AKADEMIA ROLNICZA W SZCZECINIE

Transkrypt

1 AKADEMIA ROLNICZA W SZCZECINIE JACEK KUBIAK NAJWIKSZE DIMIKTYCZNE JEZIORA POMORZA ZACHODNIEGO POZIOM TROFII, PODATNO NA DEGRADACJ ORAZ WARUNKI SIEDLISKOWE ICHTIOFAUNY SZCZECIN 2003

2 2 PRACA HABILITACYJNA PRZEWODNICZCY KOLEGIUM REDAKCYJNEGO prof. dr hab. Edward Niedwiecki REDAKTOR DZIAŁU prof. dr hab. Rajmund Trzebiatowski RECENZENCI prof. dr hab. Zdzisław Kajak prof. dr hab. Konstanty Lossow OPRACOWANIE REDAKCYJNE mgr Alicja Berner SKŁAD KOMPUTEROWY Rafał Szychowski Wydano za zgod Rektora Akademii Rolniczej w Szczecinie ISSN Copyright by Jacek Kubiak Copyright by Wydawnictwo Akademii Rolniczej w Szczecinie Szczecin 2003 W Y D A W N I C T W O A K A D E M I I R O L N I C Z E J W S Z C Z E C I N I E WYDANIE I. Nakład 130 egz. Ark. wyd. 8,2. Papier drukowy kl. III, format B-5. Oddano do druku w padzierniku 2003 r. Druk ukoczono w padzierniku 2003 r. Zamówienie AR 5212/93/130/2003 Wydrukowano w Dziale Poligrafii Akademii Rolniczej w Szczecinie

3 3 SPIS TRECI WSTP CEL PRACY CHARAKTERYSTYKA GEOGRAFICZNA REJONÓW Z BADANYMI AKWENAMI STAN BADA HYDROCHEMICZNYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO Metody terenowe Metody laboratoryjne Ocena podatnoci jezior na degradacj, jakoci wód oraz poziomu trofii Analiza statystyczna OMÓWIENIE WYNIKÓW Termika Warunki tlenowe Ocena zlewni jako dostawcy materii Podatno badanych jezior na degradacj Ocena tempa eutrofizacji Ocena jakoci badanych wód Poziom oraz zmiany trofii jezior w wieloleciu Warunki siedliskowe ryb DYSKUSJA Poziom trofii Wstpne wytyczne dotyczce ochrony badanych jezior Wpływ niektórych czynników abiotycznych na warunki siedliskowe ryb Temperatura Zawiesina Amoniak niezdysocjowany Odczyn ph Warunki tlenowe i zawarto CO Klasyfikacja rybacka badanych jezior WNIOSKI PIMIENNICTWO STRESZCZENIE... 94

4 4

5 WSTP Nadmierne uy nienie wód powierzchniowych jest nadzwyczaj istotnym problemem w ich ochronie (Vollenweider 1971; Kajak 1979, 1998; Kalff 2002). Urbanizacja, uprzemysłowienie, intensywna produkcja rolna na obszarze zlewni, a take znaczny rozwój turystyki, przy niedostatku skutecznych metod ochrony jezior, wpływaj na due ich obcienia substancjami biogennymi, zwłaszcza fosforem i azotem (Lossow 1996a). Ładunki pierwiastków biogennych czsto przekraczaj poziom uznawany przez Vollenweidera (1989) za niebezpieczny, dlatego w ostatnich dziesicioleciach obserwujemy szybk eutrofizacj jezior. Tempo tego procesu i wysoki stopie zaawansowania trofii wód powierzchniowych, zwłaszcza jezior, stały si problemem wiatowym. Wywoływane przez człowieka niekorzystne zmiany nasiliły si w latach trzydziestych ubiegłego stulecia. Obecnie w wielu krajach, w tym równie w Polsce, przybrały szczególnie niepodane rozmiary (Kajak 1979; Lossow 1998). W ostatnim czasie wiele publikacji informuje o pogarszaniu si jakoci wód naszych jezior, a termin eutrofizacja wód jest jednym z najczciej uywanych w literaturze limnologicznej (Kajak 1979, 1998; Gawroska 1994; Lossow 1995a, b). W Anglii, Walii, Hiszpanii, Rumunii, Danii i Holandii stan jezior jest zbliony do stanu jezior w Polsce. Ponad 85% badanych w ostatnich latach zbiorników charakteryzuje si steniem fosforu całkowitego i przezroczystoci wód charakterystyczn dla eutrofii (Hillbricht-Ilkowska 1981, 1998; Kajak 1983; Zdanowski 1983a, b; Lossow 1998). Stan czystoci jezior jest przede wszystkim skutkiem postpujcej eutrofizacji (Zdanowski 1996). Na Pomorzu Zachodnim, podobnie jak i w innych rejonach Polski, od lat zaznaczał si nadmierny spływ do wód powierzchniowych biogenów oraz materii organicznej (Tadajewski, Kubiak 1976, 1979a, b; Tadajewski 1979; Tadajewski i in. 1980, 1996b; Kubiak i in. 1997a; 1999a, b; Szyper i Kraska 1998, 1999; Zdanowski 1999). W latach 70. jedynie 5 zbiorników wykazywało mierny stopie yznoci mezotrofi (jeziora: Miedwie, Morzycko, Krzemie, Isko i Zajezierze), a dwa jeziora (Jelenin i Wowin) znajdowały si na pograniczu β-mezotrofii i eutrofii (Tadajewski i in. 1980). Postpujcy proces eutrofizacji, prowadzcy do obnienia jakoci i zaburze równowagi biocenotycznej wód, objł nawet akweny szczególnie chronione, tj. połoone na terenie parków narodowych (Zdanowski 1999; Kubiak 2000, 2001), a take estuaria oraz morza o ograniczonym kontakcie z wodami oceanicznymi. Szczególnymi przykładami s Zatoka Gdaska, Zatoka Pomorska, Zalew Szczeciski, a nawet całe Morze Bałtyckie (Kubiak 1980, 1983, 1995a, b, 1998; Kubiak, Tadajewski 1980, 1982a, b; Chojnacki i Kubiak 1995; 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). Aktualnie uwaa si, e eutrofizacja jest najwikszym zagroeniem dla biorónorodnoci siedlisk słodkowodnych (Hillbricht-Ilkowska 1998). Proces ten polega na nadmiernym

