych form azotu i fosforu charakteryzowały się sezonową zmiennością, a ich przemieszczanie się w wodach jeziora i przybierane formy zaleŝne były przede wszystkim od intensywności zachodzących procesów biologicznych, cyrkulacji wody oraz zawartości tlenu. Azot występował głównie w postaci azotu organicznego, wyznaczonego jako róŝnica pomiędzy azotem całkowitym a mineralnym, natomiast wśród form mineralnych, poza miesiącami wiosennymi, większy udział procentowy miała forma amonowa. Stosunek azotu amonowego do azotanowego uzaleŝniony był od wielkości deficytu tlenowego. Wiosną, gdy woda była dobrze natleniona, przewaŝały azotany (stanowiły nawet do około 80% formy mineralnej). Tak wysokie stęŝenie NO 3 -N po okresie zimy świadczy równieŝ o intensywnie zachodzącej nitryfikacji w jej trakcie. Znacznie mniejsze stęŝenia mineralnych form azotu latem w po- 77

8 wierzchniowej warstwie jeziora wskazują na zuŝywanie ich przez rozwijający się fitoplankton. Obserwowany w tym samym czasie wzrost stęŝenia fosforu mineralnego spowodowany mógł być przede wszystkim szybkim jego obiegiem na drodze plankton-woda-plankton, jak równieŝ wzmoŝoną jego dostawą zewnętrzną w tym okresie, związaną z intensywną eksploatacją turystyczną jeziora. Utworzona latem termoklina, zalegająca na głębokości 5-7 m, powodowała rozgraniczenie warstw wody jeziora o odmiennej dynamice obiegu materii. W tym czasie, gdy zasoby tlenu przy dnie nie przekraczały 5%, odnotowywano silny wzrost stęŝenia zarówno jonów amonowych, jak i fosforanów. Na skutek braku tlenu zmagazynowany w osadach fosfor został odblokowany, bowiem przy koncentracji tlenu poniŝej 0,1 mgdm -3 nierozpuszczalne kompleksy fosforu z Ŝelazem czy glinem rozpadają się. Natomiast jony amonowe w hypolimnionie były przede wszystkim skutkiem biologicznej dekompozycji sedymentującej materii organicznej, a ze względu na występującą stratyfikację wód w tym okresie zostały zablokowane w warstwie przydennej. Ponadto przy niskim stęŝeniu tlenu ustaje proces bakteryjnej nitryfikacji jonów NH 4 + i wzrasta szybkość uwalniania tych jonów z osadów dennych. Przeprowadzona na podstawie uzyskanych wyników ocena poziomu trofii jeziora, z zastosowaniem wskaźników stanu trofii Carlsona (TSI SD ; TSI Chl ; TSI Ptot ), sugeruje, Ŝe jezioro znajduje się na granicy mezotrofii i eutrofii. Wskaźnik obliczony na podstawie pomiarów widzialności krąŝka Secchiego w okresie letnim wyniósł 54. Podobną wartość (56) miał wskaźnik TSI Chl. Zgodnie z kryterium przyjętym przez Carlsona (1977), wartość względna wskaźników stanu trofii w zakresie od 40 do 60 świadczy o mezotroficznym charakterze jeziora. Natomiast stęŝenie fosforu całkowitego latem w epilimnionie rzędu 0,11 mgp/dm 3 kwalifikuje jezioro do typu eutroficznego (TSI Ptot = 72, w skali Carlsona: od 60 do 80 eutrofia). Ponadto o postępującym procesie eutrofizacji świadczyć mogą obserwowane letnie deficyty tlenowe w warstwie naddanej. Ocena podatności jeziora na degradację wskazuje na jego niewielką odporność na granicy II i III klasy podatności według klasyfikacji Kudelskiej i in. (1994). Niski iloraz objętości jeziora i długości linii brzegowej oraz niewielki procent stratyfikacji wód w okresie stagnacji świadczyć mogą zarówno o mniejszej odporności jeziora na wpływy z zewnątrz, jak i o większej intensywności krąŝenia materii. Biorąc pod uwagę te dwa elementy, stwierdzamy, Ŝe wprowadzenie dodatkowego obciąŝenia zlewni jeziora w postaci zabudowy jednorodzinnej moŝe spowodować przyspieszoną eutrofizację tego zbiornika. LITERATURA Carlson R. E A trophic state index for lakes. Limnol. Oceanogr., 22: Hermanowicz W., DoŜańska W., Dojlido J., Kosiorowski B Fizyczno-chemiczne badanie wody i ścieków. Arkady, Warszawa. Jańczak J Atlas jezior Polski. Bogucki Wydawnictwo Naukowe, Poznań. Kudelska D., Cydzik D., Soszka H Wytyczne monitoringu podstawowego jezior. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa. 78

9 Lehner B., Doll P Development and validation of a global database of lakes, reservoirs and wetlands. Journal of Hydrobiology, 296: Wetzel R.G Limnology. Lake and river ecosystems. Elsevier Academic Press, San Diego. Zasoby przyrodnicze dorzecza Słupi i Łupawy W. Lipczyński (red.). Grawipol, Słupsk. 79