6 6 lub zakłóconym wzrocie yznoci wód, powodowanym niekontrolowanym lub niedostatecznie kontrolowanym dopływem zwizków biogennych ze ródeł zewntrznych, a take na antropogennej, bezporedniej ingerencji w wewntrzn struktur ekosystemu (Vollenweider 1971; Kajak 1979, 1983; Gotkiewicz i in. 1990; Kalff 2002). Przyczyny i skutki eutrofizacji s poznane i wszechstronnie opisane w literaturze limnologicznej (Ohle 1955; Olszewski 1971; Wetzel 1975; Kajak 1979, 1995, 1998; Lossow 1996b; Kalff 2002). Uwaa si, e w ogromnej wikszoci przypadków czynnikiem limitujcym produkcj pierwotn w ródldowych zbiornikach wodnych jest fosfor (Wetzel 1975; Kajak 1979, 1980, 1998; Kalff 2002). Podobna sytuacja wystpuje w wodach estuariowych (Kubiak 1980; 1983; 1995a, b; Domagała i in. 1982). Eutrofizacj intensyfikuj równie nadmierne iloci materii organicznej, zarówno allo-, jak i autochtonicznej, bowiem w wyniku jej destrukcji nastpuje uwalnianie biogenów (Wetzel 1975; Kajak 1979, 1998; Kalff 2002). Ekosystem jeziorny jest zasilany materi rónymi drogami; jego produktywno zaley od intensywnoci przepływu materii oraz iloci zwizków biogennych, biorcych w nim udział. Pierwiastki skumulowane w ekosystemie powracaj do obiegu w rónych ilociach, w rónym czasie i za pomoc rónych mechanizmów (Wetzel 1975; Gotkiewicz i in. 1990; Lossow i Wicławski 1991; Kajak 1998; Kalff 2002). Podstawowe zasoby fosforu i azotu s skumulowane w osadach dennych (Górski i Rybak 1975; Kajak 1979, 1995, 1998; Lossow i Gawroska 1992, 1998; Pettersson i Amiard 1998; Kalff 2002). W powierzchniowej 10-centymetrowej warstwie osadów dennych znajduje si ok. 90% fosforu, jaki wystpuje w całym ekosystemie (Kajak 1995, 1998). Najwaniejszymi procesami w retencji fosforu w osadach dennych s: sorpcja i wizanie tego pierwiastka przez wodorotlenki elaza oraz przyłczanie przez wglany wapnia i autogeniczne formowanie minerałów (Boers i in. 1998). Zasilenie wód biogenami zawartymi w osadach dennych odgrywa najistotniejsz rol w czasie stagnacji letniej, głównie za spraw bakterii oraz mechanizmów uwalniania do roztworu, w warunkach beztlenowych, połcze Fe-P oraz Al-P (Górski i Rybak 1975; Wetzel 1975; Pettersson i Amiard 1998; Kalff 2002). Proces ten jest intensyfikowany przez mieszanie si wód przydennych z połoonymi bliej powierzchni, dlatego dynamika mas wodnych odgrywa zasadnicz rol w obiegu biogenów. rednie tempo pionowego transportu fosforu z hypolimnionu do strefy fotycznej wynosi 4 mg m -2 na dob (Mataraza i Cooke 1998). Badania szwajcarskie wykazuj, e transport ten moe przebiega szybciej i wynosi od 20 do 33 mg m -2 na dob (Kalff 2002). Uwalnianie fosforu z osadów dennych połoonych w obrbie epilimnionu, jest znacznie waniejsze ni ten sam proces realizowany w hypolimnionie na granicy osadów i wody, w warunkach beztlenowych (Kalff 2002). Intensywno wymiany fosforu midzy wod a osadami dennymi jest zrónicowana pod wzgldem kierunku oraz tempa; zaley od poziomu trofii jeziora. W zbiornikach oligotroficznych i mezotroficznych fosfor jest uwalniany do wody bez wzgldu na warunki tlenowe panujce w wodach przydennych; przy braku tlenu tempo tej wymiany jest szybsze. W jeziorach eutroficznych w obecnoci tlenu fosfor jest pochłaniany orzez osady denne (Kamp-Nilsen 1974; Górski i Rybak 1975; Kalff 2002).

7 Znacznie mniejsze zasoby fosforu znajduj si w organizmach wodnych (zawierajcych niewielki procent ogólnych zasobów biogenów), ale ze wzgldu na szybkie tempo recyrkulacji tych zasobów, szczególnie latem, w ekosystemie odgrywaj du rol. Z konsumpcji i rozkładu przyyciowego oraz z wydzielania rónych form materii przez organizmy wodne pochodzi jej zasadnicza cz, która kry i podlega transformacji w ekosystemie. Wydzielanie mineralnych zwizków azotu i fosforu przez zwierzta bezkrgowe jest podstawowym mechanizmem ich krenia w toni wodnej, a take istotnym, oprócz rozkładu bakteryjnego, w osadach dennych (Górski i Rybak 1975). W jeszcze wikszym stopniu dotyczy to bakterii. Ich biomasa jest mała, natomiast rola w zasilaniu ekosystemu w rozpuszczalne formy substancji biogennych jest podstawowa (Kajak 1998). Wszystkie procesy łcznie powoduj, e latem w epilimnionie jezior czas obiegu fosforu wynosi kilka minut (Golterman 1975; Wetzel 1975). Podstawowym ródłem zanieczyszczenia wód jest rolnictwo, a degradacja zasobów wodnych, pod wpływem rolniczych zanieczyszcze obszarowych, jest istotnym problemem (Olszewski i Tadajewski 1959; Chudecki i Duda 1971; Vollenweider 1971; Wetzel 1975; Borowiec i Zabłocki 1988; Gotkiewicz i in. 1990; Lossow i Wicławski 1991; Rajda i in. 1995; Stachowicz 1995; Lossow 1998; Ilnicki 1998; Mioduszewski 1998; Durkowski 1998; Durkowski i Walczak 1998; Górniak 1999; Kalff 2002). Agroekosystemy cechuj si otwartymi cyklami biogeochemicznymi, znacznie uproszczonymi, dlatego straty składników pokarmowych, głównie w procesie migracji wodnej, s w ich obrbie wyra nie wiksze. Wród zanieczyszcze, odprowadzanych z terenów uytkowanych rolniczo, dominuj zanieczyszczenia o charakterze organicznym i troficznym, jeziora s wic naraone na cigle postpujc eutrofizacj, powodujc wzrost ich yznoci (Dbrowska-Prot i Hillbricht-Ilkowska 1991; Lossow 1996b). Przekształcenia krajobrazu pierwotnego w krajobraz rolniczy wpłynło na deformacj stosunków wodnych, polegajc głównie na skróceniu i uproszczeniu małego obiegu wody. Nastpiło zmniejszenie retencji gleb, pogorszenie warunków infiltracji oraz ułatwienie powierzchniowego spływu wód opadowych (Gotkiewicz i in. 1990; Stachowicz 1995). Dodatkowo przypieszony odpływ wód gruntowych intensyfikuje proces ługowania gleb (Borowiec i Zabłocki 1988, 1990). W efekcie zwiksza si eksport składników pokarmowych ze zlewni do wód powierzchniowych (Wilgat 1987). Meliorowanie uytków rolnych, na skutek wzmoonej mineralizacji materii organicznej, szczególnie na glebach organicznych, zwiksza ładunek biogenów odprowadzanych do akwenów. Rolnicze uytkowanie ziemi jest dla wód podstawowym ródłem azotu i fosforu. W Finlandii stwierdzono, e straty N i P z terenów rolniczych s razy wiksze ni z obszarów nie uytkowanych przez człowieka (Kauppi i in. 1993). Za naturalne dla zlewni jezior Szwajcarii uwaa si straty wynoszce 0,05 kg Pha -1 w cigu roku (Stachowicz 1995), a dla zlewni południowej Szwecji straty wynoszce 0,06 kg Pha -1 w cigu roku (Ahl 1975). Kajak (1983 za Stachowiczem 1995) okrelił eksport biogenów ze zlewni Wisły na poziomie 5 kg Nha -1 w cigu roku oraz 0,3 kg Pha -1 w cigu roku. W zlewniach rolniczych do wód powierzchniowych jest wypłukiwane nie wicej ni 0,5 kg Pha -1 w cigu roku; w przypadku azotu straty wynosz kilka kilogramów na 1 ha (Stachowicz 1995). Wilamski i liwa (1978) okrelili rednie 7

8 8 roczne straty składników nawozowych ze zlewni rzek przymorskich w przypadku azotu mineralnego na 1,00-1,30 kg N NH4+NO3 ha -1, a w przypadku fosforu na 0,20 kg P 2 O 5 ha -1. Rocznie straty z gleb w krajobrazie moreny dennej na Pomorzu Zachodnim wynosiły 23,9 kg P 2 O 5 km -2 (Chudecki i Duda 1971). Durkowski (1998) okrelił je na poziomie 4% wniesionej dawki nawozów, za corocznie z obszarów rolniczych intensywnie nawoonych wynosi 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 Wisły ze ródeł obszarowych (głównie z obszarów uytkowanych rolniczo) pochodzi 52% azotu i 45% fosforu, w zlewni Odry odpowiednio 43 i 30% (Niemrycz i in. 1993). Zlewnie badanych jezior były intensywnie uytkowane rolniczo. W zdecydowanej wikszoci tereny te naleały do pastwowych gospodarstw rolnych, stosujcych bardzo intensywne nawoenie dochodzce nawet do 750 kg NPK ha -1 (Borowiec i in. 1978), przekraczajce znacznie redni krajow ( kg ha -1 Stachowicz 1995). W okresie od 1979/1980 do 1992/1993r. nastpił w skali kraju spadek, nawoenia mineralnego (rednio ze 193 do 66 kg NPK ha -1, a w gospodarstwach indywidualnych nawet do 61 kg ha -1 uytków rolnych) (Rajda i in. 1995). Na terenie Pomorza Zachodniego obserwowano podobn tendencj w połowie lat siedemdziesitych nawoenie nawozami mineralnymi wynosiło rednio ok. 280 kg ha -1, do koca lat osiemdziesitych wahało si w przedziale , a w latach nastpiło gwałtowne zmniejszenie nawoenia do 63,1 kg ha -1 (Rocznik Statystyczny Województwa Szczeciskiego 1974, 1980, 1995). Od połowy lat siedemdziesitych w tej czci kraju nie zmieniało si uytkowanie ziem grunty orne zajmowały zwykle ok. 400, łki od 85 do 90, pastwiska od 37 do 38, a lasy od 265 do 270 tys. ha. W latach 90. eutrofizacj jezior mogło wyhamowa znaczne zmniejszenie nawoenia (Zdanowski 1996). Naley jednak zauway, e znacznych rozmiarów ródła punktowe, w tym cieków komunalnych, mog przewyszy wpływy rolnictwa na dany akwen (Kajak 1979, 1995, 1998). Niewłaciwa gospodarka wodno-ciekowa na obszarach wiejskich jest istotn przyczyn eutrofizacji wód. Równoczenie wraz z rozbudow wodocigów musz by przejmowane i oczyszczane cieki. W przeciwnym wypadku nastpi nie tylko szybka degradacja jezior, lecz take pogorszenie jakoci wód podziemnych (Lossow 1995b, 1998). Niedopuszczalne jest prowadzenie w jeziorach sadzowego chowu ryb, który jest dla zbiornika istotnym ródłem biogenów oraz materii organicznej, co znacznie przypiesza ich eutrofizacj (Trzebiatowski 1986). Wyra nie mniejsze znaczenie w procesie eutrofizacji jezior maj hodowla zwierzt rze nych i przemysł spoywczy, a take turystyka zwikszajca antropopresj, zwłaszcza w miesicach letnich (Kajak 1979; Vollenweider 1989; Stachowicz 1995; Kalff 2002). Zmniejsza si komunalna, przemysłowa i rekreacyjna przydatno wody z przey nionych jezior, z czego wynikaj okrelone skutki ekonomiczne, np. wzrost kosztów uzdatniania wody oraz straty w turystyce. Równie rybactwo naraone jest na niekorzystne skutki eutrofizacji. Proces ten, oprócz eksploatacji i introdukcji nowych gatunków, jest jednym z istotnych czynników wpływajcych na populacje ryb (Prejs 1978). Eksploatacja i introdukcja wpływaj

9 bezporednio na ichtiofaun. Eutrofizacja wywiera na ryby wpływ poredni, poprzedzony zmianami warunków rodowiskowych (Hartmann 1977; Prejs 1978; Zdanowski 1982, 1993; Opuszyski 1983, 1997; Leopold i in. 1986). Do zmian tych nale m.in.: zmniejszenie przezroczystoci wody, zanikanie rolinnoci zanurzonej, zmiany ilociowe i jakociowe w zooplanktonie i faunie dennej, zakwity glonów, zwikszenie iloci osadów dennych, pogorszenie si warunków tlenowych, szczególnie w najgłbszych warstwach wody, a take okresowe drastyczne zmiany ph (Wetzel 1975; Kajak 1979; Zdanowski 1993; Kalff 2002). Kształtujce si pod wpływem tych zmian warunki siedliskowe s niekorzystne dla jednych gatunków ryb, a jednoczenie sprzyjajce dla rozwoju gatunków o innych wymaganiach. Przykładowo, pojawianie si i pogłbianie deficytów tlenowych w pelagialu moe eliminowa z tej strefy ryby planktonoerne, za odtlenienie profundalu powoduje odcicie bentofagów od erowisk. Tego rodzaju zjawiska powoduj gromadzenie si w litoralu rozproszonych poprzednio ryb rónych gatunków i grup wiekowych. Zwikszaj si napicia wewntrz- i midzygatunkowe, głównie w zakresie konkurencji pokarmowej; zwikszaj si te presja drapieników i moliwo opanowania ryb przez pasoyty i choroby inwazyjne (Prejs 1978). Inne zmiany decyduj o przemianach w warunkach rozrodu ryb i przeywalnoci. Wraz ze wzrostem trofii moe nastpowa take zagroenie ikry ze strony rozwijajcych si, czasami bardzo silnie, drapienych bezkrgowców i ryb specjalizujcych si w jej wyjadaniu, np. ciernika Gasterosteus aculeatus L. (Prejs 1978; Zdanowski 1993). Przeobraenia w zespołach ryb s czułym wska nikiem zmian trofii jezior (Opuszyski 1983, 1997; Zdanowski 1993). W jeziorach oligotroficznych ichtiofauna jest pocztkowo zdominowana przez gatunki z rodziny Salmonidae np. przez siej (Coregonus lavaretus L.), sielaw (Coregonus albula L.) i tro jeziorow (Salmo trutta m. lacustris L.), które w miar postpujcej eutrofizacji s zastpowane przez gatunki z rodziny karpiowatych Cyprinidae. Ta ostatnia jest bardzo zrónicowana, obfituje w gatunki o rónych zakresach tolerancji wobec czynników rodowiskowych i biocenotycznych. Okres wystpowania karpiowatych jest najdłuszy zachodz w nim istotne zmiany w składzie gatunkowym ryb. Zmiany w obrbie rodziny karpiowatych polegaj na wypieraniu gatunków wikszych, niezbyt licznych, odgrywajcych wan rol w rybactwie i sporcie wdkarskim, przez tzw. chwast rybny tj. gatunki ryb o niewielkich rozmiarach, ale licznie wystpujcych. W pocztkowej fazie tego okresu karpiowate koegzystuj z rybami drapienymi, takimi jak szczupak (Esox lucius L.), a pó niej sandacz (Sander lucioperca L.). Przy dalszym postpie eutrofizacji ryby drapiene znikaj. Wraz z przekształceniami jakociowymi zespołów ichtiofauny, wynikajcymi ze wzrostu trofii wód, zachodz te zmiany w wielkoci produkcji rybackiej, która pocztkowo szybko si zwiksza, nastpnie ulega zahamowaniu, a w zbiornikach silnie zeutrofizowanych zdecydowanie si zmniejsza (Prejs 1978; Opuszyski 1983, 1997; Zdanowski 1996). Tendencja do zmian zespołów ichtiofauny wraz z postpujc eutrofizacj ma uniwersalny charakter, niezalenie od warunków klimatycznych. Chocia skład gatunkowy ryb jest inny, to jednak zmiany zachodzce w jeziorach subtropikalnych s podobne do tych, które zanotowano w jeziorach strefy umiarkowanej (Opuszyski 1983, 1997). Analiz zmian ilociowych i jakociowych ichtiofauny, spowodowanych postpujc w Polsce eutrofizacj jezior, dokonali m. in. Iwaszkiewicz (1976) oraz Leopold i in. 9

10 10 (1986). Zdecydowana wikszo krajowych jezior została zdominowana przez rodziny ryb karpiowatych i okoniowatych (Percidae), których wymagania odpowiadaj istniejcym w tych zbiornikach warunkom rodowiskowym (mezotrofii, a przede wszystkim eutrofii). Rodziny te, cho ubosze w cenne gospodarczo gatunki, rozwijaj si dobrze nawet w płytkich, silnie politroficznych zbiornikach, w których czsto dochodzi do masowych zakwitów glonów oraz letnich i zimowych deficytów tlenu. Oznacza to, e eutrofizacja jezior, która nie prowadzi do saprotrofii, nie zagraa egzystencji wikszoci gatunków wchodzcych w skład tych rodzin. Przeciwnie, w niektórych zbiornikach mezotroficznych, wzrost yznoci, choby przez nastpujcy po nim intensywniejszy rozwój makrofitów, moe stwarza lepsze warunki do rozrodu i bytowania znacznej liczby ryb z tych rodzin. Wikszo naszych jezior mezotroficznych zblia si lub ju osignła poziom eutrofizacji, po którego przekroczeniu nie bdzie ju nastpował wzrost ogólnej biomasy ryb (Prejs 1978). Wzrost poziomu trofii wód oraz jego skutki powoduj konieczno szukania sposobów spowolnienia, zahamowania, a nawet cofania tego niekorzystnego procesu lub usuwania ujemnych jego nastpstw (Lossow i Gawroska 1992, 1998; Gawroska 1994; Mientki 1996; Lossow 1998). Ochrona wód opiera si na wszechstronnym poznaniu ekosystemów, które s otwartymi strukturami wymieniajcymi substancje oraz energi ze swoim otoczeniem. Istnieje potrzeba analizowania tych wzajemnych powiza i oddziaływa, uwzgldniajca zarówno czynniki biotyczne, jak i abiotyczne. Właciwa jest ocena jakoci ekosystemu na podstawie kryteriów fizyczno-chemicznych, biologicznych i ekomorfologicznych (Hillbricht-Ilkowska 1998). Obecnie w ochronie jezior wyrónia si wewntrzne metody rekultywacyjne, stosowane w obrbie misy jeziora, oraz zewntrzne ochronne, dotyczce ich zlewni. Podstawowym, najbardziej skutecznym sposobem ochrony jezior jest ograniczenie lub likwidacja ródeł zasilania w biogeny (Gawroska 1994; Mientki 1996; Lossow 1996a, 1998), dlatego niezbdne jest likwidowanie punktowych ródeł zanieczyszcze oraz maksymalne ograniczenie odprowadzania cieków, bez usuwania zwizków biogennych. Konieczne dla ochrony ekosystemów jeziornych i racjonalnego ich uytkowania jest poznanie naturalnej odpornoci jezior na degradacj oraz roli, jak pełni zlewnia w przypieszaniu lub hamowaniu tego procesu (Kajak 1978; Gotkiewicz i in. 1990; Bajkiewicz-Grabowska 1990; Lossow i Wicławski 1991; Kudelska i in. 1994; Hillbricht-Ilkowska i Kostrzewska-Szlakowska 1996; Hillbricht-Ilkowska i in. 1996; Lossow 1996b). W zalenoci od naturalnych cech fizyczno-geograficznych zlewnia moe przypiesza lub hamowa dostaw materii (w tym biogenów) do jeziora. Efekty dostawy materii mog by w zbiorniku róne, zalene od naturalnej odpornoci, wynikajcej z cech morfometrycznych i hydrologicznych (Kudelska i in. 1994; Kalff 2002). Wymaga to indywidualnego rozpatrywania moliwoci uytkowania i ochrony zbiornika, uwzgldniajcego nie tylko aktualn jako wody, ale równie cechy warunkujce podatno jeziora na wpływy z zewntrz (Kajak 1978; Kajak, Zdanowski 1983). Wiksze moliwoci uytkowania maj jeziora z korzystnymi warunkami naturalnymi, bardziej odporne na degradacj (Lossow i Wicławski 1991; Lossow 1996b).

11 Przed podjciem działa na rzecz ochrony jezior wskazane jest równie poznanie tempa oraz kierunku zmian trofii kadego z akwenów. Takie postpowanie umoliwia podjcie właciwych działa ochronnych, a take ewentualne cofnicie skutków nadmiernej eutrofizacji (Kudelska 1979; Bajkiewicz-Grabowska 1981, 1985, 1987, 1990; Kudelska i in. 1981, 1994; Lossow 1996b). Potrzebne s wieloletnie badania, które pozwol okreli, czy zmiany jakoci wód w jeziorze s rezultatem chwilowych zmian warunków rodowiskowych, rezultatem lokalnych uwarunkowa zwizanych z dan zlewni czy moe odzwierciedlaj ogólne pogorszenie rodowiska, zwizane ze wzmoon antropopresj (Jaczak 1995). Dynamika wód, naturalne warunki zlewni i podatno na degradacj, decyduj o jakoci wód w jeziorach i o poziomie ich trofii (Kajak 1979; Zdanowski 1982; Kalff 2002). Uznanym wykładnikiem trofii jezior s warunki tlenowe. Kształtuj si one poprzez wzajemny stosunek intensywnoci asymilacji i dysymilacji, przy pewnym wpływie wymiany tlenu z atmosfer (Aberg i Rodhe 1942; Hutchinson 1957; Wetzel 1975; Kalff 2002). Nastpuje zrónicowanie toni wodnej zbiornika na warstwy: trofogeniczn, w której przewaa asymilacja, i trofolityczn, w której intensywniej zachodzi dysymilacja. Stosunek gruboci obu warstw zaley od stanu trofii jeziora; mniej yzne ma bardziej obszern warstw trofogeniczn (Olszewski 1971; Wiszniewski 1954). Układy tlenowe okrelajce charakter, zasig oraz nasilenie podstawowych procesów formujcych biocenoz, głównie w hypolimnionie, zmieniaj si w zalenoci od: pór roku (połoenia geograficznego), zasigu pionowego mieszania wód oraz wpływu na nie morfologii zbiornika (Patalas 1960). Lange i Malanka (1994) uwaaj, e analiza układów tlenowych w okresie stagnacji letniej jest bardziej przydatna do oceny poziomu trofii jezior ni analiza wieloczynnikowa stosowana w ich monitoringu. Wypływajce z analizy warunków tlenowych wnioski, dotyczce podatnoci zbiornika na degradacj, odnosz si do rzeczywistego przebiegu procesu eutrofizacji, a nie do uwarunkowa potencjalnych. Podatno jeziora na degradacj okrelana na podstawie wska ników fizjograficznych zlewni moe nie wykazywa bezporedniego zwizku z jakoci wód. Najbardziej zdegradowane jeziora nie musz cechowa si szczególnie mał odpornoci, gdy ich stan wynika przede wszystkim z silnej antropopresji (z intensywnego rolnictwa, punktowych ródeł zanieczyszcze). Alternatywna dla analizy poziomu trofii wód opartej na jednym parametrze jest analiza wielowska nikowa. Powszechnie stosowane s metody zaproponowane przez Carlsona (1977) i Vollenweidera (1989), a w kraju przez Kajaka (1983) i Zdanowskiego (1983a). Pierwsza z nich opiera si na pomiarach latem stenia w wodach powierzchniowych fosforu ogólnego i chlorofilu a, oraz widzialnoci krka Secchiego. Wyniki tych bada, przekształcone za pomoc zaproponowanych równa w wartoci liczbowe, stanowi mierniki stanu trofii WST (wska niki stanu trofii). Druga metoda, przyjta przez OECD (Organizacja ds. Współpracy Ekonomicznej i Rozwoju), opiera si na rednich rocznych i maksymalnych steniach fosforu ogólnego i chlorofilu a w wodach powierzchniowych, widzialnoci krka Secchiego oraz na natlenieniu wód naddenych latem. Podstaw klasyfikacji trofii jezior, zaproponowanej przez Kajaka (1983) i Zdanowskiego (1983a) s wska niki podstawowe, tj. stenia latem fosforu ogólnego (TP) 11

12 12 i chlorofilu a w wodach powierzchniowych oraz widzialno krka równie latem, a take wska niki dodatkowe, tj. stenie latem azotu ogólnego w wodach powierzchniowych (TN), stosunek TN do TP, biomasa glonów oraz procentowy udział sinic w biomasie. Konieczno bada nad stanem wód powierzchniowych w naszym kraju wynika równie z faktu postpujcej integracji z Uni Europejsk, która wymaga harmonizacji prawa, równie w zakresie ochrony wód. W Unii, której członkiem w przyszłym roku zostanie Polska, podjto działania legislacyjne majce na celu stworzenie programów dotyczcych odnowy zdegradowanych ekosystemów wodnych (Roman 1998). Pastwa stowarzyszone postanowiły opracowa dla okrelonych zlewni programy takich przedsiwzi, które pozwoliłyby m.in. na przeciwdziałanie degradacji ekologicznej oraz na odnow zdegradowanych wód powierzchniowych. Działania te maj do koca 2010 roku doprowadzi do osignicia przez nie homeostazy (Roman 1998). Jednoczenie członkowie Unii zostali zobowizani m.in. do: opracowania charakterystyk zlewni rzek, dokonania przegldu wpływu działalnoci człowieka na stan wód powierzchniowych i podziemnych, zidentyfikowania wszystkich istotnych zasobów wodnych, wykorzystywanych jako ródła wody pitnej, do opracowania planów gospodarowania zlewniami (Gromiec 1998). W ostatnim czasie w Polsce podjte zostały działania ustawodawcze dostosowujce polskie prawo w zakresie ochrony rodowiska do prawa unijnego. Wyrazem takiego działania jest uchwalenie w 2001 roku ustawy Prawo ochrony rodowiska oraz przyjcie przez Rzd RP dokumentu pt. Druga polityka ekologiczna Pastwa (Górka i in. 2001). Z pocztkiem 2002 roku zaczło obowizywa nowe Prawo wodne, które ma doprowadzi do gospodarowania wodami, zgodnie z zasad zrównowaonego rozwoju, a zawarte w nim rozwizania słuy maj osigniciu dobrego ich stanu ekologicznego (Górski 2002). 1. CEL PRACY Biorc pod uwag znaczenie jezior w gospodarce Pomorza Zachodniego, wpływ eutrofizacji na kształtowanie jakoci wód w jeziorach, a take konieczno ich ochrony, za cel niniejszej pracy (powstałej w oparciu o wieloletnie badania hydrochemiczne) przyjto okrelenie poziomu trofii i jego zmian w czasie, w najwikszych (powyej 100 ha) stratyfikowanych harmonicznych jeziorach Pomorza Zachodniego. Badaniami objte zostały akweny na: Pojezierzu Iskim w zlewni górnej Iny, tj. jeziora: Isko Due, Wisala, Isko Małe (Odnoga Linowska) oraz Krzemie; Pojezierzu Myliborskim, w czci zachodniej, jeziora: Morzycko, Narost i Jelenin oraz w czci wschodniej, znajdujce si w zlewni rzeki Myli, jeziora Wdół (Lipiaskie Północne), Bdzin, Chłop Wielki i Chłop Mały. Ocen kształtowania poziomu trofii przeprowadzono, przy uwzgldnieniu naturalnej podatnoci na degradacj kadego ze zbiorników oraz rol zlewni w tym procesie. Długoletnie badania pozwoliły równie na przeledzenie zmian zachodzcych w hydrochemii jezior w ostatnich kilkudziesiciu latach.

13 Podjto prób okrelenia sposobów poprawy sytuacji w akwenach szczególnie zagroonych degradacj lub silnie zanieczyszczonych. W przypadku jezior o umiarkowanej podatnoci na degradacj, przecitnym poziomie trofii i zadowalajcym stanie czystoci wód, wskazano przedsiwzicia pozwalajace na utrzymanie aktualnego ich stanu. Na tle zmian trofii oceniono równie kształtowanie si w badanych jeziorach warunków siedliskowych ichtiofauny CHARAKTERYSTYKA GEOGRAFICZNA REJONÓW Z BADANYMI AKWENAMI Pojezierze Pomorskie stanowi cz podprowincji Pojezierza Południowobałtyckiego. Główne formy tego terenu ukształtowały si podczas recesji ostatniego (wilaskiego) zlodowacenia, u schyłku fazy poznaskiej i podczas nastpnej, wyra nie zaznaczonej, fazy pomorskiej. Układ form terenu, zwizanych z faz pomorsk, pozwala na wyrónienie 6 makroregionów, m.in. Pojezierza Zachodniopomorskiego, gdzie le badane jeziora. Wystpujce tutaj w znacznej liczbie akweny, o rónych kształtach i wielkoci, s na wielu obszarach dominujcym elementem krajobrazu (Filipiak i Raczyski 2000). Pojezierze Zachodniopomorskie charakteryzuje si tym, e wzgórza morenowe cign si z kierunku południowo-zachodniego, wznoszc si na północny wschód. Wysoko bezwzgldna moreny wynosi od stu kilkudziesiciu metrów w rejonie doliny Odry do m w rejonie Iska i ponad 250 m w rejonie Bytowa (Kondracki 1994, 2000). W jej strefie przebiega dział wodny rzek wpadajcych do dolnej Odry (Iny, Płoni), rzek bezporednio wpadajcych do Bałtyku (Regi, Parsty, Wieprzy, Słupi, Łupawy i Łeby) oraz spływajcych na południe do Noteci i dolnej Warty (Drawy, Gwdy). Ekspozycja pasma wzgórz na napływajce od północnego zachodu powietrze oceaniczne oraz ich wysoko wzgldna, przekraczajca 100 m, sprawiaj, e opady atmosferyczne s tu wiksze ni w regionach przyległych ( mm rocznie), a rednia temperatura powietrza zwykle nisza o około 1 C (Kondracki 2000). Naturaln szat rolinn stanowi pierwotne lasy bukowe. Stosunkowo yzne ziemie brunatne, na podłou glin morenowych, w znacznej czci zostały zajte przez pola uprawne (Mikołajski 1966; Jasnowska i Jasnowski 1982). Wystpujce tu jeziora s przewanie typu rynnowo-wytopiskowego. Pojezierze Zachodniopomorskie obejmuje powierzchni 9,7 tys. km 2 i dzieli si na 7 mezoregionów, wród których mona wyróni m.in. Pojezierze Myliborskie i Pojezierze Iskie z badanymi akwenami (poza tym Pojezierze Choszczeskie, Wysoczyzn Łobesk, Pojezierze Drawskie, Wysoczyzn Polanowsk i Pojezierze Bytowskie). W tym rejonie zdecydowana wikszo jezior połoona jest w strefie moreny czołowej (Pojezierza Iskie i Myliborskie s obszarami o najwikszej jeziornoci); wyra nie mniej jest jezior w obrbie moreny dennej (Mikołajski 1966; Filipiak i Sadowski 1994; Filipiak i Raczyski 2000).

14 14 Pojezierze Myliborskie zajmuje powierzchni około 1810 km 2. Zachodni jego granic stanowi dolina dolnej Odry, wschodni dolina Płoni; od południa granica przylega do sandrów Równiny Gorzowskiej, od północy ssiaduje za z Równinami Wełtysk i Pyrzycko-Stargardzk. Wzgórza morenowe tylko w niewielu miejscach przekraczaj wysoko 100 m n.p.m., przy wysokoci wzgldnej od 20 do 40 m. Jedynie na północnym zachodzie, w pobliu doliny Odry, znajduje si znacznie wyszy wał morenowy o wysokoci 166 m (Góra Czcibora). Krajobrazowa granica pojezierza przebiega na południe od Cedyni, Morynia, Myliborza i Barlinka. W czci zachodniej Pojezierza Myliborskiego (w zespole chojesko-moryskim) połoone s jeziora: Morzycko, Narost (oba w zlewni rzeki Słubia) i Jelenin (w zlewni rzeki Rurzyca). W czci wschodniej omawianego pojezierza (w zespole myliborsko-lipiaskim), w zlewni rzeki Myli, znajduj si jeziora: Wdół (Lipiaskie Północne), Bdzin, Chłop Duy i Chłop Mały (Piskorski 1979; Kondracki 1994, 2000). Pojezierze Iskie, mezoregion o powierzchni około 750 km 2, ley w miejscu, w którym nastpuje skrt moreny czołowej z kierunku południkowego na kierunek północno-wschodni. Rejon ten cechuje urozmaicone urze bienie i wiksze wzniesienie nad poziomem morza od ssiadujcego Pojezierza Choszczeskiego. Pojezierza te oddzielone s równolenikow rynn, któr płynie rzeka Ina główny ciek na tym terenie. Omawiany mezoregion ssiaduje od wschodu z sandrem Równiny Drawskiej, od zachodu z morenow Równin Nowogardzk, a od północnego wschodu z Pojezierzem Drawskim. Sporód badanych jezior na obszarze Pojezierza Iskiego w zlewni górnej Iny wystpuj jeziora: Isko Due, Isko Małe (Odnoga Linowska), Wisola (Wisala, Stubnica) i Krzemie, natomiast w zlewni rzeki Uklei (lewego dopływu Regi), a zatem w zlewisku Bałtyku jezioro Wowin (Mikołajski 1966; Prawdzic 1966; Kondracki 1994, 2000). Badane akweny le na terenach, na których w przeszłoci dominowała tzw. wielkotowarowa produkcja rolna, charakteryzujca si m.in. przemysłow hodowl oraz stosowaniem duych dawek nawozów sztucznych (Mikołajski 1966; Rocznik Statystyczny 1998). Miało to znaczny wpływ na transport do tych akwenów duych ładunków biogenów (Kajak 1979; Gotkiewicz i in. 1990; Lossow i Wicławski 1991; Lossow 1995b). Warunki klimatyczne, panujce w rejonach wystpowania badanych jezior, szczegółowo opisuj Prawdzic (1966) oraz Mikołajski (1966). Cechami charakterystycznymi klimatu wysoko połoonych rejonów wschodnich dawniejszego województwa szczeciskiego (Pojezierze Iskie) s nisza temperatura oraz krótszy okres wegetacyjny ni na obszarze Pojezierza Myliborskiego (Mikołajski 1966). Rybackiej charakterystyki badanych jezior dokonali Prawdzic (1966), Filipiak i Sadowski (1994), a take Filipiak i Raczyski (2000). Szczegółowe dane hydrologiczne akwenów zawiera obszerne zbiorowe opracowanie Instytutu Meteorologii i Gospodarki Wodnej (Brodziska i in. 1989; Czarnecka i in. 1989), wykonane dla Urzdu Wojewódzkiego w Szczecinie. Obliczone wska niki charakteryzujce morfometri omawianych zbiorników oraz ich połoenie geograficzne podano w tabeli 1, usytuowanie jezior na Pojezierzu Zachodniopomorskim oraz zarysy ich linii brzegowych przedstawiaj rysunki 1 i 2.

15 3. STAN BADA HYDROCHEMICZNYCH JEZIOR POMORZA ZACHODNIEGO Pomorze Zachodnie charakteryzuje si obecnoci znacznej liczby jezior. Na terenie województwa zachodniopomorskiego znajduje si zbiorników (kady z nich ma powyej 1 ha), o łcznej powierzchni 585,2 km 2, co stanowi 2,56% obszaru województwa (Filipiak i Raczyski 2000). Istnieje niewiele opracowa dotyczcych jezior Pomorza Zachodniego. Na przełomie XIX i XX w. oraz w okresie przedwojennym hydrografi tych akwenów zajmowali si Halbfassa (1901a, b), Jentsch (1912, 1922) oraz Wahnschaffe (1921). Badania ich objły waniejsze jeziora tego rejonu (Prawdzic 1966). Po drugiej wojnie wiatowej ukazało si opracowanie Młodziejewskiego (1946), dotyczce jeziora Miedwie. Wybrane zagadnienia dotyczce jezior zlewni Odry przedstawiła Czekaska (1948) w monografii tej rzeki. Pod koniec lat czterdziestych przeprowadzono inwentaryzacj polskich jezior, w tym połoonych na Pomorzu Zachodnim. W wyniku tych prac w połowie lat pidziesitych powstał Katalog jezior Polski (Majdanowski 1954). W latach szedziesitych Instytut Rybactwa ródldowego przeprowadził badania morfometryczne i czciowo hydrochemiczne m. in. 200 jezior połoonych na terenie województwa zachodniopomorskiego. Wykonane wówczas pomiary stanowi podstawowe ródło wiedzy o morfometrii tych zbiorników. Prawdzic (1966) opisał w ujciu fizjograficznym, hydrograficznym oraz gospodarczo-turystycznym najwiksze jeziora Pomorza Zachodniego. Pod ktem przyrodoznawczym Pojezierze Zachodniopomorskie zostało szczegółowo opisane przez Jasnowsk i Jasnowskiego (1982), a pod wzgldem geograficznym przez Mikołajskiego (1966). W pó niejszym czasie w katalogu jezior połoonych na Pojezierzu Pomorskim, podano dane dotyczce zbiorników o powierzchni wikszej ni 1 ha (Choiski 1991). W ostatnich latach ukazała si publikacja dotyczca faktografii jezior szczeciskich (Filipiak i Sadowski 1994) oraz zachodniopomorskich (Filipiak i Raczyski 2000). Brodziska i in. (1996, 1997) s autorami Atlasu jezior Polski, merytorycznie bardzo cennej publikacji, zawierajcej wiele danych morfometrycznych i hydrochemicznych dotyczcych m. in. jezior województwa zachodniopomorskiego o powierzchni wikszej ni 10 ha. Całociowych opracowa hydrochemicznych jezior Pomorza Zachodniego jest niewiele. Badania hydrochemiczne rozpoczły si na pocztku lat siedemdziesitych wówczas Nguyen (1972) prowadził, w cyklu dwuletnim, badania jezior: Isko Due, Isko Małe, Wisala i Starzyc zbiorników o rónym stopniu troficznym. W latach Orodek Bada i Kontroli rodowiska prowadził badania najwikszych jezior tej czci kraju (Dbie, Liwia Łua, Miedwie, Morzycko, Pło i Wowin), których wyniki zostały opublikowane w formie atlasu (Atlas czystoci ). W tym czasie w Akademii Rolniczej w Szczecinie podjto wiele prac badawczych dotyczcych jezior szczeciskich (Tadajewski i Kubiak 1979b; Tadajewski i in. 1980). W drugiej połowie lat dziewidziesitych i w latach pó niejszych ukazało si duo prac na temat hydrochemii jezior Pomorza Zachodniego. Wyniki bada jezior Woliskiego Parku Narodowego opublikował Poleszczuk (1994, 1996), Tadajewski i in. (1996b), oraz Kubiak (2000, 2001), podatno tych zbiorników na degradacj opisali Doliski i in. (1995), a take Tórz i in. (2000). Systematycznie ukazywały si raporty o stanie rodowiska

16 16 województwa zachodniopomorskiego opracowane przez PIO, zawierajce omówienie wyników bada jezior (Raporty 1994, 1995, 1997, 1999, 2000). W latach 90. wydano opracowania dotyczce warunków hydrochemicznych jezior: Isko (Kubiak, Knasiak 1996), Wowin (Kubiak i in. 1996c), Dbie (Tadajewski i in. 1996a), a take jeziora Chłop (Kubiak i in. 2000). Opisywane pod ktem hydrochemii i podatnoci na degradacj były jeziora przymorskie (Kubiak i in. 1997b, Tórz i in. 2000) połoone w zlewniach rzek: Wołczenicy (Kubiak i in. 1996a), Płoni (Kubiak i in. 1997e), Tywy (Kubiak i in. 1997c) i Rurzycy (Kubiak i in. 1997f). Kubiak i in. (1996b) podali charakterystyk hydrochemiczn jezior Cedyskiego Parku Krajobrazowego, a jeziora Iskiego Parku Krajobrazowego zostały opisane rok pó niej (Kubiak i in. 1997d). Ostatnio Kubiak i in. (2001) podjli badania zbiorników okolic Szczecina. Zmiany warunków hydrochemicznych w wybranych jeziorach Pomorza Zachodniego (Jeziora Isko, Morzycko, Chłop, Narost) w ostatnich dwudziestu latach przedstawili Kubiak i in. (1997a). Dotychczas nie ma publikacji oceniajcych wieloletnie zmiany poziomu trofii jezior Pomorza Zachodniego. Badania takie w krótszych okresach prowadzone były jedynie na terenie Pojezierza Mazurskiego (Hillbricht-Ilkowska 1989; Hillbricht-Ilkowska, Winiewski 1994a, b; Hillbricht-Ilkowska i Winiewski 1996; Zdanowski 1999). 4. MATERIAŁ I METODY W opracowaniu wykorzystano wyniki bada własnych autora (z lat oraz ) oraz niepublikowane materiały (z lat ) Zakładu Hydrochemii i Ochrony Wód Akademii Rolniczej w Szczecinie. Cz starszych wyników (z lat ), dotyczcych jezior: Morzycko, Bdzin i Wdół, pochodzi z materiałów PIO (Atlas 1977), za dotyczcych (w latach ) jezior: Isko Due, Isko Małe oraz Wisala z pracy doktorskiej Nguyen (1972) Metody terenowe Badania poszczególnych jezior prowadzono na ogół w cyklach 5-letnich. Obejmowały one co najmniej okres homotermii wiosennej i stagnacji letniej. Terminarz bada przedstawiono w tabeli 2. Próbki wody pobierano w najgłbszych miejscach kadego jeziora, batometrem Ruttnera, mierzc jednoczenie jej temperatur (termometr rtciowy ±0,1ºC). W przekroju pionowym, zawsze co 1m, oznaczano zawarto tlenu i temperatur. Dla pozostałych analiz w kadym jeziorze, w okresie szczytu stagnacji letniej, pobierano próbki wód: powierzchniowych (0,5 m pod powierzchni), na granicy epilimnionu i termokliny, z termokliny i hypolimnionu oraz z wód przydennych (0,5 m nad dnem). Ponadto, z kadej z warstw pobierano po dwie próbki wody, równomiernie rozłoone w przekroju pionowym. W pozostałych sezonach limnologicznych, w ich kulminacyjnych okresach, pobór próbek odbywał si zawsze z tych samych głbokoci, równomiernie rozłoonych w przekroju pionowym. Pobierano wówczas od 5 próbek z jezior o głbokoci maksymalnej mniejszej ni 20 m do 8 próbek z pozostałych jezior, w tym z warstwy powierzchniowej i

17 warstwy przydennej. W trakcie bada terenowych mierzono równie widzialno krka Secchiego. W przedkładanej rozprawie wykorzystano tylko cz zebranych wyników. Tabela 2. Terminarz przeprowadzonych bada rok Jezioro Bdzin Jezioro Chłop Duy Jezioro Chłop Mały pora roku W-2;L-2; W-1;L-2 W-1;L-1; W-1;L-2 W-4;L-2; J-2;Z-2 rok pora roku W-2;L-2; W-1;L-2 W-1;L-2 W-4;L-2; J-2;Z-2 rok pora roku Jezioro Isko Due pora roku Jezioro Isko Małe pora roku Jezioro Jelenin Jezioro Krzemie Jezioro Morzycko Jezioro Narost Jezioro Wdół Jezioro Wisola Jezioro Wowin W-2;L-2; W-1;L-2 W-1;L-2 W-4;L-2; J-2;Z-2 rok W-4;L-2; J-2;Z-2 rok rok pora roku W-1;L-1; W-1;L-1; W-4;L-2; J-2;Z-2 W-4;L-2; J-2;Z rok pora roku W-4;L-2; J-2;Z-2 W-4;L-2; J-2;Z-2 W-1;L-1; rok pora roku W-1;L-1; W-1;L-1; W-1;L-1; W-4;L-2; J-2;Z rok pora roku W-1;L-1; W-1;L-1; W-4;L-2; J-2;Z rok pora roku W-2;L-2; W-1;L-2 W-1;L-2 W-4;L-2; J-2;Z-2 rok pora roku rok pora roku W-4;L-2; J-2;Z-2 - W-4;L-2; J-2;Z-2 Z zima; W wiosna; L lato; J jesie (cyfra po nazwie pory roku oznacza liczb przeprowadzonych bada w danej porze). Powysze objanienia dotycz równie nastpnych tabel Metody laboratoryjne W pobranych próbkach wody oznaczano nastpujace wska niki potrzebne do oceny poziomu trofii i jakoci wód jezior: zawarto materii organicznej poprzez piciodobowe biochemiczne zapotrzebowanie na tlen (metod wprost bd metod rozciecze dla wód odtlenionych) oraz chemiczne zapotrzebowanie na tlen (metod dwuchromianow);

18 18 ortofosforany (rozpuszczony mineralny fosfor) i fosfor całkowity (po mineralizacji w rodowisku kwanym nadsiarczanem potasu do ortofosforanów) w niesczonych próbkach wody, kolorymetrycznie metod molibdenow (reduktor chlorek cyny II bd kwas askorbinowy); azot amonowy poprzez bezporedni nessleryzacj lub z błkitem indofenolowym; azot azotanowy z kwasem fenolodwusulfonowym lub po redukcji do azotynów na kolumnie miedziowo-kadmowej; azot mineralny jako sum formy amonowej i azotanowej; azot całkowity po mineralizacji nadsiarczanem potasu (w rodowisku alkalicznym) i dalej jak azotany; ilo suchej masy sestonu wagowo; chlorofil a kolorymetrycznie, po ekstrakcji acetonem; tlen metod Winklera bd tlenomierzem firmy WTW; procentowe natlenienie wg Standard Methods (1995). W badaniach kolorymetrycznych uywano spektrofotometrów UV-Vis: Beckman-25 (firmy Beckman) oraz Lambda-10 (firmy Perkin Elemer). W celu okrelenia warunków siedliskowych ichtiofauny oznaczano ponadto: odczyn wody (ph) konduktometrycznie, CO 2 rozpuszczony z 0,05 N NaOH, oraz obliczano zawarto amoniaku niezdysocjowanego, wg Alabaster i Lloyd (1980). Stosowane metody s ogólnie zalecane (Standard Methods 1971, 1975, 1981, 1995) Ocena podatnoci jezior na degradacj, jakoci wód oraz poziomu trofii Do oceny jakoci badanych wód zastosowano kryteria podane w wytycznych do podstawowego monitoringu jezior (Kudelska i in. 1994). Wartoci wymaganych wska ników hydrochemicznych dla jezior stratyfikowanych oceniano w zakresie od 1 do 4 punktów; ich rednia artmetyczna decydowała o klasie czystoci wód (tab. 3) Tabela 3. Wska niki oceny jakoci wód jezior Wska nik Jednostki Pora roku Warstwa wody I klasa II klasa III klasa IV klasa rednie natlenienie hypolimnionu % O 2 L wody przydenne <5 ChZT mg O 2 dm -3 L wody powierzchniowe >50 BZT 5 mg O 2 dm -3 L wody powierzchniowe >8 BZT 5 mg O 2 dm -3 L wody przydenne >10 Fosforany mg P PO4 dm -3 W wody powierzchniowe 0,02 0,04 0,08 >0,08 Fosforany mg P PO4 dm -3 L wody przydenne 0,02 0,04 0,08 >0,08 Fosfor całkowity mg P dm -3 L wody przydenne 0,06 0,15 0,60 >0,60 Fosfor całkowity mg P dm -3 rednia (W+L) wody powierzchniowe 0,05 0,10 0,20 >0,20 Azot mineralny (N NH4 +N NO3 ) mg N dm -3 W wody powierzchniowe 0,20 0,40 0,80 >0,80 Azot amonowy (N NH4 ) mg N dm -3 L wody przydenne 0,20 1,0 5,0 >5,0 Azot całkowity mg N dm -3 rednia (W+L) wody powierzchniowe 1,0 1,5 2,0 >2,0 Przewodno S cm -1 W wody powierzchniowe >350 Chlorofil a mg m -3 rednia (W+L) wody powierzchniowe 8,0 15,0 25,0 >25,0 Sucha masa sestonu mg dm -3 rednia (W+L) wody powierzchniowe 4,0 8,0 12,0 >12,0 Widzialno m rednia (W+L) wody powierzchniowe 4,0 2,0 1,0 <1,0 L lato. W wiosna. ródło: Kudelska i in. (1994); Kudelska i Soszka (1996).

19 Podatno jezior na degradacj oceniono według kryteriów podanych przez: Bajkiewicz- Grabowsk (1985, 1987, 1990), Bajkiewicz-Grabowsk i in. (1989), Kudelsk i in. (1994), Kudelsk i Soszk (1996), Zgodnie z zaleceniami monitoringu podstawowego (Kudelska i in. 1994; Kudelska i Soszka 1996) kady ze wska ników oceniano w zakresie od 1 do 4 punktów (zob. tab. 4). Kategori przyznawano w oparciu o redni obliczon na podstawie punktacji poszczególnych cech (1,5 kategoria I, 2,5 kategoria II, 3,25 kategoria III, >3,25 kategoria IV). Tabela 4. Wska niki i ich wartoci, na podstawie których oceniono podatno jezior na degradacj Wska nik ródło danych Model Głboko rednia [m] Iloraz objtoci jeziora do długoci linii brzegowej [tys. m 3 m -1 ] Procent stratyfikacji jeziora w okresie stagnacji letniej Iloraz powierzchni dna czynnego do objtoci epilimnionu [m 2 m -3 ] Roczna intensywno wymiany wody obliczenia własne Bajkiewicz-Grabowska (1985, 1987, 1990) Kudelska i in. (1994), Kudelska, Soszka (1996) Bajkiewicz-Grabowska Czarnecka i in. (1989), (1985, 1987, 1990) Filipiak, i Raczyski (2000) Kudelska i in. (1994), Kudelska, Soszka (1996) obliczenia własne Bajkiewicz-Grabowska (1985, 1987, 1990) Kudelska i in. (1994), Kudelska, Soszka (1996) Bajkiewicz-Grabowska badania własne, (1985, 1987, 1990) Czarnecka i in. (1989) Kudelska i in. (1994), Kudelska, Soszka (1996) Atlas hydrologiczny Polski (1987), Czarnecka i in. (1989), Bajkiewicz-Grabowska (1985, 1987, 1990) Filipiak i Raczyski (2000) Kudelska i in. (1994), Kudelska, Soszka (1996) Punktacja 1 (kategorie) I (0) II (1) III (2) IV (3) > < <3 > < ,8 <0,8 > < <10 <0,10 0,10-0,15 0,15-0,30 >0,30 0,10 0,15 0,30 >0,30 > < % 200% 1000% >1000% Współczynnik Schindlera (iloraz łcznej powierzchni jeziora i zlewni całkowitej do objtoci jeziora [m 2 m -3 ] Stopie zagospodarowania zlewni Czarnecka i in. (1989), Filipiak i Raczyski (2000) Czarnecka i in. (1989) Bajkiewicz-Grabowska (1985, 1987, 1990) Kudelska i in. (1994), Kudelska, Soszka (1996) Kudelska i in. (1994), Kudelska, Soszka (1996) Bajkiewicz-Grabowska (1985, 1987, 1990) Kategorie podatnoci 2 Kudelska i in. (1994), Kudelska, Soszka (1996) < > >50 60% lasów <60% lasów, <60% gruntów ornych 60% gruntów ornych 0,80 1,60 2,40 >2,40 1,50 2,50 3,25 >3,25 _ 1 Cyfry rzymskie oznaczaj kategori podatnoci dla kadego ze wska ników wg Kudelskiej i in. (1994), oraz Kudelskiej i Soszki (1996), cyfry arabskie kategorie podatnoci dla kadego ze wska ników wg Bajkiewicz- Grabowskiej (1985, 1987, 1990). 2 Wartoci rednie z kategorii oznaczonych dla poszczególnych wska ników, okrelajce podatno jeziora na degradacj. ródło: Bajkiewicz-Grabowska (1985, 1987, 1990); Kudelska i in. (1994); Kudelska i Soszka (1996). Poszczególnym cechom (zob. tab. 4), majcym wpływ na podatno jeziora na degradacj, w przypadku metody Bajkiewicz-Grabowskiej (1985, 1987, 1990), Bajkiewicz-Grabowskiej

20 20 i in. (1989), przyznawano punkty od 0 (mała podatno na degradacj, wysoka odporno na oddziaływanie zlewni) do 3 (dua podatno, brak odpornoci na wpływy zlewni). Ocen kocow stanowiła rednia arytmetyczna obliczona na podstawie poszczególnych punktacji. Warto redniej mniejsza lub równa 0,8 wskazuje na wysok odporno jeziora na wpływy z zewntrz, warto od 0,9 do 1,6 na odporno przecitn, warto 1,7-2,4 na mał odporno; warto powyej 2,4 wiadczy o tym, e jezioro jest nieodporne, czyli silnie naraone na wpływy z zewntrz (tab. 4). Podatno badanych jezior na degradacj okrelano równie na podstawie wska nika statycznoci (pierwiastek kwadratowy ze stosunku redniej długoci efektywnej jeziora i jego głbokoci maksymalnej), opracowanego przez Langego i Malank (1994). Według tych autorów w jeziorach głbokich, o stosunkowo nieduej powierzchni, przy dobrze wykształconym epilimnionie, strefa głboka jest izolowana, a recyrkulacja biogenów jest utrudniona, co oznacza, e jezioro jest odporne na antropopresj. Rol zlewni w dostarczaniu materii do jeziora badano, stosujc metod cytowan przez Bajkiewicz-Grabowsk (1981, 1985, 1987). Uwzgldniane w tym modelu wska niki, metody obliczania oraz ródła pozyskiwania materiałów przedstawiono w tabeli 5. Na podstawie redniej z punktacji oceniajcej poszczególne cechy okrelano intensywno oddziaływania zlewni na jezioro i kwalifikowano je do odpowiedniej grupy. Do grupy I (rednia mniejsza lub równa 1,0) zaliczano jezioro, którego zlewnia silnie ogranicza spływ obszarowy i wykazuje brak moliwoci dostawy materii do jeziora. Do grupy II (rednia od 1,1 do 1,4) kwalifikowano akwen charakteryzujcy si zlewni o małej podatnoci na uruchamianie ładunku zdeponowanego na jej obszarze i o niewielkiej moliwoci jego dotarcia do zbiornika. Jezioro, którego zlewnia wykazywała umiarkowan moliwo dostarczania materii do jeziora, zaliczano do III grupy (rednia od 1,5 do 1,9). Natomiast jezioro, charakteryzujce si du moliwoci dostarczania materii do zbiornika, zaliczano do grupy IV (rednia 2,0). Porównanie grupy, do jakiej została zakwalifikowana zlewnia, z kategori podatnoci jeziora na degradacj, zgodnie z wytycznymi Bajkiewicz-Grabowskiej (1990), pozwala na wycignicie wniosku o tempie eutrofizacji jeziora. Za zbiorniki o wolnym tempie eutrofizacji (typ 1.) uznano jeziora majce zlewnie z grup 1-2, o podatnoci na degradacj kategorii I-II. W tempie umiarkowanym eutrofizacja zachodziła w zbiornikach dwóch typów typu 2., gdy zlewnia naleała do grupy 3-4, a jezioro miało I lub II kategori podatnoci na degradacj oraz typu 3. odpowiednio grupa 1-2 oraz kategoria III-IV. Szybka eutrofizacja w zastosowanym modelu zachodziła w jeziorach z grup 3-4 oraz o kategorii III-IV. Przy opracowywaniu wyników, zgodnie z przyjtymi metodami, wykorzystano dane hydrologiczne i morfometryczne opublikowane przez IMGW (Podział hydrograficzny 1983, 1988; Czarnecka i in. 1989), podawane przez innych autorów (Duda i Duklas 1968; Atlas hydrologiczny 1986, 1987; Brodziska i in. 1989; Filipiak i Sadowski 1994; Brodziska 1996, 1997; Filipiak i Raczyski 2000) bd uzyskane z oblicze, według wzorów podanych przez Choiskiego (1995).